odnoce Mgr. Jana Vašíčková, Ph.D. vasickova@recetox.muni.cz Terrestrial Environment Aquátic Environment (ftiparian & Unland) Osnova Hodnocení expozice: • obecné zákonitosti hodnocení expozice • osud látek v prostředí • chemické a biologické analýzy v hodnocení rizik • metodiky a modely PrnbErm ? Jak se uvnitř složek pohybuje TRANSPORT - např. vzduchem —- ? Jak se uvnitř složek přeměňuje TRANSFORMACE .....> - chemické a biologické /^PA I Centrum pro výzkum toxických látek \ v prostředí Obecné mechanismy transportu a rozptylu stresom • Fyzikálni, chemické a biologické stresory: - Vzdušným prouděním - V povrchových vodách (řeky, jezera, potoky) - Skrze půdní povrch - V podzemních vodách • Primárni chemické stresory: - prostřednictvím potravního řetězce • Primárně biologické stresory: - Lidská činnost - Pasivní transportem jinými organismy - Biologické vektory Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Které parametry určují jaký bude osud chemické látky? ROZDĚLOVÁNÍ TRANSPORT TRANSFORMACE Vlastnosti látky Vlastnosti prostředí Voda Sedimenty Půda Atmosféra Vlastnosti bioty vegetace, konzumenti... Kombinace uvedených parametrů určí osud a výslednou expozici organismů I Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Které parametry určují jaký bude osud chemické látky? ROZDĚLOVÁNÍ TRANSPORT TRANSFORMACE Vlastnosti látky Polarita vs hydrofobicita (Kow, rozpustnost ve vodě) Těkavost, bod varu, vypařování (H, bod varu) i Reaktivita vs stabilita a persistence (t1/2) __ Vlastnosti prostředí Proudění (rychlost, směr, typ ...) Teplota Světlo (a jeho parametry) Chemické složení pH (volné H+) Redox potenciál (... přítomnost 02) Přítomnost anorganických iontů / výměnných míst (např. jíl) Částice - typ, velikost, množství Organický materiál - typ, množství (huminové látky atp.) Voda Sedimenty Půda Atmosféra Vlastnosti bioty vegetace, konzumenti... Počet / Pohyb / Velikost (povrch) / Množství (%) tuku / Stupeň v trofické pyramidě atd. atd. Kombinace uvedených parametrů určí osud a výslednou expozici organismů Atmosphere (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí OSUD látky v prostředí určuje míru EXPOZICE • Transportní procesy - dochází k pohybu látek v prostředí, ale nemění se chemická podstata - Difúze, sorpce, volatilizace, biokoncetrace • Transformační - mění se chemické složení toxikantu - dochází k jeho degradaci - Fotolýza, hydrolýza, oxidace, biologická degradace • Při popisu látek v prostředí je důležitá kinetika, to znamená změna koncentrací látky v závislosti na čase. Rychlost degradace a transformace je důležitým parametrem pro hodnocení možnosti jejich migrace v životním prostředí • Řada těchto procesů probíhá podle kinetiky 1. řádu což znamená, že okamžitá rychlost reakce je úměrná koncentraci výchozí látky v dané fázi. /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Přeměny látek v prostředí - (bio)transformace • Typy transformací organických látek: - částečná změna struktury (např. vstup OH do neutrální mk) - degradace na menší organické molekuly - úplná degradace org. látky (C02, H20) • Hlavní procesy - Chemické - dle typu prostředí • atmosféra - fotochemické reakce, reakce s kyslíkem (!) • voda - hydrolýza, oxidační reakce • anoxické prostředí (sedimenty, podzemní voda) - redukční reakce - Biotické (enzymatická) • Úplná biotransformace („Ready biodegradability") - látka je využívána mikroorganismy jako zdroj uhlíku -> produkce C02 • Kometabolizace - mikroorganismy potřebují jiný (hlavní) zdroj C (transformace látky v rámci „vedlejších" procesů) I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Přeměny látek v prostředí - (bio)transformace • Výsledek transformace - netoxické produkty - tvorba ještě toxičtějších produktů (! př. Hg -> methyl-Hg) • Biodegradabilita vs Persistence - Látky polární a reaktivní - zpravidla krátký poločas života - Halogenované, neutrální látky - persistentní v prostředí Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Sekundární stresory • Sekundární stresory může výrazně změnit závěry o riziku - mohou být větší nebo menší, než se týkají primárního stresom. • Charakterizace sekundárního stresom je obvykle součástí charakterizace expozice - všechny potenciálně významné sekundární stresory jsou brány v úvahu. • Pro chemikálie, vyhodnocení se obvykle zaměřuje na metabolity, biodegradace produkty nebo chemikálie vytvořených pomocí abiotických procesů. - mikrobiální činnost zvyšuje bioakumulaci rtuti přeměnou anorganických forem na organické - sekundární stresory mohou být také vytvořeny pomocí procesů v ekosystému. Přísun nutrientů do řeky může snížit koncentraci rozpuštěného kyslíku protože se zvýší primární produkce a následně dekompozice - Fyzikální disturbance - např. odstranění břehových porostů, může generovat mnoho sekundární stresom, včetně zvýšení živin, teploty, sedimentace a změně toku - tyto faktory mohou ovlivnit úmrtnost ryb v daném místě řeky I Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA • překryv s environmentálni chemií • expozici předchází osud kontaminantu v prostředí, který nemůže ekotoxikologie přehlížet, protože expozici klíčově ovlivňuje: - změna environmentálni dostupnosti: • změna celkové koncentrace v prostředí • změna distribuce v různých částech prostředí • změna forem výskytu látky (např. kovy - speciace) a transformace • závisí zejména na vlastnostech látky a prostředí - změna biodosažitelnosti a biodostupnosti • vazba na složky prostředí • omezení příjmu organismy • závisí na vlastnostech látky, prostředí ale i organismů Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA • celá řada souvisejících procesů na překryvu ekotoxikologie a environmentálni chemie - bioakumulace - biokoncentrace - bioobohacování - biotransformace - biodegradace - toxokinetika - toxodynamika /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Bioakumulace, Biokoncentrace, Bioobohacování Biokoncentrace Míra příjmu látky do organismu (ryby) z vody BCF - Bioconcentration factor BCF = Concentration Biota Concentration-water Experimentální stanovení Testy s rybami (standard OECD 305) Dlouhé, náročné testy, testy s rybami in vivo BCF lze predikovat z Kow logBCF = logKow- 1.32 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Bioaccurtiuíatiňn A Biacoňcentratsún Procesu Food chain Iran&ľer Eli initiation (respiration & excretion) Bioconcentration (Uptake from water) Bioaccumulation - bioconcentration + rood chain transfer - (climination+ growth dilution) Bioakumulace, Biokoncentrace, Bioobohacování Bioakumulace Akumulace látky (všechny cesty expozice) BAF - Bioaccumulation factor BAP = Concentration of HM in dry fish tissue ^mg Kg ^ Concentration of HM in rivulet water ^mg L-1^ Bioaccumulation Bioobohacování (Biomagnification) Zvyšování koncentrací látek v organismech v potravním