Bioakumulacja związków z grupy polibromowanych opóźniaczy zapłonu w organizmach ryb w kontekście monitoringu substancji priorytetowych w
środowisku Morza Bałtyckiego
.Joanna Szlinder-Richert, Urszula Szatkowska, Mateusz Radomski
Morski Instytut Rybacki - Państwowy Instytut Badawczy ul. Kołłątaja 1 81-332 Gdynia;
jszlinder@mir.gdynia.pl
Wstęp
Zanieczyszczenia chemiczne obecne w środowisku są jednym z czynników mogących indukować niekorzystne zmiany w ekosystemie morskim, dlatego zgodnie z wytycznymi zawartymi w Ramowej Dyrektywie ds. Strategii Morskiej (RDSM) powinny one być jednym z elementów oceny stanu środowiska morskiego. Dyrektywa ta określa wspólne zasady, na podstawie których państwa członkowskie są zobowiązane do opracowania własnych strategii oraz programów ochrony środowiska morskiego w celu osiągnięcia dobrego stanu środowiska wód morskich do 2020 roku. Jednym z elementów strategii morskiej jest opracowanie i wdrożenie programu monitoringu wód morskich przez wszystkie państwa członkowskie oraz opracowanie i wdrożenie krajowych programów ochrony wód morskich.
Dyrektywa stanowi także, że państwa członkowskie powinny współpracować przy opracowywaniu strategii dla poszczególnych obszarów morskich i wykorzystywać w tym celu istniejące struktury instytucjonalne takie jak regionalne konwencje morskie. W ochronę Morza Bałtyckiego zaangażowana jest powołana w 1974 roku Konwencja Helsińska, która wspomaga prace związane z wdrażaniem RDSM. Prace zmierzające do opracowania wskaźników właściwych dla oceny stanu środowiska Bałtyku oraz kryteriów oceny tych wskaźników odbywały się w ramach projektów koordynowanych przez HELCOM.
Wśród wskaźników substancji niebezpiecznych eksperci wytypowali m.in. związki z grupy polibromowanych opóźniaczy zapłonu: polibromowane bifenyloetery (PBDE) oraz heksabromocyklododekan (HBCDD). Za matrycę właściwą do oceny stanu środowiska uznano organizmy żywe. Trwałe zanieczyszczenia organiczne, wykazujące silne powinowactwo do materii organicznej kumulują się wprawdzie także w osadach, ale stężenia zanieczyszczeń w osadach nie pozwalają wnioskować o ich biodostępności dla organizmów.
Związki te natomiast mogą indukować szereg niekorzystnych zmian w ekosystemie po wejściu do łańcucha pokarmowego (Darnerud 2003, Rattfelt i inni 2008). Dlatego ryby wydają się być dobrym organizmem wskaźnikowym do oceny stanu środowiska, zwłaszcza dlatego że stanowią one również źródło narażenia człowieka na substancje obecne w ich organizmach. Jednak planując monitoring, którego wyniki mają posłużyć ocenie stanu środowiska w oparciu o ryby należy pamiętać, że kumulacja TZO w organizmach żywych jest wypadkową wielu czynników, co utrudnia interpretację wyników. Ważne jest, aby mieć jak najszerszą wiedzę o wpływie tych czynników.Poziomy zanieczyszczeń w rybach różnią się w zależności od gatunku a także ze względu na różnice w diecie i trybie życia. Determinowane też są jakością ekosystemu w którym żyje osobnik oraz okresem narażenia na czynniki środowiskowe i antropogeniczne (wiek osobnika). Na poziom zanieczyszczeń może też
wpływać sezon poboru próby choćby poprzez procesy związane z rozmnażaniem. Dlatego aby wyniki prowadzonego monitoringu zanieczyszczeń w rybach mogły być porównywalne, próby do badań powinny być scharakteryzowane w odpowiedni sposób (poprzez podanie gatunku, miejsca i daty poboru próby, wielkości ewentualnie wieku osobnika) a pobór prób powinien być odpowiednio zaplanowany. Celem bieżącej pracy było zbadanie:
- w jakim stopniu poziomy PBDE i HBCDD zależą od pozycji ryb w sieci troficznej
- jaki jest wpływ sezonu oraz wieku na poziomy PBDE i HBCDD w dwóch wybranych gatunkach ryb żyjących w wodach przejściowych.
