AUTOREFERAT. 3. Informacje o dotychczasowym zatrudnieniu w jednostkach naukowych

Transkrypt

1 AUTOREFERAT 1. Imię i nazwisko: Joanna Kalka 2. Posiadane dyplomy, stopnie naukowe z podaniem nazwy, miejsca i roku ich uzyskania oraz tytułu rozprawy doktorskiej 2003 stopień doktora nauk technicznych w dyscyplinie inżynieria środowiska, Politechnika Śląska w Gliwicach, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, tytuł rozprawy doktorskiej: Ekotoksykologiczne aspekty zanieczyszczenia wód powierzchniowych chemicznymi środkami ochrony roślin; promotor prof. dr hab. inż. Korneliusz Miksch, 1996 tytuł zawodowy magister inżynier inżynierii środowiska w zakresie biotechnologii środowiskowej, Politechnika Śląska w Gliwicach, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki. 3. Informacje o dotychczasowym zatrudnieniu w jednostkach naukowych asystent w Katedrze Biotechnologii Środowiskowej Wydziału Inżynierii Środowiska i Energetyki Politechniki Śląskiej; w tym w latach urlopowana do odbywania studiów doktoranckich na Wydziale Inżynierii Środowiska i Energetyki Politechniki Śląskiej 2004-nadal adiunkt w Katedrze Biotechnologii Środowiskowej Wydziału Inżynierii Środowiska i Energetyki politechniki Śląskiej

2 4. Osiągnięcie wynikające z art. 16 ust. 2 ustawy z dnia 14 marca 2003 o stopniach naukowych i tytule naukowym oraz o stopniach i tytule w zakresie sztuki (Dz.U. nr 65, poz. 595 ze zm.) a) Autor, rok wydania, tytuł publikacji, nazwa wydawnictwa Kalka J. (2013) Bioindykacja w ocenie skuteczności oczyszczania odcieków ze składowisk odpadów. Monografia nr 459. Wydawnictwo Politechniki Śląskiej, Gliwice. ISBN b) Omówienie celu naukowego ww. pracy i osiągniętych wyników wraz z omówieniem ich ewentualnego wykorzystania Nadzorowanie bezpiecznego i ekologicznego zarządzania odpadami jest jednym z najpoważniejszych zadań jakie stoją obecnie przed Unią Europejską. Zgodnie z Dyrektywą Parlamentu Europejskiego i Rady Europy 2008/98/WE z dnia 19 listopada 2008 roku w sprawie odpadów oraz uchylającą niektóre dyrektywy, ustanowione zostały ramy prawne dotyczące postępowania z odpadami wewnątrz Wspólnoty. Zabrania się niekontrolowanego unieszkodliwiania odpadów oraz zobowiązuje państwa członkowskie do promowania działań zmierzających do ograniczania wytwarzania odpadów oraz intensyfikację ponownego ich wykorzystania i recyklingu zamiast składowania. Dane statystyczne pokazują jednak, że składowanie odpadów komunalnych na powierzchni ziemi jest od wielu lat najczęściej stosowanym sposobem ich zagospodarowania. Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 26 lutego 2009, w sprawie szczegółowych wymagań dotyczących lokalizacji, budowy, eksploatacji i zamknięcia, jakim powinny odpowiadać poszczególne typy składowisk odpadów, odcieki powinny być ujmowane i poddawane unieszkodliwianiu (Dz. U , 2009). Obligatoryjnym elementem konstrukcji składowiska jest więc drenaż ułożony na jego dnie. Odcieki występują w postaci stężonego roztworu, który jest ujmowany systemem drenaży, a następnie najczęściej kierowany do zbiornika retencyjnego znajdującego się na terenie składowiska. Odcieki są generowane przez cały czas pracy składowiska, także po jego zamknięciu oraz podczas przeprowadzania na terenie wysypiska rekultywacji. Substancje zawarte w odciekach mogą pochodzić z rozpuszczonych w wodzie składników stałych lub ciekłych, mogą też być produktami pośrednimi procesów fermentacyjnych. Ich skład i stężenie jest różne, i zmienia się w zależności od wieku składowiska, rodzaju i sposobu składowanych odpadów Głównym, pierwszorzędowym zanieczyszczeniem odcieków składowiskowych są związki organiczne, których sumaryczną miarą są takie wskaźniki jak ChZT, BZT 5, OWO. Odcieki ze składowisk młodych posiadają bardzo wysokie wskaźniki zanieczyszczeń, kilkakrotnie wyższe niż w przypadku 2