řetězci BMF - Biomagnification factor (Cpredator/Cfood) JO . _ Contaminant Levels TIME Contaminant Levels Biomagnification Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí ßiomagnification Factor water ßioaccumulation (BroconcentratÉon) Factor BAFfiBCFi)^ í (1 f í rr1r I H uptake from surroudfng mediu m Siota-Sediment Bioaccumulation Factor sediment BSAFf = organism BMFi — rt}rBanism *Í diu! uptake from food mammal {organism) fish (organem, diet) zooplankton (organism, diet) algae (organism, diet) Hodnocení expozice Environmental Risk Assessment (ERA) ERA life cycle Data evaluation Exposure assessment PEC = Predicted Environmental Concentration RCR< 1 No risk! Effect assessment PNEC = Predicted No-Effect Concentration Risk Characterisation Ratio RCR = PEC / PNEC Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Jak poznat dávku (expozici) ? Hodnocení expozice • analýza intenzity, kvantifikace stresoru = chemické látky, toxikantu • cíl = přesná a pravdivá koncentrace/dávka, které jsou biosystémy exponovány + případně četnost a doba trvání expozice a prostorové definování • měření versus modelování • nutno jasně definovat KDE (na jaké „vrstvě") je stresor kvantifikován: koncentrace v prostředí X koncentrace v organismu (dávka) a CO vlastně vyjadřuje • pro hodnocení rizika (Hl = PEC / PNEC) je nutné, aby PEC a PNEC měly stejný kontext: musí být ve stejných jednotkách (např. celková koncentrace ve vodě / účinky při konkrétní celkové koncentraci ve vodě) • u kauzality to nutné není (např. koncentrace ve vodě / počet buněk řas v ml) - ALE kvantifikace stresoru musí být co nejvíce relevantní k následným efektům (biodostupná koncentrace) Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Metody hodnocení expozice • „klasické" - stanovení totální koncentrace v prostředí (externí) - stanovení koncentrace v organismu (interní - body burden) - většinou jednorázové stanovení aktuální koncentrace • „moderní" - stanovení „biodostupných" koncentrací v prostředí - důraz na reálnou frakci - efektivní frakci toxikantu - stanovení reálné expozice z hlediska času - dlouhodobé zprůměrování koncentrace - time weighted average (TWA) - pasivní vzorkování - měření a modelování přestupu do organismu - toxokinetika - efektivní koncentrace v organismu (lethal body burden, incipient lethal level..) + biomarkery expozice - modelování expozice multisložkovými environmentálními modely I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Hodnocení hladin a koncentrace v prostředí - Principem je odběr vzorků, jejich chemická analýza a vyhodnocení - Výstupem je totální koncentrace na daném místě v daném čase - Základní informace pro retrospektivní studie - Monitoring vybraných látek v ovzduší na měřících stanicích - Monitoring kvality vod v povrchových tocích - Systematický monitoring kvality půd a jejich kontaminace v rámci celé ČR - Účelové studie kontaminace okolí průmyslových závodů - Výzkumné studie zaměřené na určitý zdroj kontaminace - Rozložené koncentrace látek v modelovém ekosystému - Monitoring zdravotního stavu lesních porostů pomocí analýzy síry v jehličí /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Celkové - totální - koncentrace Exposure Medium Typical Tools for Measurement / Estimation Typical Ancillary Parameters Cautious / Key Issues Soil • Measurement of bulk soil chemistry, based on collection by trowel or auger • Site-specific, but may include organic matter content. pH. moisture content, soil texture, cation exchange capacity. • Sample depth • Differentiation of soil layers • Spatial design and resolution Surface water • Measurement of total or dissolved concentrations using typical water sampling gear • Site-specific, but may include hardness. pH. alkalinity, acidity, temperature, dissolved oxygen, anions, cations, nutrients, conduct!vity. salinity. ISS. DOC • Temporal variability including seasonality Sediment and sediment porewater • Measurement of bulk sediment chemistry using grabs, divers, or cores • Measurement of sediment porewater chemistry (dissolved) by extraction from sediments, or directly (e.g.. using push-point samplers) • For sediment: organic carbon, particle size. pH. sulphides, SEM: AVS. possibly iron and manganese hydroxides • For porewater: redox, plus similar parameters to surface water • Understanding relevance of bulk sediment versus porewater for each receptor type • Sample dqjtk • Spatial design and resolution • Understanding and addressing oxygenation of porewater samples during collection and transport Air Vapour • Rare for ERA. but direct measurement and modeling are both used - see text. Tissues • Direct measurement preferred • Estimation using uptake i&ctors or models * Lipid content * Moisture content • Consideration of whether to test whole organism or selected tissue types • Consideration of whether to depurate, depending on how tissue data will be used, Government of Canada (2012) Federal Contaminated Sites Action Plan. Ecological Risk Assessment Guidance. Celkové - totální - koncentrace totální celkové koncentrace silné, agresivní („harsh") extrakce půda sediment voda vzduch (filtry) biota (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí JA \ si • Měření biodostupnosti BIODOSTUPNOST Pojem původně z farmakologie - frakce látky, která je v těle účinná V environmentálních vědách - frakce látky, která může být přijata do organismu = látka je ve formě, která je dostupná (není tedy vázána v prostředí - např. na organický uhlík apod.) Biodostupnost popisuje procesy (vztahy) mezi - Látkami přítomnými v prostředí - Vstupem (akumulací) látek do organismů - Vlastnostmi prostředí Příklad - Půda dvě rozdílné půdy (vysoký a nízký obsah organického uhlíku) biodostupnost (a tedy i bioakumulace) je vyšší v případě "low" High Organic Matter Soil Low Organic Matter Soil SYMBOLS High Organic Matter W Corrtent3 Low Organic Matter Content \*^^arthworm Soil Lipophilic Site Q Soil Negative Charge % Lipophilic Pesticide Positive Charge Pesticide BIODOSTUPNOST Toxické kovy ve vodách vs. tvrdost vody -> vyšší tvrdost vody (více Ca / Mg) - snížení biodostupnosti / snížení toxicity kovů (kompetice s toxickými kovy o vazebná místa v biotě) 'Specific binding sites or toxic action ! = Biotic Ugand (BL) i____._______________.