Agata Drobniewska Grzegor Nałęcz-Jawecki Beata Sumorok Józef Sawicki 136 WSGE WSGE 137

Transkrypt

1 Agata Drobniewska Grzegor Nałęcz-Jawecki Beata Sumorok Józef Sawicki 136 WSGE WSGE 137

2 Agata Drobniewska 1 Grzegor Nałęcz-Jawecki 2 Beata Sumorok 3 Józef Sawicki 4 WYKORZYSTANIE MIKROBIOTESTÓW DO OCENY TOKSYCZNOŚCI OSADÓW RZECZNYCH I GLEBY Z TERAS ZALEWOWYCH. TOXICITY ASSESSMENT OF SEDIMENTS AND SOIL FROM RIVERS AND FLOODPLAINS USING A BATTERY OF MICROBIOTESTS Abstract In Poland the monitoring of rivers is still based on physical and chemical analyses of the quality of surface-water. These kind of analyses can inform only about the amount of single contaminants but not the total contamination of water. For complete assessment of quality of rivers, the analyses of sediment and soil from floodplain samples are necessary. In comparison to water, sediment contains much higher amounts of pollutants. Pollutants can be released from sediment to water after changes of physical and chemical parameters of water and/or chemical and biochemical processes in the sediment. Moreover, during periods of flooding, sediment containing pollutants is transported to the soil of floodplains or downstream of the rivers. The aim of this article was to indicate application of microbiotests battery as tools for assessment the quality of sediments and soil from rivers and floodplains. KEYWORDS: battery of microbiotests; sensitivity of species. 1 Międzynarodowy Instytut Polskiej Akademii Nauk Europejskie Regionalne Centrum Ekohydrologii pod auspicjami UNESCO, ul. Tylna 3, Łódź, Polska, a.drobniewska@erce.unesco.lodz.pl; Katedra Ekologii Stosowanej, Uniwersytet Łódzki, ul. Banacha 12/16, Łódź; Wyższa Szkoła Gospodarki Euroregionalnej im. Alcide De Gasperi, ul. Sienkiewicza 2, Józefów. 2 Zakład Badania Środowiska, Warszawski Uniwersytet Medyczny, ul. Banacha 1, Warszawa 3 Instytut Sadownictwa i Kwiaciarstwa im. Szczepana Pieniążka, ul. Pomologiczna 18, Skierniewice 4 Zakład Badania Środowiska, Warszawski Uniwersytet Medyczny, ul. Banacha 1, Warszawa 138 WSGE WSGE 139

3 1. Wstęp Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 5 określa wytyczne dotyczące ogólnej oceny wód powierzchniowych i prezentowania ich jakości. Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) została implementowana w Polsce ustawą z dnia 18 lipca 2001 roku Prawo Wodne 6, a do praktyki monitoringu środowiska weszła dopiero na mocy Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 roku w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych 7. Monitoring wód powierzchniowych w Polsce prowadzony jest przez Wojewódzkie Inspektoraty Ochrony Środowiska (WIOŚ). Systemy oceny jakości środowiska wodnego koncentrują się przede wszystkim na analizie wody. Jednakże substancje chemiczne, zwłaszcza lipofilne i słabiej rozpuszczalne w wodzie, są sorbowane przez zawiesiny organiczne oraz nieorganiczne i mogą kumulować się w osadach dennych, a także podczas wylewów rzek w glebie teras zalewowych. Ponadto zakres analityczny jest niewystarczający. Laboratoria w próbkach wody ograniczają się do oznaczania związków lub grup związków wymaganych przez przepisy, co automatycznie prowadzi do niewykrywania wielu substancji toksycznych i w efekcie zaniża ocenę realnego ryzyka, a także nie pozwala na poznanie biologicznej aktywności próbek. Podobny wniosek towarzyszy analizom chemicznym próbek osadów i gleb 8. Uzupełnieniem analiz chemicznych stała się w ostatnich latach analiza bioindykacyjna, pomocna w ocenie jakości oraz stanu ekologicznego rzek, do czego zobowiązują założenia Ramowej Dyrektywy Wodnej 9. Bioindykacja polega na użyciu organizmu żywego do oceny sumarycznej aktywności badanej próbki 10. Organizmy różnią się wrażliwością, dlatego postuluje się stosowanie baterii bioindykatorów należących do różnych grup taksonomicznych wybranych ze wszystkich poziomów troficznych: producentów, konsumentów i reducentów 11. Spośród wielu biotestów znanych na całym świecie najpowszechniej stosowane są obecnie mikrobiotesty wykorzystujące mikroorganizmy oraz drobne organizmy roślin /60/EC Dyrektywa Ramowa Unii Europejskiej w sprawie Polityki Wodnej, nr 2000/60/EC zwana Ramową Dyrektywą Wodną. 