Materiały i metody
Badania przeprowadzono w rybach z estuarium Odry i objęto nimi dwa gatunki ryb różniące się pozycją w sieci troficznej: okoń (Perca fluviatilis) i płoć (Rutilus rutilus) oraz wiekiem (rocznik1+ i 2+ oraz starsze). Próby ryb pobierano w dwóch sezonach (letni oraz jesienno zimowy), z czterech lokalizacji: Jezioro Dąbie, Roztoka Odrzańska, 2 lokalizacje na Zalewie Szczecińskim. W roku 2015 zbierane są próby z Zatoki Pomorskiej.
W większości przypadków próbkę stanowił jeden osobnik. Jedynie w przypadku najmniejszych osobników przygotowano próby składające się z 2-3 osobników o takiej samej długości. Oznaczenia chemiczne były wykonywane w całym osobniku po uprzednim usunięciu łusek oraz usunięciu zawartości żołądka. Cały osobnik był homogenizowany a uzyskany materiał rozkładano na płytki Petriego, mrożono i liofilizowano. Oznaczana była zawartość suchej masy w próbce. Zliofilizowaną próbkę ekstrahowano mieszaniną heksan:dichlorometan 1:1 v/v z użyciem aparatu do ekstrakcji pod zwiększonym ciśnieniem ASE 350 firmy Dionex. Po zakończonej ekstrakcji ekstrakt przenoszono do uprzednio zważonej kolbki okrągłodennej ze szlifem i usuwano rozpuszczalnik z użyciem wyparki próżniowej. Pozostałość rozpuszczalnika usuwano przy użyciu strumienia gazu obojętnego.
Następnie kolbki ważono i oznaczano procentową zawartość tłuszczu. Następnie wyekstrahowany olej odważano do probówki reakcyjnej, rozpuszczano w heksanie i dodawano wzorce wewnętrzne: roztwór PBDE-77 oraz C 13HBCDD. Uzyskany roztwór poddawano reakcji z mieszaniną stężonego kwasu siarkowego i 30 % oleum (1:1v/v) w ciągu 3 godzin. Po odwirowaniu i wymrożeniu dolnej warstwy w temperaturze – 70˚C, prowadzono reekstrakcję heksanem a połączone ekstrakty zatężano. Dalsze oczyszczenie prowadzono na kolumnie z kwaśnym żelem krzemionkowym. Anality wymywano heksanem (PBDE) a następnie mieszaniną dichlorometan:heksan 1:3 (v/v). Próbkę ponownie zatężano i przenoszono do insertu. Końcowe oznaczenie wykonywać techniką GC/MS-SIM z wykorzystaniem chromatografu Agilent Technologies 6890N, sprzężonego z detektorem mas.
Końcowy wynik oznaczenia wyrażano w ng/ g tłuszczu oraz w ng/ g mokrej masy.
Parametry walidacji metody oraz wyniki uzyskane dla certyfikowanych materiałów odniesienia przedstawiono w pracy opublikowanej przez Szlinder-Richert i inni 2014.
Wyniki i dyskusja
Ze względu na fakt, że projekt nie został jeszcze ukończony nie było możliwe wykonanie wszystkich zaplanowanych do wykonania analiz statystycznych. Jednak uzyskane już dane pozwalają na stwierdzenie, że w przypadku obydwu badanych rodzajów zanieczyszczeń zarówno w próbkach okonia jak i płoci, średnie stężenia były znacząco wyższe w sezonie letnim niż w sezonie jesienno zimowym. Różnice te były jednak wyraźnie wyższe w przypadku PBDE (około pięciokrotnie, przy stężeniach wyrażonych na mokrą masę) niż w przypadku HBCDD (około dwukrotnie przy stężeniach wyrażonych na mokrą masę). Tak wyraźnych międzysezonowych różnic nie obserwowano dla wcześniej badanych gatunków występujących w POM, takich jak śledź, szprot, łosoś (Szlinder-Richert i inni 2010). Może to mieć związek z faktem, że wcześniejsze badania były pierwszymi, pilotażowymi próbami zmierzającymi do oszacowania poziomów tych zanieczyszczeń w rybach z POM i metodyka poboru prób nie była tak jednoznacznie ukierunkowana na zbadanie wpływu czynników biologicznych na poziomy zanieczyszczeń.