____ i Chelation Ca2+, Mg2*, Na+, H+ K+ ■ / DOC3POC ffl ! Cation Competition - Organic or Particulate ' Complexes Inorganic Complexes ! Organism-Water ! Interface i______________ OH, Cl", ťXV-3 HCOj \ S042\ HS Active influx Excretion Passive efflux Centrum pro výzkum I 1 toxických látek t^^/J | v prostředí BIODOSTUPNOST Hydrofobicita - organické látky vs. organický uhlík (huminové látky) -> hydrofobní látky - tendence akumulace v tucích / v biotě (ale současně i v mrtvé organické hmotě - OC) -> vysoký obsah OC v prostředí (ve vodě): snížení biodostupnosti látek 4*-. ... .......... .. _ .. . . ... \ U n coma m intíl &í Sedŕnent load f ram Lake HfiftweJI tributaries [eg.. Kecwee anil Seneca Riyefsl and forest and Lfidmeloped I sní Resirtta! sediment PCB loading from Tnwn Creek -ř< =? Harwell -"c-.v hni Town Creek (©) Centr toxict v prostředí BIODOSTUPNOST Toxické kovy ve vodách vs. pH / složení vod -> vyšší pH: kovy přítomny v nerozpustných hydroxidech (snížení biodostupnosti) -> nižší (kyselé) pH - vyšší rozpustnost a vyšší toxicita kovů Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Měření biodostupnosti bioavailability degree to which chemicals present in the soil may be absorbed or metabolised by human or ecological receptors or are available for interaction with biological systems iso 17402 (2006) je potřeba zejména při analýze kauzality mezi expozicí a účinkem je potřeba pro větší mechanistické poznání tohoto vztahu je potřeba pro možné extrapolace účinků mezi vzorky a kontaminanty Eisenia andrei exponována olovu 2 g/kg (totální koncentrace) 0^ "re O E > 5 100 90 80 70 60 i 50 40 30 20 10 0 III i SP* v* O* (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Soil Lanno et al. (2004) Ecotoxicology and Environmental Safety 57, 39-47 Jak změřit biodostupnost ? • pravdivě biodostupnou koncentraci lze stanovit pouze analýzou organismu po jeho expozici případně analýzou efektů • snaha vyvinout jednoduché chemické nástroje pro odhad biodostupné koncentrace / frakce kontaminantu • pouze taková chemická metoda, která koreluje s biologickým příjmem či efekty je validní (biomimetické metody / proxy for biota) % Bíoavaílable % Non-bíoavailable Decreasing Bioovoileble Fraction with time Increasing Non-Bíe-availabla Fraction with time % Easily extractable % Recalcitrant % Non-extractable Decreasing with time Increasing with time Increasing with time Arbitrary Time Arbitrary Time Jak změřit biodostupnost ? Celkový obsah aging, sekvestrace Nereverzibilně vázaná frakce Pevná fáze Sorpce Kd, Koc, pH, CEC Frakce vázaná na DOC Pomalu reverzibilně vázaná frakce Rychle reverzibilně vázaná frakce Volně rozpuštěna frakce Vodná fáze Neextrahovatelná frakce Agresivní extrakce Mírná extrakce Ingesce Kow, BCF Hlen Příjem dermální Bi Ď< Exkrece Asimilace Distribuce Metabolismus Eliminace Jak změřit biodostupnost ? Biodosažitelná Biodostupná + Potenciálně biodostupná Bioavailability processes n both soil and sediment, processes that determine exposure to contamination include release of a solid-hound contaminant {A} and subsequent transport (B), transport of bound contaminants (C), uptake across a physiological membrane {D}, and incorporation into a living system E). Note that A, B, and C can occur internal to an organism, such as in the lumen of the gut. The NRC report defines A, B, C, and D to be bioavailability processes, but not E, because soil and sediment no longer play a role. Biological membrane Bound contaminant A Released contaminant Dissociation Site of biological response NEVER biodostupnost začíná až přestupem přes biomem bránu /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Semple et al. (2004) EST 15: 229A Jak změřit biodostupnost ? Chemical measurements (available fractions) soil/water í \ membrane \ f C organism Toxicity tests Bioaccumulation Biological measurements Řešení: • nemůže existovat jedna univerzální metoda • různé organismy, látky, situace: - toxicita pro organismy žijící v médiu © - biodegradace kontaminantu © - přestup kontaminantu do potravních řetězců © • nutné se ptát: biodostupnost PRO jakou látku ? jaký organismus ? jakou situaci ? jaký cíl ochrany ? ... ? • specifické okolnosti definovat a pro danou situaci hledat vhodnou metodu Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Metody hodnocení biodostupnosti půda / sedimeni hydrofóbní polutanty polární polutanty kovy koncentrace v pórové vodě extrakce vodnými roztoky H20, CaCI2, NH4N03 vzorkování volných kovů diffusive gradient in thin film (DGT), Donnan membrane technique (DMT) slabé kyseliny či komplexující činidla CH3COOH, EDTA roztok v kombinaci se sorbenty Tenax, XAD či hydroxypropyl-(3-cyclodextrin (HPCD) slabá organická rozpouštědla butanol, metanol, etanol, směsi s vodou superkritická fluidní extrakce (SFE) nastavitelná síla / polarita extrakce biomimetické sorbenty / pasivní vzorkovače polyoxymethylene (POM), polydimethylsiloxane (PDMS), solid phase microextraction (SPME), semi-permeable membrane devices (SPMD) ✓ voda / vzduch hydrofóbní polutanty polární polutanty kovy biomimetické sorbenty / pasivní vzorkovače POM, PDMS, SPME, SPMD, Polar organic compounds integrative sampler (POCIS), Chemcatcher, ✓ vzorkování volných iontů kovů diffusive gradient in thin film (DGT), Donnan membrane technique (DMT) y/ Metody hodnocení biodostupnosti -půda / sediment • ISO 17402 (2006) Guidance for the selection and application of methods for the assessment of bioavailability in soil and soil materials • výběr metod dle mnoha kritérií - nejen prostá korelace s biologií (empirické metody), ale důraz na mechanistický / fyziologický princip = logicky souvisí s biologickými efekty / příjmem • validace na více látkách, více půdách/sedimentech (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Mechanism Simulates Pathway Method Calibrated Ree om Limitations Contaminant Target men ded Neutral extract Pore water concentration Direct contact with water Neutral water extract (NaN03; KNO3NH4NO3; CaCI;) Cd/Zn/Ni Soil organisms, plant uptake + NH4NO3 may reduce pH in low buffered soils. CaCI2 may reduce DOC concentrations Poorly soluble compounds Depends on concentration of salt Direct contact with water Extraction of pore water Cd/Zn/Ni Soi organisms, plant uptake + Pore water not available in dry soil Equilibration time if water is added Transport Leaching test Inorganic/or ganic Groundwater + Poorly soluble compounds Separation by diffusion Free metal concentration Uptake DMT. DGT inorganic Soil organisms, plant uptake + Specialized equipment Acid extraction Potential soluble in water Uptake Acid extract (HNOj) Cd/Zn/Ni Plant uptake after including soil characteristi cs + Transport Leaching test Inorganic Groundwater + Uptake Acid extract (pH of stomach or lower) Pb Screening. human ingestion + Gives a maximum of bioavailability, because pH in the intestine system is higher Complexing agent Potential soluble in water, competitive Uptake. Transport EDTA extract Heavy metals Plant uptake. groundwater Simulation of digestion Oral uptake Human uptake Stomach and intestine system Pb/Cd/Zn/Ni /Hg/PCB/ PAH method comparison Human + Adsorption to competitive adsorbant Amount in equilibrium with pore water Contact with pore water Adsorption to solid phase (TENAX. XAD, cyclodextrines) Adsorption to solid phase (SPME, TENAX) PAH