6 Dz.U nr 239 poz z późn. zm. 7 Dz.U. nr 162, poz Burton (1999), s. 1-8; McCauley, DeGraeve, Linton (2000), s /60/WE Dyrektywa Ramowa Unii Europejskiej w sprawie Polityki Wodnej, nr 2000/60/EC zwana Ramową Dyrektywą Wodną. 10 Tarczyńska, Nałęcz-Jawecki (1998), s Rojickova-Padrova, Marsalek (1998), s ; Manusadzianas, Balkelyte, Sadauskas, Blinova, Pollumaa, Kahru (2003), s ne i bezkręgowce 12. Wprowadzenie do użycia Toxkitów wyeliminowało problemy z zapewnieniem odpowiedniej liczby bioindykatorów pochodzących z jednego źródła 13. Zostały one opracowane przez grupę naukowców pod kierunkiem prof. Guido Persoone z Uniwersytetu w Ghent w Belgii 14. Pakiety testowe zawierają organizmy w formie kryptobiotycznej. Wylęg organizmów następuje na żądanie użytkownika, w dogodnym czasie i w odpowiedniej ilości osobników. Wyniki badań uzyskanych z baterii biotestów pozwalają ocenić całościową toksyczność badanych próbek, także próbek osadów i gleb. Celem prezentowanego artykułu jest wskazanie możliwości wykorzystania mikrobiotestów w analizach stanu jakości osadów rzecznych i gleb z teras zalewowych rzek. 2. Charakterystyka testów toksyczności Bioindykacja ocenia ogólną jakość środowiska na podstawie reakcji żywego organizmu, tzw. bioindykatora. Reakcja ta obejmuje nie tylko sumaryczne działanie wszystkich substancji pochodzenia antropogenicznego oraz toksyn naturalnych, ale także daje obraz interakcji pomiędzy substancjami toksycznymi a abiotycznymi i biotycznymi czynnikami środowiska (ph, twardość, zawiesiny itp.). Żywy organizm jest swoistym odczynnikiem, wewnątrz którego zachodzą procesy biochemiczne, a ich rezultatem są obserwowane symptomy: zmiany morfologiczne ciała, choroby, a w końcu śmierć. Bioindykacja może zatem dostarczać znacznie więcej istotnych informacji niż tylko ogólnych liczbowych wyznaczników stanu ekosystemu. Najczęściej stosowanymi biotestami w ocenie jakości środowiska są testy z wykorzystaniem populacji jednego gatunku. Stanowią one 90% wszystkich przeprowadzanych analiz bioindykacyjnych. Do oceny substancji biologicznie aktywnych stosuje się baterię testów bioindykacyjnych, obejmującą zwykle przedstawiciela: producentów, bezkręgowców, kręgowców, a także bakterie 15. Ważne jest, że organizmy rozwinięte z To- 12 Blaise (1996), s Persoone (1998), s Persoone (1998), s ; Persoone, Vangheluve (2000), s Nałęcz-Jawecki, Sawicki, Demkowicz-Dobrzański (2000); Clèment, Persoone, Colin, Le Dû-Delepierre (1996), s ; Wenzel, Nendza, Hartman, Kanne (1997), s ; Rojickova-Padrova, Marsalek (1998), s ; Manusadzianas, Balkelyte, Sadauskas, Blinova, Pollumaa, Kahru (2003), s ; Lahr, Maas-Diepeveen, Stuijfzand, Leonards, Drüke, Lücker, Espeldoorn, Kerkum, Leo, Hendriks (2003), s ; Lahr, Maas-Diepeveen, Stuijfzand, Leonards, Drüke, Lücker, Espeldoorn, Kerkum, Leo, Hendriks (2003), s ; Dubova, Zariņa (2004), s ; Dubova, Zariņa (2004), s. 140 WSGE WSGE 141

4 Biotesty przeprowadza się zgodnie ze standardowymi procedurami. Wstępną ocenę toksyczności bada się poprzez wykonanie testów skriningowych, polegających na analizie próbek nierozcieńczonych. Celem testu skriningowego (przesiewowego) jest ustalenie, czy próbka jest toksyczna. Stosuje się go do badań dużej partii próbek środowiskowych o nieznanej, prawdopodobnie niskiej toksyczności. Bioindykatory wprowadza się do próbek nierozcieńczonych, ewentualnie uzupełnionych składnikami niezbędnymi do życia organizmów testowych, np. NaCl w teście Microtox zapewnia odpowiednie ciśnienie osmotyczne. Wynikiem testu jest procent reakcji testowej (PE). Jedynie w przypadku systemu Microtox -SPT wykonuje się testy podstawowe z rozcieńczeniami, z uwagi na to, iż zazwyczaj próbki gleby i osadu obniżają luminescencję zawiesiny bakterii Vibrio fischeri. Wynikiem testu jest wartość EC50, czyli stężenie próbki powodujące obniżenie luminescencji o 50%. Następnie EC50 jest przekształcane na jednostki toksyczności (TU50) (TU = 1/EC50*100%). Poniżej przedstawiono biotesty wykorzystywane do oceny toksycznoxkitów mogą charakteryzować się wyższą wrażliwością od organizmów hodowanych w tradycyjny sposób. Zależność taką wykazał między innymi Fochtman (2000) 16. Otrzymane przez niego wartości IC50 (ang. Inhibition Concentration) dla Daphnia magna z Daphtoxkit magna były mniejsze od 1,5 do 10 razy od wartości IC50 skorupiaka tego samego gatunku pochodzącego z hodowli tradycyjnej. Również Persoone (1998) stwierdził, iż dla ponad połowy badanych przez niego czystych substancji chemicznych, Daphnia magna z pakietu Daphtoxkit magna wykazała się 1,5 razy wyższą wrażliwością niż ten sam skorupiak pochodzący z tradycyjnych hodowli. W przypadku oceny jakości próbek stałych, jakimi są próbki gleby i osadu, tradycyjna metoda oceny ich toksyczności sprowadza się do analizy uzyskanych z nich ekstraktów. Chociaż metoda pozwala korzystać z testów stosowanych jednocześnie do badania toksyczności wód, jej wadą jest fakt, że oceniana jest jedynie frakcja rozpuszczona w wodzie 17. Pełnej informacji toksykologicznej dostarczają dopiero testy bezpośredniego kontaktu (TBK) (direct-contact tests). W testach tych bioindykatory inkubowane w próbce oceniają biodostępność wszystkich toksyn, wchłaniających się poprzez dyfuzję, a także na drodze pokarmowej. W związku z powyższym dostarczają one pełnej informacji toksykologicznej. Z uwagi na rosnące zainteresowanie analizą osadów i gleb w ostatnich latach pojawiły się mikrobiotesty TBK. W porównaniu do klasycznych testów na dżdżownicach (OECD) wymagają one krótszego czasu inkubacji i znacznie mniejszej powierzchni laboratoryjnej. Aktualnie istnieje w literaturze światowej kilka opracowań poświęconych standaryzacji prezentowanych testów TBK 18. Jakie zatem można stosować testy w ocenie jakości osadów i gleb? Rodzaj reakcji oraz czas trwania biotestu przedstawiono w Tabeli ; Latif, Licek (2004), s ; Drobniewska, Sumorok, Nałęcz-Jawecki, Sawicki (2007), s ; Kaza, Mankiewicz-Boczek, Izydorczyk, Sawicki (2007), s ; Mankiewicz-Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki (2008), s Fochtman, (2000). Str Ziehl, Schmidt (2000), s ; McCauley, DeGraeve, Linton (2000), s ; Chial, Persoone (2002), s ; Chial, Persoone (2002), s ; Fernandez, Cagigal, Vega, Urzelai, Babin, Pro, Tarazona (2005), s ; Fernandez, Cagigal, Vega, Urzelai, Babin, Pro, Tarazona (2005), s Benton, Malott, Knight, Cooper, Benson (1995), s. 411; McCauley, DeGraeve, Linton (2000), s ; Chial., Persoone (2002a), s ; Drobniewska, Sumorok, Nałęcz- Jawecki, Sawicki (2007), s ; Nałęcz Jawecki (2005), s ; Mankiewicz- Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki (2008), s Tabela.1. Charakterystyka testów oceny toksyczności osadów i gleb Poziom Organizm Nazwa testu Bibliografia Reakcja testowa troficzny Rośliny wyższe Sorghum saccharatum Producenci (Phytotoxkit, kiełkowanie Phytotoxkit 2004) i wczesny wzrost Konsumenci Reducenci Lepidium sativum Sinapis alba Heterocypris incongruens Skorupiaki Ostracodtoxkit (Ostracodtoxkit, 2001) Bakterie inhibicja wzrostu, śmierć 142 WSGE WSGE 143 Vibrio fischeri Pierwotniaki Spirostomum ambiguum Microtox STP (Microtox Manual, 2003) Spirotox-TBK (Nałęcz-Jawecki, 2005) inhibicja luminescencji deformacje, śmierć Czas trwania 3 dni 6 dni 20 min 6 dni Źródło: Phytotoxkit, 2004, Seed germination and early wrowth microbiotest with higher plants. MicroBioTests Inc. Nazareth, Belgium, s. 24; Ostracodtoxkit F., 2001, Chronic direct contact toxicity test for freshwater sediments, Microbiotests, Belgium. s. 28, Microtox Manual, 2003, SDI. Nałęcz Jawecki, G. (2005). Spirotox test Spirostomum ambiguum acute toxicity test [w:] Blaise, C., Ferard J.-F., [eds], Small scale Freshwater Toxicity Investigations; Vol.1 Toxicity Test Methods, Springer. Str

