W środowisku naturalnym organizmy są często narażone na

W środowisku naturalnym organizmy są często narażone na działanie złożonej
mieszaniny substancji skażających. Rzadko zdarza się, by któryś ze związków
dominował nad pozostałymi składnikami danej substancji.
Chromatogramy kongenerów PCB w tkankach małża (Macoma baltica) i foki
zwyczajnej (Phoca vitulina) z holenderskiego Wadden Sea.
Często toksyczność mieszaniny jest prawie równa sumie toksyczności
poszczególnych składników (w mieszaninie każda substancja ma prawie taką samą
toksyczność, jaką miałaby testowana osobno).
W sytuacji, gdy nie mamy dowodów na potencjację lub antagonizm, możemy ocenić
toksyczność mieszaniny związków sumując spodziewane skutki toksyczne każdego
ze składników, np.
mieszanina trzech składników w stężeniach, które badane pojedynczo dałyby
odpowiednio 5%, 10% i 15% śmiertelność, spowoduje śmiertelność 30%, gdyby
toksyczność była tylko addytywna.
Przykład:
wyznaczenie
równoważników
dioksyny
dla
mieszaniny
polichlorowanych związków aromatycznych
1.
określa się standardową odpowiedź toksyczną (np. 50% śmiertelność),
2.
porównuje się, w jakich stężeniach uzyskuje się taki efekt przez:
A. najbardziej toksyczny związek w mieszaninie
B. odpowiadające temu niezbędne stężenie innego związku z tej grupy.
3.
Stosunek (A):(B) odpowiada wskaźnikowi toksyczności równoważnej (TEF).
4.
wyznacza się udział każdego związku w łącznej toksyczności mieszaniny
W obrębie jednej grupy związków powinno je wyróżniać powinowactwo do miejsca
działania (receptora), i wynikające stąd różnice zależności między dawką i skutkiem
toksycznym.
Jeśli skorygujemy stężenia pojedynczych związków o współczynniki powinowactwa,
wtedy wszystkie dane dotyczące toksyczności można dopasować do jednej krzywej
„dawka‐reakcja".
W praktyce wykonuje się to z wyliczenia wskaźników toksyczności równoważnej
(TEF, ang. toxic equivalency factors) w odniesieniu do najbardziej toksycznego
składnika z grupy związków.
TEQ wyznacza się mnożąc jego stężenie w próbie ze środowiska (np. wodzie lub
tkance) przez jego wskaźnik toksyczności równoważnej. Wartości TEQ dla
poszczególnych związków można następnie zsumować, uzyskując wielkość
równoważnika toksyczności dla całej mieszaniny, tzn. równoważnej
względem związku referencyjnego.
Przykładem takiego podejścia jest wyliczenie równoważników dioksyny dla
PCDD i koplanarnych PCB, dla których TCDD jest związkiem referencyjnym.
równoważnik toksyczności (TEQ; ang. toxic equivalent) dla danego związku.
2,3,7,8‐tetrachlorodibenzodioksyna
1
W przepisach prawnych, gdy sprawa dotyczy toksyczności mieszaniny związków,
zazwyczaj zakłada się ich działanie addytywne (o ile nie ma niezbitych dowodów o
działaniu przeciwnym). Oznacza to, że toksyczność mieszaniny związków powinna
być zbliżona do sumy toksyczności jej pojedynczych składników.
Istnieją jednak przypadki, gdzie toksyczność jest znacząco większa niż addytywna.
Dlatego można powiedzieć, że kiedy na organizm działają dwie lub więcej
substancji, następuje potencjacja toksyczności. Do opisu tego zjawiska stosowany
jest również termin synergizm.
Inhibitor
(synergetyk)
Organizmy
Pestycyd
Szczepy
owadów
opornych na
piretroidy
Cypermetryna
Owady
Karbaryl
Ssaki i niektóre
oporne
owady
Malation
Butoksyd
piperonylu
Butoksyd
piperonylu
Różne związki
fosfoorganiczne
Wzrost
toksyczności
< 40x
< 200x
< 200x
Oś pionowa oznacza stopień toksyczności związku, a oś pozioma przedstawia skład
mieszaniny. Maksymalna dawka związku A i B daje taki sam stopień reakcji toksycznej
X. Potencjacja uwidacznia się, gdy toksyczność mieszaniny dwóch związków
przekracza sumę toksyczności poszczególnych składników.
Problem 1 – liniowość zależności dawka ‐ odpowiedź toksyczna
Problem 2 – miara toksyczności
Van Gestel i Hensbergen w testach na skoczogonkach
Folsomia candida stwierdzili, że:
 mieszanina kadmu i cynku działała antagonistycznie
wobec wzrostu
 mieszanina kadmu i cynku działała addytywnie w
odniesieniu do reprodukcji
w porównaniu ze skutkami wywoływanymi przez te metale
podawane pojedynczo.