PAH/PCB/ OCP Degrading organisms Uptake invertebrates + Increasing solubility Amount in equilibrium with pore water Contact with pore water Mild (water + organic) solvent PAHs Degrading organisms Partial oxidation of organic matter Amount of veakly bounded organic contaminants Easy attainable by microorganisms Oxidation with persulphate PAHs Degrading organisms + Metody stanovení expozice Chemické metody - Různé druhy extrakcí - extrakce vodnými rozpouštědly a výluhy, - Extrakce organickými rozpouštědly a extrakce na oevnou fázi Chemical measurements Biologické metody - Bioakumulace - Stanovování reziduí látky v organismu (CBR) - Klasické testy na organismech - Biomarkery expozice - Sledování genů (©> Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Total concentration in soil/soil like material Interaction with water anoVor soil components Potentially available concentration in sail/soil material Fraction Fraction Fraction sorted dissolved in dissolved as to soil matrix campiexed form free moiecule'icn Environ bioavai mental lability Bioinfluenccd zone Dynamic or passive uptake Membrane Bio-accumulation Internal transport, Metabolism, Excretion E:iei.i CBR ■ Food web Biological measurements Přímé biologické metody • Informace o aktuálním množství přijaté chemické látky • Zahrnují v sobě všechny biotické (např. metabolismus) a abiotické (např. pH, množství organické hmoty) faktory ovlivňující biodostupnost. • CBR - critical body residuum - měří bioakumulace nebo obsah rezidua v organismu • CBRs představuje vnitřní koncentraci chemické látky v závislosti na subletálních a letálních efektech a charakterizuje toxikologickou biodostupnost, zatímco bioakumulace reprezentuje přechod mezi enviromentální a toxikologickou biodostupností. Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Přímé biologické metody • Termín CBRs byl definován jako nejnižší pozorovaná koncentrace chemické látky v těle organismu, která je spojena s výskytem nežádoucích efektů u jedinců a populací, a to ve všech stádiích vývoje • CBRs tedy pomáhají ustanovit toxikokinetický vztah mezi expozicí a celkovou koncentrací látky v organismu. ^ • Pro studium kontaminovaných míst lze posuzovat kvalitu půdy pomocí koeficientu nebezpečnosti (riskquotient, RQ): RQ = IBR/CBR • kde IBR je vnitrní obsah rezidua v těle • Hodnota RQ<1 by měla zabezpečit přiměřenou ochranu důležitých funkcí ekosystému, které jsou spojeny s půdními organismy Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Akumulační indikátory • Některé organismy jsou v sobě schopny akumulovat zvýšené množství toxikantů a mohou sloužit jako materiál pro chemickou analýzu • Akumulační metody jsou často kombinovány s indikačními postupy signalizujícími na biochemické nebo fyziologické úrovni účinky kontaminantů • U odebraných organismů se stanovují - těžké kovy, POP + parametry růstu, zasažení parazity, krevní obraz, biochemické parametry Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Akumulační indikátory • Příklady - akumulace těžkých kovů v plžích, bryomonitoring -využití při hodnocení imisní zátěže - Mechorosty mají vysokou sorpční kapacitu - díky vysoké smáčivosti a vysokému povrchu buněčných stěn - Hojně rozšířené organismy - Roční přírůstky mechů dovolují analyzovat vzorky z časově určeného období - Bryomonotirng na území ČR zahájen v roce 1991 na 33 lokalitách - mech trávník Schreberův - Umožňuje sledovat časové vývojové trendy imisní zátěže Akumulační indikátory • Při používání akumulačních indikátorů je třeba respektovat: - Akumulační indikátor je živý organismus s veškerou variabilitou živého systému - Kumulace toxikantu není pasivní proces, ale je realizován celým metabolismem organismu se všemi obrannými procesy jak z hlediska příjmu tak z výdeje - O výsledné koncentraci nerozhoduje pouze příjem toxikantu, ale rovnováha, která se ustaví mezi všemi složkami látkového toku - Zjištěné koncentrace v akumulačních bioindikátorech jsou modelem biodostupné složky látky, nikoliv celkového obsahu v prostředí - Standardizace musí vždy respektovat cíle studie a konkrétní podmínky na straně stanovované látky tak organismu Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Chemické metody Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment organické polutanty: A. stanovení biodosažitelné frakce pomocí extrakce rozpouštědly či pomocí vodných roztoků s přidanými sorbenty Method Working principle Strengths Weaknesses Mild solvent extraction ■ Analyze HOC in mild solvent ■ Easy operation • results vary with solvent {Kelsey etaL, 1997; after extraction matrix and organisms Uste and Alexander. 2002) • Partial extraction measuring • Not applicable for in skit rapid desorption fraction measurement HPCD extraction • Analyze HOC in HPCD after • fast and easy operation • Species-dependent performance {CuypersetaL, 2002; extraction and limited extraction capacity Reid et aLf 2000) • Partial extraction measuring • Not applicable for in situ rapid desorption fraction measurement Sequential Jenax extraction • Consecutive desorption with • Tenax reused and economical • Time consuming and laborious [Cornelissen et al.r 1997; Tenax as HOC trap • Understanding of desorption • Not applicable for in situ Xu etaL, 2008) • Use regression model to estimate kinetics measurement various desorption fractions • Use frapid to indicate bio accessibility 6-hTenax extraction • Single-step desorption with Tenax • Fast and easy operation • may not equal to Frapid {Cornel is sen et aL 2005} as HOC trap • Not applicable for ftl situ • Use r^h, to approximate bio accessibility measurement Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment organické polutanty B. stanovení volně rozpuštěné koncentrace s využitím sorbentů -pasivních vzorkovačů (vlastně velice podobné postupy jako pasivní vzorkování vody) Method Working principle Strengths Weaknesses SPMD {Semi-permeable membrane • Expose sampler in sample matrix * Good sensitivity due to large • Extensive post-sample processing device) (Huekins et aLf 1990; • Analysis of HOC in sampler after sampler volume * Require large sample size Zimmerman et akr 2004} solvent extraction * Commercially available * Very long equilibration times • Derive Cfrtx and use Crror to indicate • Applicable For in situ measurement • Not compatible with bench-scale bioavailability bioassays PED (Polyethylene device! * Expose sampler in sample matrix * Good sensitivity due to large • Require large sample size (Cho et aLr 2009) * Analysis of HOC in sampler after sampler volume • Very long equilibration times solvent extraction • Inexpensive • Not compatible with bench-scale • Derive Cfrcc and use CrrcT to indicate * Applicable for in situ measurement bioassays bioavailability Injector-type SPME (Arthur and • Expose sampler in sample matrix • Good sensitivity due to analysis • Non-equilibrium sampling Pawliszyn. 