W przypadku osobników z klasy długości >25 cm stężenia PBDE były wyższe w okoniu (gatunek drapieżny) niż w płoci, natomiast stężenia HBCDD były porównywalne w przypadku obu gatunków ryb, co świadczy o mniejszej zdolności HBCDD do akumulacji w łańcuchu pokarmowym w porównaniu ze związkami z grupy PBDE. Stężenia HBCDD zmierzone w płoci i okoniu były niemal identyczne jak stężenia w węgorzu pochodzącym z Zalewu Szczecińskiego (0,56 ng/g mm)(Szlinder-Richert i inni 2014), a stężenia PBDE w sezonie letnim w płoci były porównywalne z tymi zmierzonymi w węgorzu z Zalewu Szczecińskiego (1,2 ng/g mm) a w okoniu były wyższe niż w węgorzu.
Przeprowadzone badania wskazały także na występowanie wyraźnych różnic w profilach PBDE między płocią a okoniem. BDE 99 występował w płoci na niskich stężeniach (często poniżej LOQ), podczas gdy w okoniu jego udział sięgał 30%. Udział kongeneru BDE 99 w innych wcześniej badanych gatunkach ryb takich jak śledź, szprot, łosoś wynosił około 10%
(Szlinder-Richert i inni 2010) a w węgorzu około 5% (Szlinder-Richert i inni 2014).
Wcześniej sugerowano, że stosunek stężeń kongenerów BDE47/BDE 99 może świadczyć o tym czy narażenie organizmu na związki z grupy BDE jest stosunkowo niedawne (wyższy poziom BDE99, gdyż związek nie uległ jeszcze metabolicznej degradacji) czy historyczne (niski poziom BDE 99 ze względu na fakt metabolicznej degradacji) (Roosens i inni 2010).
Ze względu jednak na fakt, że badane w niniejszej pracy ryby pochodziły z tego samego ekosystemu uzyskany wynik wyraźnie wskazuje na istnienie różnych szlaków metabolicznych BDE 99 w różnych gatunkach.
Podsumowując można stwierdzić, że w przypadku związków z grupy PBDE zarówno sezon poboru prób jak i gatunek ryb wybrany do badań mają bardzo duże znaczenie przy planowaniu monitoringu i porównywaniu różnych serii danych. W przypadku HBCDD czynniki te wydają się mieć mniejsze znaczenie, choć różnica w stężeniu tego związku między sezonem letnim a jesiennozimowym była dwukrotna.
Literatura
Darnerud, P.O., 2003, Toxic effects of brominated flame retardants in man and wildlife, Environ. Int. 29, 841–853.
Rattfelt, J.J., Norman, A., Norrgren, L., Haglund, P., Andersson, P.L., 2008, Maternal transfer of brominated flame retardants in zebrafish (Danio rerio), Chemosphere 73 (2), 203–208.
Roosens, L., Geeraerts, C., Belpaire, C., Van Pelt, I., Neels, H., Covaci, A., 2010, Spatial variations in the levels and isomeric patterns of PBDE and HBCD in the European eel in Flanders, Environ. Int. 36, 415–423.
Szlinder-Richert J., Barska I., Usydus Z., Grabic R., 2010, Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in selected fish species from the southern Baltic Sea, Chemosphere 78, 695-700.
Szlinder-Richert J, Ruczyńska W., Nermer T., Usydus Z., Robak S., 2014, The occurrence of organic contaminants in European eel (Anguilla anguilla) in Poland: An environmental quality assessment, Chemosphere 114, 282-290.