(1) oba związki A i B dają liniową odpowiedź w zakresie dawek 0‐4.
(2) reakcja na związek A ma charakter liniowy, lecz reakcja na związek B jest
nieliniowa.
Nie można zakładać liniowości na podstawie krzywych reakcji dla pojedynczego
związku. Aby ustalić, czy pojawiła się potencjacja, należy zbadać krzywe
zależności dawka‐reakcja dla związków A i B powyżej wielkości dawek
zastosowanych w kombinacji.
Insektycydy piretroidowe, np. cyhalotryna, są
silnie toksyczne dla pszczół. Często jednak, przy
właściwym prowadzeniu zabiegów w warunkach
polowych nie powodują one wielu szkód.
Piretroidy odstraszają pszczoły, w wyniku
subletalnych skutków niskich dawek.
Jednak piretroidy mogą stać się o wiele
bardziej toksyczne w obecności pewnych
fungicydów
hamujących
biosyntezę
ergosteroli. Taką potencjację toksyczności
przypisuje się hamowaniu detoksykacji
piretroidów
przez
system
monooksygenaz.
Gdy jeden związek (A) powoduje zmianę metabolizmu innego związku (B), możemy
wyróżnić dwa typy interakcji:
1.
2.
Związek A hamuje system enzymów detoksykujących związek B. Szybkość
detoksykacji związku B jest dlatego spowalniana przez działanie związku A.
Związek A indukuje system enzymów aktywowanych przez związek B. Ze
względu na aktywność związku A wzrasta tempo aktywacji związku B.
Benzo(a)piren i niektóre inne rakotwórcze WWA są aktywowane przez indukowalną
formę cytochromu P450 znaną jako P4501A1. Wiele planarnych związków organicznych,
które same nie są rakotwórcze ani mutagenne, może prowadzić do indukcji P4501A1.
WWA, koplanarne PCB i 1,2,7,8‐tetrachlorodibenzenodioksyna (TCDD) mogą
działać jako promotory, które nasilają rakotwórcze działanie innych związków. Przez
wzrastające tempo aktywacji karcynogenów mogą także zwiększyć tempo tworzenia
adduktów DNA, to zaś może prowadzić do nasilenia indukowanych chemicznie
mutacji.
W środowisku morskim ryby, ptaki i ssaki mają czasami wyższe poziomy P4501A1 .
Jest to związane ze stopniem ekspozycji na działanie zanieczyszczeń takich jak
koplanarne PCB.
Przypuszcza się, że u osobników z podwyższonym P4501A1 może być większy
stopień uszkodzeń DNA
spowodowany kancerogenami i mutagenami
środowiskowymi.
2
Trudno przewidzieć oddziaływania zanieczyszczeń na organizmy z możliwą do
przyjęcia precyzją jedynie na podstawie pomiarów stężeń jakiejś substancji w
środowisku abiotycznym.
Do czynników, które wpływają na biologiczną dostępność (biodostępność) związków
chemicznych dla organizmów, należą: wahania temperatury, oddziaływania z innymi
zanieczyszczeniami, rodzaj gleby i osadu, opad deszczu, pH oraz zasolenie.
Odpowiedzi (R) gatunku „a" (A) i „b" (B) na terenach o różnych poziomach skażenia nie są ściśle
związane ze stężeniami zanieczyszczeń (oś x) w próbach abiotycznych (gleby, powietrza,
osadów wodnych) z tych samych terenów. Dużo ściślejsza zależność między gatunkami na tych
samych terenach (C) pozwala znacznie dokładniej przewidzieć reakcję gatunku „b" na
zanieczyszczenia na podstawie odpowiedzi gatunku „a" niż na podstawie prób abiotycznych.
Istnieją cztery główne kierunki w monitoringu biologicznych zanieczyszczeń
in situ:
1.
2.
3.
4.
Monitorowanie wpływu zanieczyszczenia na obecność lub brak gatunków w
jakimś miejscu lub zmian w składzie gatunkowym, znanych również jako
„oddziaływanie na zbiorowiska”;
Pomiar stężeń substancji zanieczyszczających u gatunków wskaźnikowych lub
„wrażliwych”;
Ocena skutków oddziaływania zanieczyszczeń na organizmy i powiązanie ich ze
stężeniami zanieczyszczeń w tych organizmach oraz innymi wskaźnikami
biotycznymi i abiotycznymi ;
Wykrywanie zróżnicowanych genetycznie linii (ras, odmian) gatunków, które
rozwinęły odporność na daną substancję zanieczyszczającą.
Inwazyjny pomiar poziomu zanieczyszczeń w
organizmach wskazuje ilość zanieczyszczeń w
danym momencie, umożliwiając ocenę ich
oddziaływania na drapieżców. Rozpatrzmy na
przykład gatunek ptaka brodzącego, który
żeruje przede wszystkim na małżach w
estuariach
rzecznych.