1990' Xu et aL 2007} * Analyze HOC on fiber by direct injection of whole fiber • Matrix effect • Derive Cfrcc via external calibration and * Less time consuming and solvent-Free • Not compatible with bench-scale use Cfrae to indicate bioavailability * Automation possible bioassays • Applicable For in situ measurement Disposable SPME (Mayer et aL 2000; * Expose fiber in sample matrix • Inexpensive and easy operation • Sensitivity may be low Hunter et al.p 2003) • Analyze HOC at equilibrium * Compatible with bench-scale bioassays • Long equilibrium times ForHOCs * Derive Crrco via Kspme and use Cfrcn to and co-exposure with large Kaw indicate bioavailability • Applicable For in situ measurements (©) Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Passive sampling - teorie několik zásadních výhod oproti klasickému vzorkování: - vzorkovač - sorbent je vystaven v mediu většinou delší dobu podobně jako organismus - time weighted average (TWA) concentration - je snaha, aby rozdělovači koeficienty mezi médiem a vzorkovačem připomínaly přestup do bioty - „biomimetic", „proxy to biota" - vzorkuje relevantní koncentraci - „free dissolved concentration" (Cfree) http://voutu.be/4zlQQbnxxR0 Chemical activity Sediment Biota Lipid 1 Lipd _ SETAC (2012) Guidance on Passive Sampling Methods to Improve Management of Contaminated Sediments. Summary of a SETAC Technical Workshop Passive sampling - teorie Generalized uptake profile for a passive sampling device Trie passive sampler operates in three regimes: kinetic (white), intermediate (light biue), and near equilibriiim (blue), A first-order one-compartment model (Equation 1) is often used to fit experimental measurements. Kinetic Intermediate 4 M ear equilibrium at E 4D ľ. K2 Time Mayer et al (2003) Environ Sci Technol 37: 184A-191A kinetika 1. řádu, jednosložkový model - vstupní proměnné k1 a k2 (rychlost příjmu a výdeje) v monitoringu ŽP je upřednostněno nerovnovážné vzorkování - lineární příjem látky vzorkovačem -pro dosažení TWA, zatímco při stanovení biodostupnosti je častější rovnovážné vzorkování v rovnováze nejsou k12 potřeba a Cfree a fugacita mohou být spočítány ze vztahu p — p /i/ wfree ^sampler ' s kde Ks je rozdělovači koeficient vzorkovač-vzorek 3 4 (©) Centrum pre toxických lát v prostředí PDMS - Polyacrylate fiber Ci^ disk: 2 3 4 5 Log WV{n&n?ň čím vyšší je poměr povrch / objem, tím rychleji je dosaženo rovnováhy Passive sampling - teorie • základní předpoklad = volně rozpuštěná koncentrace (Cfree) je hlavní determinant příjmu látky biotou a následných efektů a rizik • platí zejména u malých organismů přijímajících látky pasivní difúzí • jakmile hraje významnou roli potrava, nemusí být již tento přístup validní!! • vzorkování by nemělo ovlivňovat vzorkovaný systém: y . . K . ,. J J J "sampler • ^sampler, medium r tzv. negligible depletion vmedium depleci lze využít pro stanovení dosažitelné frakce equilibratio large passive sample imph Q) 03 (D O Q. O Multi ratio EPS —i-1-1—i-L- conc. in sediment 35 i 30 - í- 25 - <* Lí OD 20 - 2 15 - to - 5 - 0 - 100 200 400 Figure 3. Fluoranthene concentrations in the water (Q,) versus the residual concentration in the sediment (Cs) as calculated by eq 5. The arrow on the right indicates the original concentration in the sediment Smedes (2013) Environ. Sci. Technol. 47, 510-517 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment kovy: A. stanovení pomocí extrakce včetně sekvenční extrakce (Weak) salt extractions (e.g.. CaCl2. CafNChK NH4Ac. NaNOj. Mg salts. BaCU in concentrations from as low as 0.001 M and up to 1 M salt solutions). Reductive extractions (c,g., sodium ascorbate, hydro-xylamine HCL sodium dithionite). Weak acid extractions (e.g.. acetic acid, citric acid). Strong complexation methods (e.g., DTPA-TEA. EDTA, NT A). Dilute strong acids (e.g.. HNO}, HCL "double acid" (HC1 + H2S04)) Combined extractants (e.g.. Ammonium oxalatc-oxalic acid. Mehlich III (dilute acid, salt, and EDTA)). Peijnenburg and Jager (2003) Ecotoxicology and Environmental Safety 56 : 63-77 Exchangeable fraction Loosely bound, labile or exchangeable metals Metals most available for plant uptake, leading to possible contamination of groundwater and soil Sequential Extraction Reducible fraction Oxidizable fraction Metals bound to iron and manganese oxides Metals bound to organic matter, e.g. detritus Unstable metal forms transfer to available forms for plants Metals bound to organic matter can be released Residual fraction Metals bound within crystal matrix Metal present are not expected to be released under normal conditions in nature (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Figure 4.7 Overview of the sequential extraction method for metals, as applied to the analysis of soils and sediments |45|. From Dean. J. R... Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons. Limited. Reproduced with permission. Table i.\ Extraction procedures used lo isolate nami na] soil/sedimenl phases [] | Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment Phase Reagent oř method ■: .viki;:.!n Comments Water-soluble, soil solution, sediment pore water Waler, centri fu gatio nr displacement, filtration, dialysis Contains the most mobile and hence potentially available metal species Exchangeable extrakce kovů Type if binding Extraction ■gent ion surface exchange adsorption precipitate Copreci pirate icarbonales, {amorphous sulphides or hydroxides) hydroxides) organic complexes occlusion {crystalline hydroxides) mineral lattice elcctrolyles acetic acid (buffer I acetic acid (reducing) oxalic acid (buffer) diluted mineral acid digestion: acid mixture H F MgC-l; CHjCOOlí + CHjCOOll'CllfCOONa CHjCOOU • N1I.OII ; t ťfOONH.1: IIC'B - HNO, » HH aqua regia alkaline fusion (extracts + acid} basic so luii on 1 , complex formers EĎTA, CTPA __^ ctrniplCK formers E rö 4-> C o u O) E o i_ > UJ M— O o s: T3 ro ČT 9 Carbonate .a 'tn tn O) u u (Ö O in .Q > rö O in o o rö O) Q Organically bound Mn oxide-bound Fe I amorphous) oxide Fc (crystalline) oxide MgCJn. NHjOAc, f K J Ac NaiPiLUT, HiO: at pH 3/haOAC NaOAc Al pH 5 ÍHOAc) NHhOH.HCI (NHi)a£äQi in the darí: tNHjjnCzCj under UV li^it Contains weafclv bound; (elcctroslalicalty') metal species that can be released by ion-exchange wilh cations such as Ca1"1", Mir.