5 ści osadów rzecznych i gleb z teras zalewowych 19. Test toksyczności Phytotoxkit TM W teście Phytotoxkit TM użyto 3 rodzajów nasion, które zostały wyselekcjonowane pod względem szybkości kiełkowania i wzrostu korzeni. Test opiera się na pomiarze wzrostu młodych korzeni (jednoliściennego sorgo (Sorghum saccharatum), dwuliściennej pieprzycy siewnej (Lepidium sativum) oraz dwuliściennej gorczycy (Sinapis alba)) po trzech dniach ekspozycji nasion na działanie badanej próbki względem kontroli. Kontrolą jest sztuczna gleba, której głównymi składnikami są piasek, kaolin i torf. W trakcie badań można stosować także drugi rodzaj gleby kontrolnej, którą jest piasek rzeczny przepłukany, oczyszczony z resztek materii organicznej i wysuszony w temperaturze 105 o C 20. Badania toksyczności z wykorzystaniem Phytotoxkit TM prowadzi się zgodnie z procedurą umieszczoną w Phytotoxkit TM 21. W końcowym etapie prowadzenia testu dokonuje się rejestracji obrazu płytki z kiełkującymi nasionami z wykorzystaniem aparatu cyfrowego. Analizę i pomiar długości korzeni metodą analizy obrazu wykonuje się z wykorzystaniem programu Image Tools. Test toksyczności Ostracodtoxkit F W sześciodniowym teście pierwszego kontaktu Ostracodtoxkit F używa się młodych skorupiaków dennych Heterocypris incongruens. Test opiera się na określaniu śmiertelności i wzrostu skorupiaków po 6 dniach przebywania w badanym osadzie, w odniesieniu do rezultatów uzyskanych w kontakcie z nietoksycznym osadem kontrolnym. Organizmy poddaje się inkubacji w pożywce standardowej rekomendowanej przez Environmental Protection Agency z dodatkiem zawiesiny glonów, stanowiącej pokarm dla skorupiaków. Badania toksyczności Ostracodtoxkit F prowadzone są zgodnie z procedurą umieszczoną w Ostracodtoxkit F 22. Test Microtox - SPT (Solid Phase Test) Zakupione liofilizowane bakterie mogą być przechowywane przez rok w temperaturze minus 20 C. Bakterie inkubuje się z próbką w polistyrenowych probówkach (kuwetach SPT), zaś odczyt luminescencji wykonuje się w szklanych, jednorazowych kuwetach w analizatorze Microtox M500. Oprogramowanie Microtox Omni steruje wykonaniem testu oraz umożliwia generowanie raportów. Reakcją testową jest obniżenie lumine- 19 Drobniewska, Sumorok, Nałęcz-Jawecki, Sawicki (2007), s ; Mankiewicz- Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki, (2008), s Drobniewska, Sumorok, Nałęcz-Jawecki, Sawicki (2007), s Phytotoxkit (2004), s Ostracodtoxkit F. (2001), s. 28. scencji zawiesiny bakterii 23. SPIROTOX Test oceny toksyczności ostrej z wykorzystaniem pierwotniaka Spirostomum ambiguum. Test opracowany w Zakładzie Badania Środowiska Akademii Medycznej w Warszawie 24. Pierwotniaki pochodzą z hodowli prowadzonej w laboratorium. Test wykonuje się w polistyrenowych 24-dołkowych mikropłytkach. Reakcjami testowymi są: śmierć pierwotniaków (L) oraz przyżyciowe deformacje kształtu (D). Interpretacja wyników Zgodnie z założeniami metody klasyfikacji wód wg Persoone i współautorów 25 próbki, dla których procent reakcji testowej PE<20% uznaje się za nietoksyczne (1 klasa zagrożenia). Takie same założenia można przyjąć dla próbek osadów ściekowych, kompostu, refulatu oraz gleb, zgodnie z zasadą przedstawioną przez Mankiewicz-Boczek i współautorów 26. Jedynie w przypadku systemu Microtox -SPT za próbki nietoksyczne uznano te, dla których TU<9. 3. Wykorzystanie testów toksyczności osadów i gleb z teras zalewowych w ocenie jakości systemu rzecznego Systemy rzeczne są ekosystemami otwartymi, które elastycznie reagują na stres antropogeniczny, wynikający z przekształceń zlewni. Generuje to potrzebę oceny funkcjonowania rzek. Zgodnie z zaleceniami UE ocena ta ma się opierać nie tylko na parametrach fizykochemicznych, ale przede wszystkim na elementach biologicznych. Klasyfikacja wód powierzchniowych oparta na testach toksyczności z wykorzystaniem mikrobiotestów przeprowadzona była przez Blinova 27. Autorka przeprowadziła porównawcze badania, wykorzystując metodę bioindykacji terenowej oraz testy toksyczności oparte na laboratoryjnych badaniach z wykorzystaniem Selenastrum capricornutum, Thamnocephalus platyurus i Daphnia magna. Wykazano, iż rzeki, które zgodnie ze standardową klasyfikacją biologiczną należały do tej samej klasy, charakteryzują się odmienną toksycznością. W przypadku systemów rzecznych istotne jest, aby badania te obejmowały zarówno próbki wody, osadu, jak i gleb nabrzeżnych. Konieczność 23 Microtox Manual (2003), SDI. 24 Nałęcz Jawecki, G. (2005), s Persoone, Marsalek, Blinova, Törökne, Zarina, Manusadzianas, Nałęcz-Jawecki, Tofan, Stepanova, Tothova, Kolar (2003), s Mankiewicz-Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki (2008), s Blinova (2000), s WSGE WSGE 145

6 jednoczesnego badania toksyczności osadów rzecznych i wody wykazali Latif i Licek 28. Autorzy stwierdzili, iż próby wody i osadu, pobierane z tego samego stanowiska w odmienny sposób, wpływały na badane organizmy. W trakcie analiz istotny jest rodzaj zastosowanego testu toksyczności w całej baterii biotestów. Badania Latif i Licek 29 wskazują, iż wynik określający toksyczność tych samych prób osadów może być różny w zależności od rodzaju prowadzonego testu. Wyższą toksyczność prób stwierdzano w trakcie testów bezpośredniego kontaktu z udziałem H. incongruens, od testów tradycyjnych prowadzonych na ekstraktach otrzymanych z osadów badając skorupiaki (Daphnia magna i Thamnocephalus platyurus). Powyższe obserwacje zostały potwierdzone przez Chial i Persoone 30, którzy porównali reakcję Hyalella azteca w tradycyjnym teście i H. incongruens w teście TBK. Montvydienè i Marčiulioninè 31 badając wpływ metali na organizmy zwierzęce i roślinne wykazali, że cynk jest jednym z bardziej toksycznych pierwiastków dla organizmów zwierzęcych, ale jednocześnie najmniej szkodliwy dla roślin. Odwrotną sytuację odnotowano względem chromu. Autorzy eksperymentalnie dowiedli także, że wrażliwość organizmów roślinnych uzależniona jest także od środowiska życia tychże roślin, co może się wiązać ze sposobami pobierania metali. Wykazali, że Spirodela polyrrhiza (słodkowodna roślina) jest bardziej wrażliwa na metale niż Lepidium sativum (roślina lądowa). Z badań prezentowanych przez Mankiewicz-Boczek i współautorów 32. wynika, iż w przypadku analiz próbek gleb z taras zalewowych i osadów rzecznych (Pilica, Ner, Bzura i Utrata) najbardziej wrażliwy był odpowiednio: Spirotox-SPT ze S. ambiguum oraz Phytotoxkit z udziałem L. sativum. Skład chemiczny osadów wód powierzchniowych, w tym także zawartość w nich składników szkodliwych dla organizmów żywych, uwarunkowany jest wieloma czynnikami naturalnymi i antropogenicznymi 33. Istotne jest, iż w osadach akumulowanych na dnie rzek notuje się wielokrotnie wyższe stężenia substancji szkodliwych, w porównaniu do ich zawartości w wodzie 34. Zdolność sorbowania zanieczyszczeń przez osady denne 28 Latif, Licek (2004), s Tamże, s Chial, Persoone (2002a), s Montvydienè, Marčiulioninè (2004), s Mankiewicz-Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki (2008), s Meregalli, Angelo, Vermeulen, Ollevier (1999), s ; Chial, Persoone (2002a), s , Chial, Persoone (2002b), s ; Chial, Persoone (2002c), s ; Bojakowska (2003); Latif, Licek (2004), s ; Wu (2004), s Bojakowska, Gliwicz, powoduje, iż mogą być one jednocześnie potencjalnym ogniskiem zanieczyszczenia. Zmiana parametrów fizykochemicznych wody i procesów chemicznych i biochemicznych przebiegających w osadach, może spowodować w efekcie gwałtowne uwolnienie czynników toksycznych do wody. Ponadto podczas powodzi zanieczyszczone osady są transportowane na gleby taras zalewowych albo w dół rzek 35 i tym samym mogą one być wtórnym ogniskiem zanieczyszczenia rzek 36. Mobilność i bioprzyswajalność metali w osadach i glebie zależy od wielu czynników fizykochemicznych i biologicznych z uwzględnieniem: zawartości materii, odczynu, aktywności biologicznej 37. Liczne doniesienia z literatury wskazują, iż wraz ze wzrostem zakwaszenia następuje wzrost mobilności metali w glebie i osadzie. Badania prowadzone przez Prokop i współautorów 38 wykazały, iż tempo wymywania metali wzrasta przy wartości ph < 4,5. Jednocześnie badacze dowiedli, że bioprzyswajalność metali jest najwyższa w próbach osadu charakteryzujących się odczynem zawierającym się w przedziale 4,4 6. Badania prowadzone przez Karuppiah i współpracowników 39 potwierdzają, że kolejnym czynnikiem determinującym mobilność metali i innych zanieczyszczeń, które mogą być obecne w glebie i osadach rzecznych, jest zawartość materii organicznej. Stwierdzono, że próby gleby, charakteryzujące się dziesięciokrotnie wyższą zawartością materii organicznej i 3,5 razy wyższą zawartością frakcji gliniastej, są mniej toksyczne (substancją wzorcową był metalochlor) dla Vibrio fischeri, niż próby osadu. Prokop i współautorzy 40 wykazali jednak, że nie więcej niż 10% całkowitej ilości Cd i Zn jest adsorbowana przez materię organiczną, natomiast od 4 do 40% ulega adsorpcji przez rozpuszczony węgiel organiczny. Autorzy pracy analizowali równocześnie toksyczność osadów i ekstraktów z nich otrzymanych względem bezkręgowców. W trakcie badań wykazali, iż odczyn kwaśny, mniejsza zawartość materii organicznej oraz większy rejestrowany przepływ, powodują wzmożone tempo wymywania kadmu i cynku z osadu, a tym samym obniżenie toksyczności osadu z jednoczesnym wzrostem toksyczności ekstraktu z niego otrzymanego. Zależność pomiędzy wzro- 35 Kucharski, Sas-Nowosielska, Kuperberg, (2004), Str Catallo (1993), s ; Latif, Licek (2004), s Bell, Chaney, Angle (1991), s ; Lorenz, Hamon, Holm, Domingues, Sequeira, Christensen, McGrath (1997), s ; Prokop, Vangheluwe, Van Sprang, Janssen, Holoubek (2003), s ; Fernandez, Cagigal, Vega, Urzelai, Babin, Pro, Tarazona (2005), s Prokop, Vangheluwe, Van Sprang, Janssen, Holoubek (2003), s Karuppiah, Liggans, Gupta (1997), s Prokop, Vangheluwe, Van Sprang, Janssen, Holoubek (2003), s WSGE WSGE 147

7 stem toksyczności w próbach charakteryzujących się mniejszymi wartościami ph stwierdzono także w badaniach Dubova i Zariņa 41. Istotne jest także, że badania potwierdzają brak korelacji pomiędzy ilością związków chemicznych w próbie, a reakcją organizmów 42. Pomiędzy poszczególnymi związkami dochodzić może do ich wzajemnego oddziaływania oraz takich efektów, jak synergizm i antagonizm. Zatem toksyczność nawet najbardziej toksycznego związku może ulegać obniżeniu lub podwyższeniu. 4. Wnioski Celem prezentowanego artykułu jest wskazanie możliwości wykorzystania mikrobiotestów w analizach stanu jakości osadów rzecznych i gleb z teras zalewowych rzek. Wyniki prezentowane przez Mankiewicz-Boczek i in. 43, Drobniewską i in. 44 oraz Kaza i in. 45 wskazują na potrzebę uzupełnienia obowiązującej fizykochemicznej klasyfikacji czystości rzek o klasyfikację toksyczności obejmującą nie tylko wodę, ale i osady oraz gleby z teras zalewowych. Analizy próbek wody pokazują, że niska toksyczność lub nawet jej brak ze strony wód rzecznych nie koresponduje z oceną jakościową wyrażoną w postaci klas czystości. Nie można wyciągać wniosków dotyczących zagrożenia ze strony zanieczyszczeń, korzystając z systemu klasyfikacji opierającego się wyłącznie na parametrach fizyko-chemicznych. Niezbędne wydaje się włączenie do badań testów toksyczności. Jednocześnie aby laboratoryjne analizy bioindykacyjne mogły być w pełni użyteczne do oceny jakości rzek, zakres badań powinien obejmować nie tylko próby wody, ale również osadów i nadbrzeżnych gleb. Dwa ostatnie kompartymenty są istotne z uwagi na możliwość długoterminowej adsorpcji i akumulacji zanieczyszczeń. Dopiero tak zintegrowany monitoring umożliwi kompletną ocenę zagrożenia dla ekosystemu wodnego wraz z określeniem negatywnych zmian w systemie rzeki. Podziękowania Projekt jest finansowany ze środków przeznaczonych na naukę w latach w ramach grantu MEiN 2PO5FO Dubova, Zariņa (2004), s Persoone, Vangheluve (2000), s ; Manusadzianas, Balkelyte, Sadauskas, Blinova, Pollumaa, Kahru (2003), s ; Latif, Licek (2004), s Mankiewicz-Boczek, Nałęcz-Jawecki, Drobniewska, Kaza, Sumorok, Izydorczyk, Zalewski, Sawicki (2008), s Drobniewska, Sumorok, Nałęcz-Jawecki, Sawicki (2007), s Kaza, Mankiewicz-Boczek., Izydorczyk, Sawicki (2007), s Bibliografia: 1. Bell P.F., Chaney R.L., Angle J.S. (1991), Free metal activity and total metal concentrations as indices of micronutrient availability to barley, Plant Soil, Benton