„Krytyczne"
(bezpieczne?) stężenia substancji toksycznych
dla ptaków powinny być wyznaczone na
podstawie zawartości toksyn w małżach a nie w
osadzie lub wodzie, lub wręcz w ich własnych
tkankach. Małże stanowią zasadnicze ogniwo
szlaku od środowiska abiotycznego do ptaków
brodzących, a jego znaczenie można
monitorować biologicznie poprzez badanie
tych mięczaków.
3
Podobne
rezultaty
uzyskano
dla
skażonych promieniotwórczo jaskółek
dymówek (Hirundo rustica) z okolic
Czarnobyla, u których musi dojść do
kompromisu
między
zwiększonym
zużyciem karotenoidów w celu zmiatania
wolnych rodników a ich rolą w sygnalizacji
seksualnej .
Skutki ekologiczne i fizjologiczne zanieczyszczeń
mogą powodować nieoczekiwane efekty uboczne w
zachowaniu się różnych gatunków.
W Finlandii zanieczyszczenie powietrza pochodzące z
huty miedzi spowodowało zamieranie populacji
gąsienic w sąsiedztwie tego zakładu. Sikory bogatki
(Parus major) uzyskują karotenoidy, dzięki którym
mają żółte ubarwienie, właśnie przez żerowanie na
tych gąsienicach. Ptaki żyjące w bezpośredniej
bliskości zakładu miały mniej jaskrawe upierzenie niż
ptaki żyjące dalej. Przypuszcza się, że zmniejszy to ich
dostosowanie w kategoriach doboru partnera i
przeżycia.
Do bezkręgowców lądowych, u których wykazano w doświadczeniach hodowlanych rozwój odporności genetycznej na duże stężenia metali, należą dżdżownice. W porównaniu z kontrolą odporne zwierzęta zazwyczaj przeżywają stężenia metali tylko o jakieś 30‐50% większe. W przypadku metali takich jak miedź i kadm, geny kodujące metalotioneinę, białko wiążące metal, mogą być powielone czterokrotnie. Zwierzęta odporne szybciej wiążą metale po ich wchłonięciu. Odmiany roślin, które charakteryzują się genetyczną odpornością na duże stężenia
metali w glebach, są znane od wielu lat. Także u owadów odporność taka jest dobrze
udokumentowana. Jest ona dziedziczna i powinno się ją odróżniać od tolerancji
fenotypowej, którą mogą mieć wszystkie osobniki danego gatunku (preadaptacja).
Ta ostatnia może obejmować strategie unikania, duże możliwości wydalania lub
obecność enzymów, które rozkładają zanieczyszczenia organiczne.
Tolerancja fenotypowa może być indukowana (np. zwiększona synteza białek
Tego rodzaju amplifikację znaleziono u dzikiego szczepu Drosophila, a rozwinęła się ona prawdopodobnie w odpowiedzi na opryskiwanie drzew owocowych fungicydami zawierającymi miedź.
wiążących metale). Genetycznie odrębne odmiany oporne na zanieczyszczenia będą
ewoluowały jednak tylko wtedy, gdy nacisk selekcyjny utrzyma się przez wiele
pokoleń.
Organizmy wykorzystywane w biomonitoringu in situ, powinny spełniać
kryterium „5P”:
1.
Podstawowy (ang. Relevant) ‐ jeśli testy ekotoksykologiczne mają mieć
znaczenie ekologiczne, to powinny wykorzystywać gatunki, które odgrywają
istotną rolę w funkcjonowaniu ekosystemu.
2.
Powszechny (ang. Reliable) ‐ pożądane jest, aby gatunek był raczej szeroko
rozpowszechniony, pospolity i łatwy do zebrania, gdyż ułatwi to porównanie
poszczególnych, oddalonych od siebie miejsc.
3.
Przeżywający (ang. Robust) ‐ bioindykatory nie powinny ginąć z powodu bardzo
niskich poziomów zanieczyszczeń (z wyjątkiem monitoringu typu 1 opartego na
strukturze zespołów, gdzie ważna jest czułość) i powinny być dostatecznie
wytrzymałe, aby przeżyć w zamknięciu na zanieczyszczonych stanowiskach
polowych.
4. Podatny (ang. Responsive) ‐ organizmy narażone na działanie substancji
zanieczyszczającej powinny wykazywać mierzalne reakcje, takie jak większe
stężenia substancji skażającej(‐ych) w tkankach (biomonitoring typu 2), zmiany
parametrów takie jak zmniejszenie energetycznego potencjału wzrostu i
płodności, zwiększenie częstości zachorowań lub indukcję odpowiedzi
biochemicznej (biomonitoring typu 3), lub posiadać genetycznie uwarunkowaną
odporność (biomonitoring typu 4).
5.
Powtarzalny (ang. Reproducible) ‐ wybrany gatunek poddany w różnych
miejscach takiej samej ekspozycji na zanieczyszczenia powinien wykazywać
podobne reakcje.
4