-"1" or NH^"1". Ammonium acetate is ihc preferred extraetanl as the completing power of aeelate prevents re-adsorption or precipitation of released metal ions. In addition, acetic acid dissolves trie exchangeable species, as well as more lightly bound exchangeable forms Contains mclals bound Lo the humic material of soils. Sodium hypochlorile is used to oxidize the soil organic matter and release the bound metals. An alternative approach is lo oxidize the organic maltcr wilh 30^ hydrogen peroxide, acidified lo pH 3. followed by extraction wilh ammonium acetate to prevent metat ion re-adsorption or precipitation Contains metals that are dissolved by sodium acetate acidified to pH 5 wilh acetic acid Acidified hydroxy]amine hydrochloride releases metals from the manganese oxide phase with minimal attack on the iron oxide phases Amorphous forms of iron oxides can be discriminated between by extracting wilh acid ammonium oxalate in the dark Crystalline forms of iron oxides can be discriminated between by extracting wilh acid ammonium oxalafe under UV lieht Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce (nejen) kovů napodobující pórovou vodu Salt solution Concentration (Mi Reference Calcium chloride {CaCl2) 0.01 Smith er at (2010) Krishnamurti [2008) Peijnenburg et at (2007) ßarriuso et a1 (2004) Houba etat {2000] 0.05 Krishnamurti {2008] Cheng (1990) 0.1 Peijnenburg ef at (2007) Calcium nitrate {Ca(n03)2] 0.1 Peijnenburg ef at (2007) Lanno ef íj/(2004) Ammonium acetate [NH4Ac] 1.0 Peijnenburg er ai (2007) Mg-salts n/af Peijnenburg ef ai (2007) Barium chloride (BaCI2) n/a1 Peijnenburg ef at (2007) Sodium nitrate (NaN03) 0.01 Yin ef ct/(2002) 0.1 Peijnenburg ef at (2007) Ammonium nitrate ^NH4NO3} 0.1 Peijnenburg ef at (2007) n/a: not available A 0.01M CaCl2 solution has been documented as the preferential extraction solution because the concentration of Ca2+ ions is similar to that measured in soil pore water solutions (Peijnenburg et a!, 2007) and a similar ionic strength (Houba et a\, 2000). centrum pro výzkum toxických látek v prostředí ECETOC (2013) Understanding the relationship between extraction technique and bioavailability . TR 117 .ISSN-0773-8072-117 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce kovů Place 10 g of dry sediment/soi! in a 250 ml polyethylene bottle _*_ Add 100 ml of CaCI2 solution (0.01 mol I"1) Shake the container for 3 h at ambient temperature (20 ± 2CC) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm Place 20 g of dry sediment/soil in a 100-150 ml PTFE or polyethylene bottle Add 50 ml of NH4N03 solution (1 mol ľ1} Shake the container for 2 h at ambient temperature (20 ± 2,:C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 50-60 rpm 1 Decant 60 ml into a centrif 10 min at 3000 g. Meas centrifi age tube and centrifuge for ure pH in extract before gation f Analyse solution immediately Figure 4.5 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing calcium chloride (CaCl2)), as applied to the analysis of soils and sediments |2|. Filter supernatant through an acid-washed filter paper into a 50 ml polyethylene bottle (discard the first 5 ml of filtrate). Stabilize by adding 1 ml of HN03 _t_ If solids remain, centrifuge or filter through a 0.45 |im membrane filter. Analyse solution immediately Figure 4.4 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing ammonium nitrate (NH4NO3)). as applied to the analysis of soils and sediments [2]. Dean (2007) Bioavailability, Bioaccessibility and Mobility of Environmental Contaminants. ISBN: 978-0-470-02577-2 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce kovů Place 5 g of dry sediment/soil in a 100 ml PTFE bottle i r Add 200 ml of acetic acid (0.43 mol ľ1) Shake the container for 16 h at ambient temperature (20 + 2°C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm Centrifuge at 3000 rpm for 10 min and then remove the supernatant with a pipette.This liquid is then stored in a clean polyethylene bottle at 43C prior to analysis Place 5 g of dry sediment/soil in a 100 ml PTFE bottle Add 50 ml of EDTA (0.05 mol r1) Shake the container for 1 h at ambient temperature (20 ± 2=C) on an 'enrJ-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm The sample should be rehomogenized prior to analysis by manually shaking for 5 min Figure 4.2 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing acetic acid), as applied to the analysis of soils and sediments [45]. From Dean, J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Centrifuge at 3000 rpm for 10 min and then remove the supernatant with a piepette.This liquid is then stored in a clean polyethylene bottle at 4CC prior to analysis The sample should be rehomogenized prior to analysis by manually shaking for 5 min Figure 4.1 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing ethylenediamine tetraacetic acid (EDTA)), as applied to the analysis of soils and sediments [45]. From Dean. J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Passive sampling - ovzduší často je kladen více důraz na TWA, biomimetické schopnosti jsou v pozadí http://voutu.be/w-Cn8LzB21c Global Atmospheric Passive Sampling (GAPS) Network stain/less steel dome PLIF cfisk support rlncj air circulation mounting bracket stainless steel mesh tube containing XAD stainless steel housing http://www.ec.gcxa/rs-mn/default.asp?lang=En&n=6AA18234-1 Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Modelování expozice Modelování expozice scénáře („worst case scenario" či jiné) modelování: - transportu od zdroje - změny koncentrace - degradace a vzniku transformačních produktů - distribuce v ŽP - distribuce v rámci dané složky prostředí (např. v půdě) zdrojem jsou data o zdrojích + data vlastnostech látek a prostředí 3, \ \ eroze — povrchový snos jímací studny reduction hydrolysis Dhototysis The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. Modelování expozice The following assumptions are made: a) Sludge produced 0.085 kg /head /day b) Population served by water treatment plant 100 000 c) Application rate to land I kg / m2 d) Depth of soil penetration 20 cm. modelování zátěže jednotlivých složek ŽP - od zdroje do okolí organismu Concentration in sludge :(i)xtii)xp)xfvl (a)x(b) 5 x 10- xO. 13x0.03x0.9 mg /kg 0.085 x 100 000 Concentration in receiving soil = 2.06 x 103 mq/kq = 2.06 x 103xŕc) mg / kg (d) = 2.06 x 103 x 1 mg/ kg 200 10.3 mg / kg This assumes a soil density of I tonne / mJ. Given a low water solubility, and high log Kow, it is anticipated that teaching will be minimal. This assessment takes no account of the potential effects of repeat applications of sludge. Of course, the assumptions made above must be justified (see below). The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. /^tf^Vv Centrum pro výzkum I) toxických látek V^t^/ I v prostředí Modelování expozice multimedia fate models (Mackay) fugacitní modely I až IV fugacita = tendence utíkat/prchat z příslušné fáze C= f .Z C - koncentrace v dané fázi f - fugacita Z - konstanta fugacity v rovnováze platí: ^soil ^air ^sediment ^ biota Water Air Soil Animal Plant Affinity biota biota S in H in log Koc log Kow log Koa g/L Pa m3/mol high >1 >10 >5 >5 >8 medium high 1 - irj2 10 - 