M.J., Malott, M.L., Knight, S.S., Cooper, C.M., Benson, W.H. (1995), Influence of sediment composition on apparent toxicity in a solid-phase test using bioluminescent bacteria, Environmental Toxicology and Chemistry, Blaise C. (1996), Microbiotesting: An expanding field in aquatic toxicology, Ecotoxicology and Environmental Safety, Blinova I. (2000), The perspective of microbiotests application to surface water monitoring and effluent control in Estonia. Environmental Toxicology, Bojakowska I. (2003), Charakterystyka geochemiczna osadów Narwi i jej dopływów, VI Międzynarodowa konferencja Naukowa. Zagospodarowanie Zlewni Bugu i Narwi w ramach Zrównoważonego rozwoju. Warszawa Popowo. 6. Bojakowska I., Gliwicz T. (2003), Wyniki geochemicznych badań osadów wodnych polski w latach , Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. 7. Burton, G.A. (1999), Realistic assessments of ecotoxicity using traditional and novel approaches, Aquatic Ecosystem Health and Management, Catallo W. J. (1993), Ecotoxicology and wetland ecosystems: current understanding and future needs. Environmental Toxicology and Chemistry, Chial B., Persoone G. (2002a), Cyst-Based Toxicity Tests XII Development of a Short Chronic Sediment Toxicity Test with the Ostracod Crustacean Heterocypris incongruens: Selection of Test Parameters. Environmental Toxicology, Chial B., Persoone G. (2002b), Cyst-Based Toxicity Tests XIII Development of a Short Chronic Sediment Toxicity Test with the Ostracod Crustacean Heterocypris incongruens: Methodology and Precision. Environmental Toxicology, Chial B., Persoone G. (2002c), Cyst-Based Toxicity Tests XIV Application of the Ostracod Solid-Phase Microbiotest for Toxicity Monitoring of River Sediments in Flanders (Belgium). Environmental Toxicology, Clèment B., Persoone G., Colin J., Le Dû-Delepierre A. (1996), Estimation of the hazard of landfills through toxicity testing of leachates. 148 WSGE WSGE 149

8 Chemosphere, 11 (11). 13. Drobniewska A., Sumorok B., Nałęcz-Jawecki G., Sawicki J., (2007), Toxicity assessment of sediments and soil from rivers and floodplains in Central Poland using a battery of microbiotests a case study. Fresenius Environmental Bulletion, Vol.16; No Dubova L., Zariņa D. (2004), Application of Toxkit Microbiotests for Toxicity Assessment in Soil and Compost, Environmental Toxicology, Dz.U nr 239 poz Obwieszczenie Marszałka Sejmu Rzeczypospolitej Polskiej z dnia 18 listopada 2005 r. w sprawie ogłoszenia jednolitego tekstu - Prawo wodne. 16. Dz.U. nr 162, poz Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych. 17. Fernandez M.D., Cagigal E., Vega M.M., Urzelai A., Babin M., Pro, J., Tarazona J.V. (2005), Ecological risk assessment of contaminated soils through direct toxicity assessment. Ecotoxicology and Environmental Safety, Fochtman P. (2000), Acute toxicity of nine pesticides as determined with conventional assays and alternative microbiotests. In: Persoone G. [Ed.] New Microbiotests for Routine Toxicity Screening and Biomonitoring. Kluwer Academic/Plenum Publishers, New York. 19. Karuppiah M., Liggans G., Gupta G. (1997), Effect of river and wetland sediments on toxicity of metolachlor, Ecotoxicology and Environmental Safety, Kaza M., Mankiewicz-Boczek J., Izydorczyk K., Sawicki J. (2007), Toxicity assessment of water samples from rivers in Central Poland using a battery of microbiotests a pilot study. Polish Journal of Environmental Studies, Kucharski R., Sas-Nowosielska A., Kuperberg M. (2004), How to assess soil contamination, [w]: Zalewski M., Wagner-Łotkowska I. [eds], Integrated Watershed Management Ecohydrology et Phytotechnology Manual, Chapter 4C, UNESCO/UNEP-IETC. 22. Lahr J., Maas-Diepeveen J.L., Stuijfzand S.C., Leonards P.E.G., Drüke J.M., Lücker S., Espeldoorn A., Kerkum L.C.M., Leo L.P. van Stee, Hendriks A.J. (2003), Responses in sediment bioassays used in the Netherlands: can observed toxicity be explained by routinely monitored priority pollutants? Water Research, Latif M., Licek E. (2004), Toxicity assessment of wastewaters, river waters, and sediments in Austria using cost-effective microbiotests. Environ- mental Toxicology, Lorenz S.E., Hamon R.E., Holm P.H., Domingues H.C., Sequeira E.M., Christensen T.H., McGrath S.P. (1997), Cadmium and zinc in plants and soil solutions from contaminated soils, Plant Soil, Mankiewicz-Boczek J., Nałęcz-Jawecki G., Drobniewska A., Kaza M., Sumorok B., Izydorczyk K., Zalewski M., Sawicki J. (2008), Application of a microbiotests battery for complete toxicity assessment of rivers. Ecotoxicology and Environmental Safety, Manusadzianas L., Balkelyte L., Sadauskas K., Blinova I., Pollumaa L., Kahru A. (2003), Ecotoxicological study of Lithuanian and Estonian wastewaters: selection of the biotests and correspondence between toxicity and chemical-based indices. Aquat Toxicol, McCauley D.J., DeGraeve G.M., Linton T.K. (2000), Sediment quality guidelines and assessment: overview and research needs, Environmental Science and Policy, Meregalli G., Angelo C., Vermeulen A.C., Ollevier F. (1999), The Use of Chironomid Deformation in an in SituTest for Sediment Toxicity, Ecotoxicology and Environmental Safety, Microtox Manual (2003), SDI. 30. Montvydienè D., Marčiulioninè D. (2004), Assessment of toxic interactions of Heavy metals in a multicomponent mixture using Lepidium sativum and Spirodella polyrrhiza, Environmental Toxicology, Nałęcz-Jawecki G., Sawicki J., Demkowicz-Dobrzański K. (2000), Bioindykacja biologiczne metody badania toksyczności Środowiska, Dział Wydawnictw Akademii Medycznej w Warszawie. 32. Nałęcz Jawecki G. (2005), Spirotox test Spirostomum ambiguum acute toxicity test [w:] Blaise C., Ferard J.-F. [eds], Small scale Freshwater Toxicity Investigations; Vol.1 Toxicity Test Methods, Springer. 33. Ostracodtoxkit F. (2001), Chronic direct contact toxicity test for freshwater sediments, Microbiotests, Belgium. 34. Persoone G. (1998), Development and validation of toxkit microbiotest with invertebrates, in particular crustaceans, [w:] Wells P.G. Lee K., Blaise Ch. [Eds], Microscale Testing in Aquatic Toxicology, CRC Press LLC. 35. Persoone G., Vangheluve M. (2000), Toxicity determination of the sediments of the river Seine in France by application of a battery of microbiotests, [w:] Persoone G., Janssen C., De Coen W. [Eds], New microbiotests for routine toxicity screening and biomonitoring, New York: Kluwer Academic/Plenum Publishers. 36. Persoone G., Marsalek B., Blinova I., Törökne A., Zarina D., 150 WSGE WSGE 151

9 Manusadzianas L., Nałęcz-Jawecki G., Tofan L., Stepanova N., Tothova L., Kolar B. (2003), A practical and user-friendly toxicity classification system with microbiotests for natural waters and wastewaters. Environmental Toxicology, Phytotoxkit (2004), Seed germination and early wrowth microbiotest with higher plants. MicroBioTests Inc., Nazareth, Belgium. 38. Prokop Z., Vangheluwe M.L., Van Sprang P.A., Janssen C.R., Holoubek I. (2003), Mobility and toxicity of metals in sandy sediments deposited on land, Ecotoxicology and Environmental Safety, Rojickova-Padrova R., Marsalek B.I. (1998), Evaluation of alternative and standard toxicity assays for screening of environmental samples: selection of an optimal test baterry. Chemosphere, Tarczyńska M., Nałęcz-Jawecki G. (1998), Toksyczność zakwitów sinicowych z wykorzystaniem mikrobiotestów na bezkręgowcach, [w:] Sucha M. (red.), Mikrobiologiczne metody w monitoringu środowiska przyrodniczego, Biblioteka Monitoringu Środowiska Rzeszów. 41. Wenzel A., Nendza M., Hartman P., Kanne R. (1997), Test battery for the assessment of aquatic toxicity, Chemosphere, Wu L. (2004), Review of 15 years of research on ecotoxicology and remediation of land contaminated by agricultural drainage sediment rich in selenium. Ecotoxicology and Environmental Safety, Ziehl T.A., Schmitt A. (2000), Sediment quality assessment of flowing waters in South-West Germany using acute and chronic bioassays. Aquat Ecosystems Management, /60/EC. Dyrektywa Ramowa Unii Europejskiej w sprawie Polityki Wodnej, nr 2000/60/EC zwana Ramową Dyrektywą Wodną. Everardo J. Zilio 152 WSGE WSGE 153