3 ścieków komunalnych. Dla składowisk, których czas eksploatacji wynosi 2-5 lat, charakterystyczna wartość ChZT wynosi mg/l. Wartość tego samego parametru składowisk dojrzałych wynosi poniżej 500 mg/l. Wielu badaczy wykazało, że w odciekach znajdują się różne grupy związków chemicznych jak: węglowodory alifatyczne i aromatyczne, kwasy, estry, alkohole, aldehydy, fenole, także związki azotu, siarki i jony metali ciężkich. Niektórzy z autorów podają, że w odciekach składowiskowych zidentyfikowano ponad 190 różnych substancji organicznych, co ilościowo stanowi zaledwie 1% sumarycznej ilości związków organicznych oznaczonych za pomocą OWO. Wielu autorów podaje w odciekach zawartość farmaceutyków, polichlorowanych bifenyli, dioksyn, bisfenolu A, BTX i in. Dążenie do identyfikacji wszystkich zanieczyszczeń znajdujących się w ujmowanych odciekach jest więc bardzo kosztowne i trudne. Chemiczna analiza wód może stanowić źródło informacji o potencjalnym ryzyku, wynikającym z występowania w analizowanej próbce niebezpiecznych dla środowiska składników, ale nie odzwierciedla realnego zagrożenia wynikającego z prawdopodobnych interakcji między substancjami zanieczyszczającymi. Ponadto, wysokie koszty oraz względy analityczne ograniczają możliwość zidentyfikowania i oznaczenia ilościowego wszystkich występujących w próbce substancji zanieczyszczających. Bioindykacja to metoda diagnozy i oceny stanu środowiska lub właściwości określonego czynnika środowiskowego przy użyciu wskaźników biologicznych (bioindykatorów), którymi są organizmy roślinne lub zwierzęce. Ogromną zaletą bioindykacji jest to, że badania z zastosowaniem biowskaźników pozwalają na poznanie sumarycznej toksyczności wszystkich szkodliwych substancji. Za pomocą analizy chemicznej bada się stężenia konkretnych związków chemicznych; przy zastosowaniu analizy bioindykacyjnej ocenia się ogólną toksyczność badanego układu, bez wskazania, który związek jest toksyczny; ważny jest sumaryczny efekt działania. Badania podjęte w ramach przedstawionej pracy miały na celu wykazanie, że bioindykacja jest przydatna do oceny szkodliwości odcieków ze składowisk odpadów i do prognozowania efektywności wspólnego oczyszczania odcieków i ścieków miejskich metodami biologicznymi zapewniającą bezpieczne warunki bytowania dla biocenoz wodnych. Podstawowym celem badań była zatem ocena jakości ekotoksykologicznej odcieków ze składowisk odpadów, jak również ocena wpływu oczyszczania odcieków w oczyszczalni miejskiej na własności ekotoksykologiczne odpływu, poprzez zastosowanie odpowiednio dobranej baterii biotestów. 3

4 Zakres pracy obejmował: prowadzenie procesu oczyszczania ścieków oraz mieszaniny ścieków i odcieków w laboratoryjnych reaktorach osadu czynnego, ocenę jakości oczyszczonych ścieków na podstawie typowych wskaźników fizycznochemicznych, ocenę ekotoksyczności ścieków oraz mieszaniny ścieków i odcieków przed i po biologicznym oczyszczaniu. ocenę wpływu subletalnych stężeń odcieków składowiskowych na materiał genetyczny organizmów bytujących w środowisku rośliny i skorupiaki. Badania były prowadzone z wykorzystaniem rzeczywistych odcieków ze składowisk odpadów komunalnych, a także rzeczywistych ścieków z komunalnej oczyszczalni ścieków. Składowisko stare w czasie prowadzenia badań nie przyjmowało odpadów i było przeznaczone do rekultywacji (okres gromadzenia odpadów ); eksploatacja składowiska nowego rozpoczęła się w kwietniu 2006 roku. Oczyszczanie mieszaniny ścieków i odcieków ze składowisk odpadów komunalnych prowadzono w klasycznych systemach do biologicznego oczyszczania A2O. System beztlenowotlenowy wybrano ze względu na powszechne jego zastosowanie na oczyszczalniach ścieków w całym kraju. W badaniach naśladowano sytuację rzeczywistą, kiedy odcieki składowiskowe są odprowadzane do kanalizacji miejskiej i dopływają do działającej już oczyszczalni ścieków. Układ badawczy składał się z: - trzech równolegle pracujących reaktorów (oznaczonych A, B i C), gdy oczyszczane były odcieki ze składowiska młodego - był to pierwszy etap badań. Etap ten podzielono na cztery serie w zależności od procentowego udziału odcieków w strumieniu ścieków dopływających do układów. I tak w serii I udział ten wynosił 1%, w serii II 5%, w serii III 10% i w serii IV 15% (v/v). - dwóch równolegle pracujących reaktorów, gdy oczyszczane były odcieki ze składowiska starego był to drugi etap badań. Ten etap także podzielony został na serie, w których kolejno zwiększano udział odcieków w ściekach dopływających do układów. W serii I udział ten wynosił 1%, w serii III 10% i w serii V 100% (v/v) - oczyszczano same odcieki. Biorąc pod uwagę wartości parametrów fizyko-chemicznych w oczyszczonych ściekach można stwierdzić, że wraz ze wzrostem udziału odcieków młodych w strumieniu ścieków oczyszczanych w etapie 1, pogarszały się zarówno podatność tych ścieków na biodegradację jak i efektywność oczyszczania. Nitryfikacja zachodziła z dużą intensywnością w ciągu całego okresu badań, jednak 4

5 procesy denitryfikacji i defosfatacji były hamowane najprawdopodobniej ze względu na zbyt niski ładunek związków organicznych podatnych na biologiczny rozkład. W przypadku odcieków ze składowiska dojrzałego oczyszczanych w etapie 2 - nie obserwowano istotnego wpływu odcieków na skuteczność usuwania zanieczyszczeń ze ścieków (zarówno w odniesieniu do związków węgla jak i azotu). Niewielki udział odcieków w mieszaninie ścieków i odcieków (1-15% w Etapie 1 oraz 1 i 10% w Etapie 2) nie spowodował istotnych zmian w wartościach takich wskaźników jak ph, SO 2-4, Cl - W celu doboru odpowiedniego zestawu organizmów do badań ekotoksykologicznych ścieków i odcieków składowiskowych przeprowadzono szereg testów wstępnych, mających na celu wskazanie organizmów najbardziej wrażliwych na badane ścieki. Na tej podstawie, kierując się najwyższą wrażliwością organizmów testowych oraz względami praktycznymi, do dalszych badań wybrano 4 organizmy: Daphnia magna, Thamnocephalus platyurus, Raphidocelis subcapitata i Vibrio fischeri. W celu wyznaczenia stężenia ścieków i odcieków niebezpiecznego dla 5% gatunków (HC 5 ) wykorzystano metodę ekstrapolacji danych z testów jednogatunkowych. Wartości HC 5 zostały wyznaczone przy założeniu rozkładu normalnego wrażliwości gatunkowej, z wykorzystaniem modelu Aldenberga i Jaworskiej Obliczenia przeprowadzono z zastosowaniem programu komputerowego E T X 2.0.Ponieważ wykorzystanie wartości NOEC (stężenia nie wywołującego żadnych szkodliwych skutków) do ekstrapolacji danych ekotoksykologicznych z testów jednogatunkowych na cały ekosystem NOEC budzi kontrowersje, dlatego w obliczeniach w miejsce wartości NOEC zastosowano wartości EC/IC 10 (stężenia powodujące określony efekt/inhibicję u 10% organizmów). Normalność rozkładu zmiennych EC/IC 10 sprawdzano testem Kołmogorowa-Smirnowa. Najniższą wartość HC 5 wyznaczono dla odcieków składowiskowych będących przedmiotem badań w etapie 1. Już niewielkie skażenie (0,07% v/v) wód powierzchniowych odciekami ze składowiska młodego może spowodować szereg szkodliwych efektów u organizmów naturalnie tam bytujących Odcieki badane w etapie 2 miały charakterystykę ekotoksykologiczną (5% v/v) nawet korzystniejszą, niż ścieki stanowiące próbkę kontrolną w ciągu całego okresu badań. Dodatkowo wyznaczono także wartości HC 5 dla próbek dopływów i odpływów we wszystkich seriach badań w etapie 1 i 2. Wyniki obliczeń jednoznacznie wskazują, że wraz ze wzrostem udziału odcieków w dopływach, wartość HC 5 obniżała się i osiągnęła najniższą wartość 1,66% dla dopływu B w serii IV. W przypadku próbek środowiskowych zwykle nieznany jest dokładny skład badanej mieszaniny lub (jak w przypadku prezentowanych wyników) zmienia się on w czasie. Wyznaczanie wartości HC 5 takich próbek na podstawie rozkładu wrażliwości gatunków może być pomocne w ocenie 5

6 i porównaniu ich właściwości ekotoksykologicznych. Może ułatwić także śledzenie dynamiki zmian własności ekotoksykologicznych próbek w czasie Zastosowanie w obliczeniach wartości IC/EC 10 pozwoliło na porównanie szkodliwego wpływu próbek, które nie wywoływały efektu 50%, a jednak ich toksyczność była obserwowana. Należy być jednak ostrożnym określając na tej podstawie wartość stężenia tzw. bezpiecznego, które może być wprowadzone do środowiska. W odniesieniu do próbek środowiskowych, jakimi są ścieki i odcieki składowiskowe, takie stężenie w zasadzie nie istnieje. Niemożliwe są bowiem do oszacowania skutki przekroczenia wartości HC 5 oraz wszystkie efekty oddziaływania zanieczyszczeń w mieszaninie W celu oceny potencjalnej zależności pomiędzy parametrami fizyko-chemicznymi, a charakterystyką ekotoksykologiczna ścieków i odcieków, dokonano weryfikacji otrzymanych wyników i wyłoniono tzw. komponenty pierwszorzędowe. Analiza ta pozwoliła na zredukowanie liczby zmiennych. Do parametrów o największej wadze zaliczono ChZT, BZT 5 oraz N-NH 4. Następnie wyznaczono korelację pomiędzy zmiennymi pierwszorzędowymi a wartościami jednostek toksyczności dla czterech biowskaźników. Ponieważ ChZT i N-NH 4 najlepiej korelowały ze zmianami toksyczności próbek, do dalszej analizy wybrano te dwa parametry. Dla każdego organizmu wyznaczono zależność pomiędzy trzema zmiennymi: TU, ChZT i N-NH4, dzięki którym określić można takie parametry ścieków aby pozostawały one nietoksyczne. Korzystając z wyznaczonych zależności wykazano, że gdy w próbce oznaczane są wartości wskaźników N-NH 4 i ChZT dopuszczalne przez Rozporządzenie Ministra Środowiska (2006), wówczas jej toksyczność wynosi ok. 1,5 TU. Z drugiej jednak strony jeśli stężenie N-NH 4 dąży do zera, wówczas organizmy wskaźnikowe tolerują stężenie związków organicznych (ChZT) do ok. 100 mg/l. Jeśli natomiast związki organiczne zostaną z próbki usunięte, wtedy biotesty tolerują stosunkowo wysokie stężenie azotu amonowego w zakresie 1,4-2,23 mg/l. Szybkie testy toksyczności ostrej, pomimo niewątpliwych zalet jakimi są prostota wykonania i krótki czas badania, nie są odpowiednio czułe, by na ich podstawie charakteryzować jakość ścieków wprowadzanych do środowiska wodnego. Wartości HC 5, obliczone na podstawie dystrybuanty rozkładu wrażliwości gatunków nie są wiarygodną miarą bezpieczeństwa środowiskowego próbek. Każdy rodzaj odcieków składowiskowych musi być uznany za toksyczny w stosunku do organizmów wskaźnikowych. Zdecydowanie bardziej toksyczne są odcieki z tzw. składowisk młodych, których toksyczność jest wyższa przeciętnie o rząd wielkości od toksyczności odcieków ze składowisk starych. Jednak przeprowadzone badania ekotoksykologiczne pozwoliły na udowodnienie, że w przypadku mieszanin odcieków i ścieków komunalnych występuje synergistyczne działanie składników mieszanin, trudne do oceny na podstawie wyników analiz chemicznych. Biologiczne oczyszczanie 6

7 mieszaniny ścieków i odcieków znacząco obniża toksyczność takiej mieszaniny, jednak jej nie likwiduje. Oczyszczanie odcieków składowiskowych powinno następować w miejscu ich generowania. Ze względu na oddziaływania synergistyczne mieszanie ścieków i odcieków nie jest korzystne. Dotyczy to zwłaszcza odcieków ze składowisk starych, których parametry fizyko-chemiczne i charakterystyka ekotoksykologiczna jest zbliżona do charakterystyki ścieków miejskich Podsumowując można stwierdzić, że zastosowanie metod bioindykacyjnych (opartych przede wszystkim na testach standardowych) w ocenie skuteczności oczyszczania odcieków, podobnie jak zastosowanie w tej ocenie wyłącznie parametrów fizyko-chemicznych może prowadzić do błędnych wniosków. Bardziej odpowiednie jest łączenie obydwu tych metod w monitoringu jakości oczyszczonych ścieków. Okazuje się, że niezbędny jest dobór szybkiego i czułego narzędzia/testu pozwalającego na wykrycie zmian powodowanych obecnością ksenobiotyków i ich pochodnych w ściekach. Za takie narzędzie uważane są testy toksyczności genetycznej, pozwalające na obserwacje wpływu ksenobiotyków na materiał genetyczny Eukariontów. Dlatego też kolejnym zagadnieniem podjętym w ramach przedstawionej pracy było określenie zmiany toksyczności genetycznej odcieków współoczyszczanych ze ściekami miejskimi. Badania subletalnych skutków oddziaływania odcieków składowiskowych na organizmy eukariotyczne pozwalają na jednoznaczne potwierdzenie niekorzystnego oddziaływania odcieków ze składowisk odpadów na materiał genetyczny roślin (V. faba) i skorupiaków (D. magna). W etapie 1 eksperymentu, obserwacje genotoksyczności odcieków ze składowiska młodego prowadzono w I, II i III serii badań, gdy udział odcieków w strumieniu ścieków dopływających do układów osadu czynnego wynosił odpowiednio 1, 5 i 10% (v/v). W etapie 2, jako uzupełnienie testu mikrojądrowego, zastosowano test kometowy, który pozwolił na potwierdzenie wyników uzyskanych w teście mikrojądrowym. Na podstawie wyników testu kometowego określono wpływ odcieków składowiskowych przed i po oczyszczeniu na materiał genetyczny organizmów naturalnie występujących w środowisku (in vivo). W celu weryfikacji przydatności testu mikrojądrowego do pomiaru genotoksyczności odcieków składowiskowych wykonano badanie wstępne dla 4 próbek odcieków pobranych z różnych składowisk odpadów komunalnych Określono zależność pomiędzy liczbą mikrojąder i stężeniem odcieków w próbkach; zależność ta dla wszystkich serii kształtowała się liniowo Na podstawie przeprowadzonych eksperymentów wykazano, iż odcieki ze składowisk o długim czasie eksploatacji i po jej zakończeniu, charakteryzują się własnościami genotoksycznymi i wpływają na częstość podziałów komórkowych oraz stopień fragmentacji DNA. 7

8 Jako miarę stopnia uszkodzenia DNA w teście kometowym wybrano tzw. moment ogonowy (TM). TM jest iloczynem długości ogona komety i ilości DNA w ogonie. Metoda ta wprowadza relatywny pomiar najmniejszej ilości DNA możliwej w detekcji - odzwierciedlonej długością ogona oraz liczbą fragmentów DNA (reprezentowanych poprzez wybarwione DNA w ogonie komety). Na podstawie wyników testów kometowych można jednoznacznie określić, iż wszystkie dopływy posiadają właściwości genotoksyczne (TM dopływów rósł wraz ze wzrostem koncentracji ścieków). Zaobserwowano różnicę w genotoksyczności ścieków przed i po oczyszczaniu biologicznym. Dopływy charakteryzowały się wyższym potencjałem genotoksycznym. Analiza statystyczna wykazała mniejszy stopień uszkodzenia DNA pod wpływem ekspozycji skorupiaków na ścieki oczyszczone, niż w przypadku ekspozycji na dopływy (obniżenie wartości TM w porównaniu z dopływami jest istotne na poziomie p<0,05), nadal jednak odpływy posiadały własności genotoksyczne. Porównując czułość obydwu testów genotoksyczności (mikrojądrowego i kometowego) stwierdzono, że występowała doskonała korelacja pomiędzy parametrami testu kometowego (TM), a indeksem mitotycznym w teście mikrojadrowym. Obydwa testy mogą być zatem skutecznie stosowane do oceny genotoksyczności próbek środowiskowych. Jest to cenne spostrzeżenie, bowiem test mikrojadrowy z zastosowaniem komórek stożka wzrostu jest narzędziem często stosowanym w badaniach i opisywanym w literaturze. Z kolei badania odcieków z zastosowaniem komórek somatycznych bezkręgowców w teście kometowym mają charakter pionierski w monitoringu środowiskowym i nie były dotąd opisywane. We wszystkich badanych próbkach, zarówno dla dopływów jak i dla odpływów, obserwowano liniową zależność fragmentacji DNA od sumarycznego stężenia związków organicznych oznaczonego jako BZT 5 i ChZT. Obydwa parametry chemiczne ścieków korelowały liniowo ze stopniem uszkodzenia DNA wyrażonym wartością TM. Przeprowadzone eksperymenty umożliwiły sformułowanie następujących wniosków: 1. Oczyszczanie odcieków składowiskowych powinno następować w miejscu ich generowania. Nie jest korzystne mieszanie odcieków i ścieków, ze względu na oddziaływania synergistyczne, które mogą wystąpić w mieszaninie ścieków i odcieków. 2. Organizmami, które dobrze wskazują zmiany toksyczności odcieków składowiskowych podczas ich współoczyszczania ze ściekami są Thamnocephalus platyurus i Vibrio fischeri. 3. Czynnikami odpowiedzialnymi za wystąpienie toksyczności ścieków i odcieków są obecne w próbce związki organiczne charakteryzowane przez BZT 5 i ChZT oraz azot amonowy ( N-NH 4 ). Nie wykazano 8

9 korelacji pomiędzy toksycznością, a takimi składnikami mieszaniny jak jony metali ciężkich, BTX czy zasolenie próbki. 4. Istnieje zależność pomiędzy toksycznością próbki, a jej parametrami fizyko-chemicznymi. Dla każdego bioindykatora możliwe jest określenie takich parametrów ścieków, których osiągnięcie będzie gwarantem braku toksyczności. Konieczna jest łączna ocena wartości parametrów fizykochemicznych, gdyż w taki sposób oddziałują one na organizmy bytujące w środowisku. 5. Testy genotoksyczności z zastosowaniem komórek stożka wzrostu roślin oraz testy kometowe z zastosowaniem Daphnia magna, dobrze charakteryzują zmienność ekotoksykologiczną odcieków ze składowisk. Jest to istotne, gdyż zastosowanie tego ostatniego testu do monitorowania jakości oczyszczonych ścieków i odcieków nie było dotychczas opisane w literaturze fachowej. 5. Omówienie pozostałych osiągnięć naukowo-badawczych Zastosowanie bioindykacji do oceny stopnia zanieczyszczenia środowiska oraz skuteczności zatosowanych technik remediacyjnych stanowiło zawsze główny obszar moich zainteresowań naukowych. Podczas mojej pracy w Katedrze Biotechnologii Środowiskowej brałam czynny udział w organizowaniu pracowni ekotoksykologicznej, której powstanie zbiegło się z początkiem mojego zatrudnienia. Udział w szkoleniach i warsztatach (Załącznik 2, pkt. III L6-L8) pozwolił na implementację nowych metod i technik w prowadzonych w pracowni projektach. Pierwszymi badaniami z zakresu oceny wpływu substancji chemicznych na środowisko, w których brałam udział, były prace związane z podatnością na biodegradację i toksycznością substancji powierzchniowo czynnych (SPC). SPC są stosowane w wielu dziedzinach gospodarki takich jak przemysł chemiczny (do wyrobu detergentów i środków ochrony roślin), przemysł farmaceutyczny, budownictwo, przemysł samochodowy etc. Wykazują one działanie antykorozyjne, są stosowane między innymi jako środki ochrony drewna, zmiękczacze tkanin i biocydy. SPC mają ogromne znaczenie gospodarcze, zaś ich powszechne stosowanie skutkuje obecnością tych substancji w ściekach i wodach powierzchniowych. W ramach prowadzonych badań oceniono wpływ na środowisko różnych grup substancji powierzchniowo czynnych poprzez ocenę ich toksyczności w stosunku do organizmów wodnych i glebowych, a także pomiar podatności na biodegradację. Przedmiotem badań były związki nowo zsyntetyzowane jak chlorki pirydynowe, czy chlorki imidazoliowe, oraz związki znane i stosowane od lat w przemyśle i gospodarstwach domowych, jak alkilobenzenosulfonian czy przedstawiciel surfaktantów niejonowych polioksylowany alkilofenol. 9

10 W wyniku przeprowadzonych eksperymentów wykazano, że toksyczność SPC jest ściśle związana z budową cząsteczki i jest zależna od rodzaju podstawnika przyłączonego do pierścienia hydrofobowego. Wykazano również wyższą toksyczność substancji niejonowych niż anionowych oraz zależność pomiędzy masą molową substancji, a jego szkodliwym działaniem na organizmy żywe. Wykazano, że w obrębie każdej z grup SPC niejonowych, anionowych i kationowych możliwe jest wskazanie substancji o równoważnych właściwościach użytkowych, które charakteryzują się lepszą podatnością na biodegradację i niższą toksycznością. Wyniki badań zostały opublikowane w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.4, A.5, A.6, E.2.1, E.3.1, E.3.2, E.3.3 oraz zaprezentowane na konferencjach wymienionych w pkt III B.1.3, B.1.6. B.2.1. Kolejny projekt, w który byłam zaangażowana dotyczył oceny skutków środowiskowych stosowania chemicznych środków ochrony roślin. Oceniano wpływ chemicznych środków ochrony roślin (z grupy herbicydów - chlorowanych kwasów fenoksykarboksylowych i triazyn oraz insektycydów pyretroidowych) na organizmy pożyteczne. Badania dotyczące wpływu pestycydów z grupy kwasów fenoksyoctowych prowadzono w stosunku do organizmów wodnych i roślin, badano także wpływ tych związków na zmianę różnorodności organizmów osadu czynnego. Obserwowano wpływ pestycydów na efekt usuwania związków organicznych, nitryfikację, oraz własności sedymentacyjne osadu. W tym czasie dopracowano także metodykę oceny genotoksyczności związków chemicznych i produktów ich biodegradacji za pomocą testu bakteryjnego Bacillus rec-assay, który z sukcesem stosowano w dalszych pracach. Wyniki badań opublikowano w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.1, A.3, E.1.1, E.2.3, E.2.4, E.2.5, E.2.6 oraz przedstawiono na konferencjach wymienionych w pkt III B.1.1, B.1.2, B.2.2, B.2.3. W ramach grantu promotorskiego (Załącznik 2, pkt II J.1.) przeprowadziłam badania, które były podstawą przygotowywanej rozprawy doktorskiej. Oceniony został wpływ na środowisko pięciu wybranych pyretroidów w formie preparatu handlowego i substancji aktywnej. Ocenę tą prowadzono na podstawie testów biodegradacji w warunkach symulujących biologiczną oczyszczalnię ścieków oraz w teście rzecznym, a także na podstawie testów toksyczności ostrej i chronicznej przeprowadzonych dla głównych przedstawicieli łańcucha pokarmowego w środowisku wodnym, to jest: ryb, glonów, pierwotniaków i bakterii. Wykazano, że badane związki ulegają degradacji w teście rzecznym, a długość okresu połowicznego rozpadu zależy od stężenia i sposobu wprowadzenia do wody badanej substancji. 10

11 Trwałość badanych preparatów w środowisku wodnym zależała także od ich struktury chemicznej. Stwierdzono statystycznie istotne różnice pomiędzy szybkością nitryfikacji w układach z tymi pyretroidami a próbką kontrolną, podczas gdy parametry pracy osadu mające wpływ na nitryfikację, takie jak wiek osadu i obciążenie nie były istotnie różne. Rezultaty testów toksyczności pozwoliły na wyznaczenie przewidywanego stężenia badanych preparatów nie wywołującego ujemnych skutków dla biocenozy wodnej (PNEC). Wartość tą porównano następnie z przewidywaną wartością stężenia mogącego pojawić się w środowisku w wyniku rolniczego zastosowania badanych preparatów. Wykazano, że wszystkie związki stanowią poważne zagrożenie dla środowiska wodnego, dlatego należy rozważyć konieczność podjęcia działań mających na celu ograniczenie ich stosowania w pobliżu zbiorników i ujęć wodnych. Przeprowadzone testy genotoksyczności nie wykazały genotoksycznego działania samych preparatów, ani też ich produktów biologicznego rozkładu Wyniki badań opublikowano w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.2, E.3.4, oraz przedstawiono na konferencjach pkt II L.2.3, pkt. III B.1.4. Nieco później prowadzone badania dotyczyły możliwości zastosowania bioindykacji do oceny skuteczności zabiegów remediacyjnych (ex situ) gleby, pobranej z okolic rozszczelnionych mogilników, skażonej mieszaniną środków ochrony roślin. W doświadczeniach badano wpływ skażenia gleby na wzrost i rozwój roślin, śmiertelność dżdżownic, ich aktywność, rozmnażanie, chęć ucieczki (test toksyczności ostrej, rozmnażania i unikania). Wyniki tych badań umożliwiły ocenę funkcji siedliskowej gleby. Przeprowadzone eksperymenty potwierdziły znaczne ograniczenie lub całkowity zanik funkcji siedliskowej analizowanych próbek. Wyniki badań opublikowano w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.7, E.2.8, oraz przedstawiono na konferencji wymienionej w pkt III L.1.3. Nawiązane podczas udziału w konferencjach międzynarodowych kontakty zaowocowały zaproszeniem mnie do udziału w grupach eksperckich i konsorcjach badawczych oraz do udziału w międzynarodowym badaniu porównawczym (Załącznik 2, pkt III A.1, A.2, pkt III E.1-E.7). Zostałam także przyjęta na staż do Ecoles des Mines de Saint Etienne we Francji, gdzie prowadziłam wykłady z przedmiotu Basics of Ecotoxicolgy (Załącznik 2, pkt III L.4. W tym czasie, wraz z grupą współpracowników, opracowałam także metodykę oceny genotoksyczności próbek środowiskowych z zastosowaniem metody kometowej. Nowatorstwo metody polega na wykorzystaniu komórek organizmów poddawanych intoksykacji in vivo (dafnie i 11

12 dżdżownice). Wyniki badań z zastosowaniem opracowanej metody zostały opublikowane w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.11, L.1.6, L.2.5, oraz pkt III B Bardzo istotnym, interdyscyplinarnym projektem, którego realizacją kierowałam w ostatnim czasie, był projekt MNiSW wymieniony w Załączniku 2 w pkt. II J.1. Projekt dotyczył oceny wpływu na środowisko środków farmaceutycznych. W ciągu ostatnich kilkudziesięciu lat zaobserwowano, że do środowiska naturalnego przedostaje się coraz więcej farmaceutyków. Spowodowane jest to zwiększonym zapotrzebowaniem na żywność na świecie, co z kolei wiąże się z powszechnym stosowaniem leków na farmach hodowlanych. Mogą one pełnić rolę środków zapobiegawczych bądź też leczyć występujące już w danej hodowli infekcje. W ramach projektu dokonano oceny wpływu na środowisko dwóch farmakologicznych środków parazytobójczych albendazolu (ALB) i lewamisolu (LEV). Ocena ta została dokonana poprzez: - Określenie wpływu leków na organizmy glebowe - Określenie wpływu leków na stabilizację obornika - Zbadanie stopnia wymywania leków z obornika i gleby do wód gruntowych Na podstawie przeprowadzonych eksperymentów stwierdzono, że zarówno albendazol, jak lewamisol ulegają sorpcji w glebie. Pod wpływem czynników fizyko-chemicznych następuje destabilizacja cząsteczek obydwu leków. Albendazol ulega abiotycznemu rozkładowi pod wpływem światła i tlenu, natomiast lewamisol rozkłada się pod wpływem światła. Kintetyka reakcji abiotycznego rozkładu leków wskazuje, iż jest to reakcja pseudo-pierwszego rzędu oraz pierwszorzędowa. Obydwa leki charakteryzuje niekorzystny wpływ na organizmy glebowe. Wykazano ich szkodliwe działanie na wzrost roślin, rozmnażanie i wzrost skąposzczetów, transformację związków azotu przez mikroorganizmy glebowe oraz ogólną aktywność oddechową mikroorganizmów glebowych. Leki będące przedmiotem badań wykazywały działanie genotoksyczne w stosunku do komórek stożka wzrostu roślin powodując tworzenie się mikrojąder i spowalniając podziały mitotyczne. Wartość HC 5 stężenia niebezpiecznego dla frakcji 5% gatunków wynosiła dla albendazolu 0,09 mg/kg, zaś dla lewamisolu 0,013 mg/kg. Ważnym spostrzeżeniem było to, że mikroorganizmy wyizolowane z gleby są w stanie metabolizować obydwa leki. Zidentyfikowano gatunek bakterii dominujący podczas biodegradacji, 12

13 w warunkach gdy badane farmaceutyki stanowiły jedyne źródło węgla - był nim Bacillus cereus. Na podstawie symulacji komputerowej zaproponowano główne metabolity rozkładu biologicznego, których obecność potwierdzono analizą IR i NMR. Przeprowadzone eksperymenty pozwoliły na konkluzję, że obydwa leki wpływają na beztlenowe procesy stabilizacji obornika, powodując inhibicję wydzielania biogazu i mniejszą procentową zawartość metanu w biogazie. Obserwowano także inhibicję mineralizacji węgla organicznego podczas stabilizacji tlenowej. Chemiczne wspomaganie stabilizacji obornika ditlenkiem wapnia korzystnie wpływa na wzrost mobilności leków w nawozie. Prawdopodobnie na skutek wysycenia jonami wapnia kompleksu sorpcyjnego, leki nie sorbują się na nawozie, tylko utrzymują się w roztworze (wodzie porowej). Dzięki temu farmaceutyki są łatwiej dostępne dla mikroorganizmów, przez co mogą ulegać mineralizacji. Jest to istotny wniosek, który ma także wartość aplikacyjną, gdyż dzięki stosowaniu prostego zabiegu agrotechnicznego możliwa będzie poprawa jakości gleby zanieczyszczonej farmaceutykami. Istotnym osiągnięciem w tym projekcie była ocena stopnia wymywania substancji farmaceutycznych z nawozu do gleby i wód gruntowych oraz ocena toksyczności i genotoksyczności wymywanych substancji. Przeprowadzone badania pozwoliły na stwierdzenie, że większą mobilnością do roztworu glebowego charakteryzował się lewamisol. Odcieki z lizymetrów charakteryzowały się toksycznością w stosunku do V, fischeri, jednak nie była ona spowodowana obecnością farmaceutyków czy stosowanymi zabiegami agrotechnicznymi (dodatek nawozu lub ditlenku wapnia) Wyniki przeprowadzonych badań zostały opublikowane w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.12, E.3.11 oraz przedstawione na konferencjach pkt II L.1.4, L.1.5, L.1.6, L.2.5, L.2.7, pkt III B Ponadto przedstawiono dwa zgłoszenia patentowe (Załącznik 2 pkt II C.1 i C.2), kolejne 4 publikacje znajdują się obecnie w recenzji. W ramach oceny wpływu farmaceutyków na środowisko prowadzono także badania mające na celu oszacowanie przydatności zmodyfikowanej metody Fentona do detoksykacji ścieków zawierających popularne chemioterapeutyki tj. sulfametoksazol i trimetoprim. Przeprowadzone badania pozwoliły na weryfikację skuteczności zaproponowanej modyfikacji poprzez ocenę toksyczności roztworów pobiodegradacyjnych. Wyniki badań zostały opublikowane w pracach wymienionych w Załączniku 2, pkt II A.8, E.3.7, pkt III B.1.11, B

14 W czasie mojej pracy zawodowej doskonaliłam umiejętności i opracowywałam nowe techniki oceny wpływu związków chemicznych, ścieków i odcieków na środowisko. Największe nadzieje wiążę z opracowaną metodą oceny genotoksyczności za pomocą testu kometowego. Obecnie jestem zaangażowana w dwa projekty badawcze (Załącznik 2, pkt II J.8 i J.9), w których ta metodyka będzie wykorzystywana. Dodatkowo w dalszych badaniach chcę rozwijać zagadnienia związane określaniem mechanizmu genotoksyczności związków chemicznych z zastosowaniem technik biologii molekularnej. 14