10"1 5-4 5-3.5 8-7 medium 10"2 -1 o3 10"1 -10"2 4-2 3.5-3 7-5 medium low 10"3-10"5 10"2-10-4 2 - 1 3-1 >4 low <10'5 <10"4 <1 <1 <4 Air - 6x109 ms Terrrestrial plant biomass roots - 3.7 x 103 ms stem - 4.6 x 103 m3 foliage - 9,2 x 10^ rrP Water - 7 x 10e ma Soil 4.5 x 10" m3 Suspended solids - 35 mP Aquatic biomass - 7m3 1km Sediment - 2.1 x 10* ms FIGURE A4.2 The "unit of world" in Mackay's fugacity model with the inclusion of terrrestrial plant biomass The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. Měření a modelování toxikokinetiky &dH samples {10 g of air-dried soil} spiked and placed in 50 ml screw-capped culture tubes Six earthworms (Esania foaticb) added to Bach tube and ccve*ed with Al foil contairirgfive small holes for aeration Tubes placed in a moist cl 2'C. After 9 days, won ; Yf:r t i sterile. amber in the dark at 21 * ns transferred fa lubes 'unamended' soil Wornis removed after 24h, frozen wilh lEquid mtnogan and ground with a mortar and pestle Worn tissue placed in £0 ml Teflon centriluge tubes and 2& ml dichoromethane (DCM) added Tubas shaken for 24 b at 21 ± 2°C and cermiluged. 1.0 ml of the supernatant mined with 19.0 ml ;■ i qj i lc -<\ l;.:ior :: i BSAF Cora ' F, om where BSAF= biota-soil accumulation factor Corg = concentration in the worm Cs = concentration in soil solid phase Fjip = weight fraction of lipid in the organism Fom — weight fraction of OM. Solution analysed for 14C-radioactivity Figure 5.3 Procedure adopted in the earthworm uptake studks used by Kel&cy et ať. [3]. critical Body Residues (CBR) internal concentration accumulated in a tissue, organ or aJI body that is correlated with an adverse effect /^t^Vv Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Equilibrium Partitioning Theory (EqP) Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 10, pp. 1541-1583, 1991 Printed in the USA. Pergamon Press pic Annual Review TECHNICAL BASIS FOR ESTABLISHING SEDIMENT QUALITY CRITERIA FOR NONIONIC ORGANIC CHEMICALS USING EQUILIBRIUM PARTITIONING Dominic M. Di Toro* Water Only Exposure Sediment - Pore Water Exposure t Water Sediment Carbon K, oc Equilibrium Partitioning v rovnováze lze namodelovat pomocí Kd koncentrace v pórové vodě a půdě / sedimentu a pomocí BCF potom koncentrace v organismu následně lze použít k extrapolacím mezi různými látkami (QSAR) či mezi různými půdami/sedimenty předpokládá, že klíčovou koncentrací pro následný vstup do organismu a efekty je rozpuštěná koncentrace Cfree c = CS/(K, f~) OC "OC Cpw concentration in pore water; Cs concentration in solid phase; Koc chemical-specific partition coefficient; foc mass fraction of organic carbon (kilograms organic carbon per kilogram sediment). S^TW Centrum pro výzkum toxických látek V^^A/ I v prostředí Modelování expozice • Plant protection products (PPP) - pesticides • FOCUS modely EU - http://focus.irc.ec.europa.eu/ • PELMO, PEARL, MACRO, PRZM - podzemní voda • STEP 1 a 2, SWASH, TOXWA, SWAN - povrchová voda • EVA-ovzduší • cílem jsou hodnoty PECS, PECSW, PECsed, PECgw http://www.pesticidemodels.eu/home Ekotoxikologické databáze • http://wwwjpmcenters.org/Ecotox/DataAccess.cfrri • https://www.cerc.usqs.gov/data/acute/iTiultiselect.asp /^T^Vv Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Měření a modelování příjmu kontaminantů organismy Měření a modelování toxikokinetiky Micropolliitanis Schwarzenbach et al. (2006) The challenge of micropollutants in aquatic systems. Science 313,1072-1077 Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí TOXIKOKINETIKA 1: příjem látek do organismu Příjem látek u různých organismů 1) jednobuněčné organismy - pasivní difúze přes membránu - „selektivní" vstup přes existující transportní systémy 2) vícebuněčné organismy / řasy - difúze toxikantu přes membránu a mezi buňkami 3) terestrické rostliny - rozpuštěné ve vodě/půdě - vstup kořeny/listy - plyne toxikanty - vstup přes stomata na listech - lipofilní látky (některé herbicidy) - penetrace voskové kutikuly - vstup do buňky □ přes membránu Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí TOXIKOKINETIKA 1: příjem látek do organismu Příjem látek do organismu: 4) živočichové - 3 hlavní cesty vstupu do organismu - potrava/pitná voda - průchod trávicím traktem, změny/transformace dle pH, mikroflóry střeva, pŕ. cykasin: netoxický - ve střevě konverze->silný mutagen - respirační cesta - trachee u hmyzu, žábry u akvatických organismů, plíce - velká plocha pro výměnu/vstup látky (často 25x > povrch těla) - povrchem těla - větší význam u menších organismů (relativně větší plocha) a akvatických organismů Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí ULOŽENÍ (sequestration) Uložení xenobiotik v inertních tkáních => omezení cirkulace a snížení expozice Živočichové - tuk (organochlorové látky), zuby, vlasy, rohy (kovy) - u bezobratlích popsáno ukládání nerozpustných zinkových granulí ve střevě pijavek Rostliny - vakuoly, listy, kůra (-> opadání) Uvolnění ze zásob PCBs a další organochlorové látky -> tuk: ALE: rychlá potřeba energie (strádání, tvorba mléka ...) uvolnění ze zásob -> náhlá větší expozice a/nebo uvolňování v mléce /^Vi Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí ULOŽENÍ (sequestration) Metalothioneiny (MTs, MT-like proteins) - cytoplasmatické nízkomolekulární proteiny (6-10 kD) bohaté na Cys - známy u velké řady eukaryot - vazba kovů : Zn, Cd, Hg ... => snížení expozice / toxicity - dlouhý poločas života proteinů (~ 25 dní) - původní biologická funkce - ? snad regulace dostupnosti esenciálních kovů (např. Zn) ? INDUKCE MTs • expozice kovy • jiný méně specifický stres - hypoxie, změny teploty ... • Indukce MTs - další příklad BIOMARKER EXPOZICE Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Expozice volně žijících živočichů • externě vystaveny kontaminaci orální, dermální a inhalační cestou • orální expozice zahrnuje spotřebu kontaminovaných potravin, vodu, nebo v půdu. • dermální expozice nastává, když jsou kontaminující látky absorbovány kůží. • inhalační expozice nastane, když jsou vdechnuty těkavé sloučeniny nebo jemné částice. • celková expozice je celkový součet expozice: » Ecelk = Eoral + Edermal + Einhal I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Dermální expozice - půdní organismy • Předpoklady: • 1) organismus je exponován kontaminantům při kontaktu povrchu těla s půdou • 2) organismus je vystaven expozici půdou která přilne k jeho povrchu (kůži), ne všechny kontaminanty jsou absorbovány • Model převzatý z hodnocení rizik pro lidi: ^ D = (A*P*S*C*F*B)/W Kde: A = plocha povrchu organismu (cm2) P = podíl kontaminované plochy S = adhezní faktor pro kůži (mg/cm2) C = Koncentrace kontaminantu v půdě (mg/kg) F = konverzní faktor (103 kg/mg) B = hustota půdy (kg/cm2) W = hmotnost organismu (kg) Centrum pro výzkum toxických látek \c%ť^/ | v prostředí Inhalační expozice - půdní organismy • Inhalační expozice je často zanedbatelná: 1) většina kontaminovaných lokalit jsou buď pokryta vegetací 2) většina těkavých organických látek (VOC) se rychle odpaří z půdy a povrchové vody, mísí se vzduchem, kde se rychle ředí a disperguuje Difúze není pravděpodobná, pokud Henryho konstanta je >24.3 Pa/m3/mol Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Orální expozice • Orální expozice volně žijících živočichů může pocházet z kontaminované potravy (rostlinného nebo živočišného), vody, nebo z půdy. • Požití půdy může být náhodné, zatímco se zvíře pase, a nebo účelné. • Celková perorální expozice je součet expozic připadající na jednotlivé vstupy ^oral — Efood + ^water + ^soil + ^direct • Ef00d = exposure from food consumption; • Ewater = exposure from water consumption; • EsoN = exposure from soil consumption; • Edirect = exposure from direct consumption. • Vyjádření je v jednotkách mg kontaminantu/kg tělesné hmotnosti/den (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Wildlife Exposure Factors Handbook (US EPA 1993) Model pro odhad orální ingesce potravy Ej = J] ih x Qj) i i where E; — oral exposure to contaminant (j) (mg/kg/d); m = number of ingested media (e.g., food, water, or soil); == ingestion rate for medium (t) (kg/kg body weight/d or L/kg body weight/d); and Qj = concentration contaminant (/} in medium (/) (mg/kg or mg/L}. Ej represents the daily exposure averaged over the exposure duration, which at most waste sites is likely to be chronic, measured in terms of months or years. Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Calculation of fresh food consumption may be estimated as: where Zjj-= total food ingestion rate (kg food (fresh weight)/kg body weight/d); m = total number of food types in the diet; Pr = proportion of the Mi food type in the diet; and WCi — percent water content (by weight) of the fth food type. Water ingestion rates can be estimated for mammals and birds from alio me trie models (Cafder and Braun 1983): /lv=99H/09° Mammals and fw = 59W{)61 Birds where In. — water ingestion rate (mL water/d); and W = body weight (g live weight). Více informací: Wildlife Exposure Factors Handbook (US EPA 1993) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí In the absence of relevant data, food consumption values can be estimated from a Home trie regression models based on metabolic rales. Nagy (1987) derived equations to estimate food consumption for birds and mammals, including: l# = 0.235W°*n Eutherian mammals 1^ =Q.62MVoSt4 Rodents % = 0.577 W°111 Herbivores 1$ =0.492 W° 673 Marsupials hs = 0.648 t5T All birds 1# = 0.495 m Seabirds ldj = 0.398 S50 Passerine birds 1$ — 0.013W0-7" Insectivorous iguanid lizards = 0.019 W0-1*41 Herbivorous iguanid lizards where I&= food ingestion rate (dry weight) in (g/d); and W = body weight (g live weight). Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Modelování příjmu kontaminantu • Koncentrace kontaminantu ve složce prostředí včetně bioty v expozičních bodech • Faktory přenosu z prostředí do bioty • Informace o životním cyklu receptoru: - Dieta (typ potravy, proporce různých druhů potravin) - Metabolická rychlost, rychlost příjmu potravy - Rozsah domovské oblasti vs. Plocha sledované lokality - Využití lokality - Chování Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Modelování expozice - denní dávka ADD = (C* IR*F) Kde: • ADD = aplikovaná denní dávka konzumentem (mg/kg/d) • C = koncentrace kontaminantu v potravě nebo složce prostředí (mg/kg) • IR = rychlost příjmu (normalizovaná) (kg potravy.kg tělesné váhy.d) • F = frakce dané potravy v dietě (0-1) /^T^Vv Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Ukázka výpočtu: modelování expozice ADD = (C* IR*F) The western harvest mouse Reithrodontomys megalotis Kde: ADD = aplikovaná denní dávka konzumentem (mg/kg/d) C= koncentrace kontaminantu v potravě nebo složce prostředí (mg/kg) IR = rychlost příjmu (normalizovaná) (kg potravy.kg tělesné váhy.d) F= frakce dané potravy v dietě (0-1) Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Odhad expozice Pb pro Western harvest mouse (Reithrodontomys megalotis Známé informace: • Expoziční bodová koncentrace pro Pb v povrchové vodě a půdě z dané lokality • Odhad koncentrace Pb ve vegetaci založený na přenosovém faktoru půda/rostlina • Měřená koncentrace Pb v hmyzu sbíraném na daném místě (kobylky) Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Expozice z příjmu potravou Dieta: 16% bezobratlí, 81% vegetace, 3% půda Rychlost příjmu potravy: 0.15.kg.kg bw-1.d_1 Rychlost příjmu vody: 0.10 L.kg bw1 d_1 Koncentrace Pb v potravě: ^ - Bezobratlí: 9.7 mg.kg-1 - Vegetace: 2.1 mg.kg-1 - Pitná voda: 0.0012 mg.I1 - Půda: 105 mg.kg1 White-Footed Mouse (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Expoziční faktor Průměr Min Max SD Tělesná váh 20.6 14.0 26.3 3.4 Rychlost příjmu potravy [g.g^ď1] 0.45 0.38 0.55 0.06 Rychlost příjmu vody [g-g^-ď1] 0.19 0.123 0.287 0.04 Frakce příjmu z půdy [%] 2.0 0.0 5.0 0.03 Oblast výskytu [ha] 0.06 0.054 0.072 0.005 Dieta [%] jm Hmyz 58 Vegetace 42 Denní dávka Pb z požití bezobratlých • IR (rychlost příjmu potravy) = 0.15. kg potravy.kg-1 bw.ď1 • C = 9.7 mg Pb.kg-1 bezobratlých • F (frakce bezobratlých v dietě) = 16% • ADD = C*IR*F • ADD = 9.7 mg Pb . kg-1 * 0.15 kg potravy.kg-1 bw.d"1 * 0.16 • ADD = 0.23 mg Pb.kg1 myši.ď1 /^T^Vv Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Denní dávka pb z požité vegetace • IR = 0.15. kg potravy.kg-1 bw.ď1 • C vegetace =2.1 mg Pb.kg-1 vegetace • Frakce vegetace v potravě = 81% • ADD = Cveg * IR * FRveg • ADD = 2.1 mg.kg-1 vegetace * 0.15. kg.kg1 bw.ď1 * 0.81 • ADD = 0.26 mg Pb.kg1 myši.ď1 Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Denní dávka z náhodného požití půdy • IR = 0.15. kg potravy.kg1 bw.ď1 • C soil = 105 mg Pb.kg-1 půdy • Frakce v dietě = 3% • ADD = Csoil * IR * FRsoil • ADD = 105 mg.kg-1 vegetace * 0.15. kg.kg1 bw.d1 * 0.03 • ADD = 0.47 mg Pb.kg1 myši.ď1 Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Denní příjem požitím povrchové vody IR water = 0.10 L vody.kg1 bw.ď1 C water = 0.0012 mg Pb.kgVody ADD = Cwater * IRwater ADD = 0.0012 mg Pb.kg1vody * 0.10 L vody.kg1 bw ADD = 0.0001 mg Pb.kg1 myši.ď1 Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Celkový denní příjem Pb • ADDinvertebrates = 0.23 mg Pb.kg-1 myši.ď1 • ADDvegetation = 0.26 mg Pb.kg-1 myši.ď1 • ADDsoil = 0.47 mg Pb.kg-1 myši.ď1 • ADDwater = 0.0001 mg Pb.kg-1 myši.ď1 • ADD total = J (ADD invertebrates + ADDvegetation + ADD soil + ADDD water) = 0.96 mg Pb.kg-1 myši.ď1 • Pro charakterizaci rizika bude tato hodnota srovnána s hodnotami charakterizující možný škodlivý účinek (napr. NOAEL, LOAEL) Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí