Diplomamunka. Klórozott szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségekre gyakorolt hatásának vizsgálata mikrokozmosz-kísérletekben

Diplomamunka

Klórozott szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségekre gyakorolt hatásának vizsgálata mikrokozmosz-kísérletekben.

Készítette:

Balogh Julianna Hidrobiológus (MSc) egyetemi hallgató

Témavezető: Dr. Bácsi István egyetemi adjunktus

Debreceni Egyetem Természettudományi és Technológiai Kar Hidrobiológia Tanszék Debrecen 2013

DEBRECENI EGYETEM

TERMÉSZETTUDOMÁNYIÉSTECHNOLÓGIAIKAR UNIVERSITY

OF DEBRECEN

o

1949

FAC UL TY OF SCIENCE AND TECHNOLOGY

NYILATKOZAT (A DE TTK hallgatóinak diplomadolgozatához/szakdolgozatához) Alulírott Balogh Julianna (Neptun kód: F4QYGT) jelen nyilatkozat aláírásával kijelentem, hogya Klórozott szénhidrogén szennyezők vizsgálata mikrokozmosz-kísérletekben.

fitoplankton

közösségekre

gyakorolt

hatásának

című diplomadolgozat - a továbbiakban: dolgozat - önálló munkám, a dolgozat készítése során betartottam a szerzői jogról szóló 1999. évi LXXVI tv. szabályait, valamint az Egyetem által előírt, a dolgozat készítésére vonatkozó szabályokat, különösen a hivatkozások és idézések tekintetében 1. Kijelentem továbbá, hogy a dolgozat készítése során az önálló munka tekintetében a témavezetőt nem tévesztettem meg. Meg nem engedett segítséget nem vettem igénybe, a dolgozatot más oktatási intézményben szakdolgozatként vagy diplomamunkaként korábban nem nyújtottam be. Jelen dolgozat aláírásával tudomásul veszem, hogy amennyiben bizonyítható, hogy a 'dolgozatot nem magam készítettem, vagy a dolgozattal kapcsolatban szerzői jogsértés ténye merül fel, illetve a dolgozatot korábban más oktatási intézményben is benyújtottam, úgy a Debreceni Egyetem megtagadja a dolgozat befogadását és ellenem fegyelmi eljárást indíthat. A dolgozat befogadásának megtagadása és a fegyelmi eljárás indítása nem érinti a szerzői jogsértés miatti egyéb (polgári jog, szabálysértési jog, büntetőjogi) jogkövetkezményeket. Debrecen, 2013. év május hó 22. nap

...~~\.~<~,,~

.

Hallgató aláírása Alulírott témavezető kijelentem, hogy az ezúton benyújtott szakdolgozat / diplomamunka az én szakmai irányításommal, a jelölttel folytatott rendszeres szakmai konzultáció mellett készült, a hallgató önálló munkáját tükrözi. A dolgozatot áttekintettem, a záró- vizsgán történő védésre bocsátásra megfelelőnek és a könyvtár ~?~kl.pj,~~afeltölthetőnek találtam.

.1 ti

.;:>Y; i é., ,

'9

Debrecen, 2013. év május hó 22. nap

0-'1-,

ig ~;~

-1

~",.

',.0, ~ ,',

l'J;-,

""'. '..:

.:·l~

~etb,· 1.f 6

;~ •••••••

':""..

h'

JI. .L:9-

~\"0,'~\'J --;.0».,,( témavezető

.

aláírása)

<$~c:"Y/ °6i02<),",,:\ '\:~/

ij~,~

-"DE TTK, Hidrobiológiai Tanszék I 1999. évi LXXVL tv. 34. § (1) A.mü részletet ..... az átvevőmű által indokolt és az eredetihez híven a forrás, valamini az ott szerzö bárki idézheti. 36. § (1) Nyilvánosan tartott előadások és más hasonló müvek . .' valamint .. . . beszédek tájékoztatás céljára- a cél által indokolt terjedelemben szabadon felhasználhatók. Ilyen felhasználás eselén il forrást a szerzö nevével együtt .....fel kell tüntetni, hacsak ez lehetetlennek nem bizonvul,

H4032 Debrecen,Egyetem tér L H4010 Debrecen,Pf: 18.Telefon: (+36)(52)316-012, Fax: (52) 533-677, E-mail: ttkdekanéüpuma.unideb.hu

Tartalomjegyzék 1. Bevezetés és célkitűzés

3

2. Irodalmi áttekintés

5

2.1. Kismolekulájú klórozott szénhidrogének 2.1.1. Tetraklóretán

5 5

2.1.1.1. A tetraklóretán sorsa a természetben

5

2.1.1.2. A tetraklóretán metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa

6

2.1.2. Tetraklóretilén

7

2.1.2.1. A tetraklóretilén sorsa a természetben

7

2.1.2.2. A tetraklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa

8

2.1.3. Triklóretilén

9

2.1.3.1. A triklóretilén sorsa a természetben

10

2.1.3.2. A triklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa

10

2.2. A klórozott szénhidrogének hatása a fitoplanktonra

11

2.3. Mikrokozmosz rendszerek

11

2.4. A biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma szennyezőkkel szembeni érzékenységére

13

3. Anyag és módszer

15

3.1. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása

15

3.2. A fitoplankton növekedésének nyomon követése

16

3.3. Az eredmények statisztikai értékelése

16

4. Eredmények és értékelésük

17

4.1. A háttérváltozókban megfigyelt változások az egyes vizsgálati időszakokban

17

4.1.1. Háttérváltozók - 2011 nyár

17

4.1.2. Háttérváltozók - 2012 tavasz

18

4.1.3. Háttérváltozók - 2012 nyár

19

4.2. Az egyedszámban megfigyelt változások

20

4.3. A klorofill-tartalomban megfigyelt változások

22

4.4. A taxonösszetételben megfigyelt változások

24

4.5. A fajszámban és diverzitásban bekövetkező változások

27

1

5. Összefoglalás

31

6. Köszönetnyilvánítás

33

7. Irodalomjegyzék

34

8. Függelék

43

2

1. Bevezetés és célkitűzés Napjainkban több esetben mutattak ki nagyobb mértékű klórozott szénhidrogén szennyezést a talajban, talajvízben az ipari hulladékká vált kismolekulájú klórozott szénhidrogének nem megfelelő tárolása következtében. A legújabb vizsgálatok szerint a talajvízmozgások eredményeként a kismolekulájú klórozott szénhidrogének felszíni vizekben való megjelenésének kockázata megnőtt. A tetraklóretán, a tetraklóretilén és a triklóretilén fizikai és kémiai tulajdonságaik következtében (kis molekulatömeg, illékonyság, nagymértékű lipofilitás) gyorsan abszorbeálódnak, miután kontaktusba kerülnek az élő szervezetekkel. A molekulák toxicitásában kulcsszerepet játszanak a metabolizmusuk során keletkező reaktív termékek (Costa és Ivanetich 1980; Bogen et al. 1988). Annak ellenére, hogy a tetraklóretánt, a tetraklóretilént és a triklóretilént az ipar széles körben alkalmazta, vagy alkalmazza napjainkban is, viszonylag kevés adat található az irodalomban arra vonatkozóan, hogyan hatnak ezek az anyagok a vízi fotoszintetizáló szervezetekre. E vegyületek fitoplankton fajokra gyakorolt hatása nem ismeretlen (Pearson és McConnell, 1975; Bringmann és Kühn, 1980; Ward et al., 1986; Ando et al., 2003; Lukavsky et al., 2011). Viszonylag alacsony azon tanulmányok száma, amelyek klórozott szénhidrogén szennyezők természetes fitoplankton együttesekre gyakorolt hatását vizsgálták sekély tavi ökoszisztémákban (Berglund et al., 2001; González et al. 2009). Az egy fajt vizsgáló toxikológiai tesztek általánosan elterjedtek és nagyon jól alkalmazhatók, ha fiziológiai hatások vizsgálata, toxikológiai határértékek megállapítása, vagy különböző fajok érzékenységének összehasonlítása a cél (Moreire-Santos et al. 2005, Liebig et al. 2008). A több fajt alkalmazó mesterséges rendszerek, vagy a természetes közösséget tartalmazó mikrokozmosz ill. mezokozmosz vizsgálatok ökológiai relevanciája azonban nagyobb, mert integrálják a természetes körülmények között zajló változásokat, így a vizsgált ökoszisztéma változásainak pontosabb értékelését teszik lehetővé (Chappie és Burton 2000, Culp et al. 2000, Moreira-Santos et al. 2004). Az algatesztek relevanciája növelhető a természetben megjelenő fioplankton együttesek alkalmazásával (MoreiraSantos et al. 2005). A fő előnye ezeknek a kísérleti rendszereknek a szennyezés ökológiai hatásainak valósághű szimulációja vízi közösségekben. Így a legkülönbözőbb fajokra gyakorolt hatások, illetve a különböző populációk közötti kölcsönhatások akár egyidejűleg is tanulmányozhatók a közösségen belül (Lopez-Mancisidor et al. 2008).

3

Ismert, hogy az algaközösség kémiai stresszre adott válasza függ a szennyezés pillanatában jelen lévő fajösszetételtől is (Guasch et al. 1997, Gurney és Robinson 1989, Pesce et al. 2006, Tlili et al. 2008). McCann (2000) bevezette a "Biodiverzitás-stabilitás hipotézist", mely szerint az ökoszisztéma ellenállása és rugalmassága növekszik a közösségen belüli trofikus interakciók számával. Ez a hipotézis úgy is ismert, mint a "biológiai biztosítás hipotézis" (Yatchi és Loreau, 1999), amely feltételezi, hogy diverzebb ökoszisztémákban nagyobb valószínűséggel vannak jelen olyan fajok, amelyek képesek ellenállni a zavarásnak és ez lehetővé teszi számukra, hogy ellensúlyozzák a más fajok eltűnéséből származó funkcionális károsodást (Villeneuve et al. 2011). Munkánk célja az volt, hogy in situ mikroalga teszttel (mikrokozmosz rendszerben) értékeljük egyszeri „pontszerű” klórozott szénhidrogén szennyezések rövidtávú hatását fitoplankton együttesek összetételére. A kísérleti összeállítás lehetővé tette annak tanulmányozását,

hogy

a

klórozott

szénhidrogének oldódásának nem kedvező,

„természetközeli” körülmények között milyen változások zajlanak egy természetes fitoplankton közösség szerkezetében. Munkánk során a következő kérdésekre kerestük a választ: -

Hogyan változik különböző összetételű (diverzitású) algaközösségek produkciója (klorofill-tartalom, egyedszám) a szennyezés hatására?

-

Hogyan változik a közösségek diverzitása a szennyezés hatására a kiindulási diverzitás függvényében? A kísérletek eredményei egyrészt gazdagíthatják a klórozott szénhidrogének

természetkárosító hatásával kapcsolatos eddigi ismereteinket, másrészt rávilágíthatnak arra, milyen mértékben használhatók a mikrokozmosz rendszerek szennyezések hatásainak modellezésére, segítve az adott szennyezéssel szemben ellenálló fajok megtalálását, melyeknek nagy szerepe lehet a későbbiekben a szennyezés biológiai eltávolítására irányuló kutatásokban is.

4

2. Irodalmi áttekintés 2.1. Kismolekulájú klórozott szénhidrogének 2.1.1. Tetraklóretán Az 1,1,2,2-tetraklóretán egy szintetikus, színtelen, sűrű folyadék, ami nem ég könnyen. A kloroformhoz hasonló átható, édes szaga van. A molekula szerkezete az 1. ábrán látható. Korábban nagy mennyiségben használták más vegyszerek előállítására, festékekben és növényvédő-szerekben, valamint ipari oldószerként is, illetve zsírok és olajok más anyagoktól való szétválasztására, fémek tisztítása és zsírtalanítása céljából, továbbá

szennyvíztisztítás

során,

vagy

fotografikus

filmekben

található

fémek

kivonására.(Lewis 2001). Ma már elérhető kevésbé mérgező vegyszer a helyettesítésére, mivel manapság nagymértékben fejlődik a klórozott etilének előállításának technológiája. Nagy léptékű kereskedelmi előállítása is megszűnt, bár néha még előfordul. Egyéb elnevezései az acetilén-tetraklorid, diklór-2,2-diklóretán, s-tetraklóretán. Molekulatömege: 167,85g/M; olvadáspontja: -42,4°C; forráspontja: 145,2°C. Kémiai képlete: C2H2Cl4.

1. ábra. A tetraklóetán kémiai szerkezete A tetraklóretánt olyan gyárakban állítják elő melléktermékként, ahol 1,1,1- és 1,1,2triklóretilént gyártanak (Rossberg et al. 2005). A más vegyületek előállítása során megmaradó tetraklóretánt vagy a természetbe juttatják vagy szennyezőként jelenik meg a végtermékekben.

2.1.1.1. A tetraklóretán sorsa a természetben A felszíni vizekbe kerülő tetraklóretán, annak ellenére, hogy viszonylag nagy mennyiség képes oldódni vízben (2,83g × L-1 25°C-on) általában napoktól hetekig tartó idő alatt elpárolog, a víz mozgásától függően. Szennyezett felszíni vagy felszín alatti vizek 5

esetén ezért az egyik leggyakrabban alkalmazott tisztítási módszer a kilevegőztetés (Kincannon et al. 1983). A víznél nagyobb sűrűsége miatt azonban nem mozgó víztérben a vízfenékre süllyed, ahonnan folyamatosan a víztestbe kerülve károsíthatja a vízi szervezeteket. A tetraklóretán vízben természetes pH-n bázis katalizált hidrolízisen megy keresztül, melynek során triklóretilén keletkezik (Cervini-Silva 2003). A vízi élőlényekben való felhalmozódása nem jellemző folyamat (a vízi állatok szervezetében metabolizálódik, Franke et al. 1994). Közepes gőznyomásának és a talajrészecskékhez való viszonylag alacsony adszorpciójának köszönhetően a talaj felszínére kerülő tetraklóretán hamar elpárolog (Swann et al. 1983). Folyamatos, hosszan tartó szennyezés esetén azonban a talajban és a talajvízben is nagy mennyiségben jelen lehet, ahol hidrolízise és anaerob biodegradációja is bekövetkezhet (Lorah és Olsen 1999).

2.1.1.2. A tetraklóretán metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A domináns útvonalak a diklórecetsav produkciót segítik elő, ami nem enzimatikus degradáció, diklóracetil kloridot és diklóracetaldehidet eredményez köztes termékként. Más útvonalakon a triklóretilén vagy tetraklóretilén keletkezése figyelhető meg, amelyek trilkóretanolt, triklórecetsavat és oxálsavat eredményező reakciókat vonnak maguk után, (Yllner 1971; Mitoma et al. 1985). Elképzelhető, hogy ezek az anyagcsereutak az egysejtűekben is hasonló módon zajlanak. A tetraklóretán reaktív termékekké történő bomlása valószínűleg kulcsfontosságú szerepet játszik a toxikusságában. Mind a nukleáris, mind a mikroszomális citokróm P450 enzimek megjelennek az összetevők metabolizmusa során, amelyek valószínűleg számos biológiailag aktív elemet szabadítanak fel, beleértve az aldehideket, alkéneket, savakat és szabad gyököket (Mitoma et al. 1985; Hanley et al. 1988). A citokróm P450-ről kiderült, hogy katalizálja mind a diklóracetilált fehérjék melléktermékeinek (Halpert 1982), mind a dilkórecetsav keletkezését (Halpert és Neal 1981). Tomasi és munkatársai (1984) is bemutatták, hogy a tetraklóretán metabolizmusa során szabad gyökök keletkeznek. Ezek a felfedezések együttesen megmutatják, hogy a tetraklóretán anyagcseréje gyökök képzésébe torkollik, ami lipid peroxidációs stimulációhoz vezet.

6

A tetraklóretán alacsony genotoxikus aktivitással bír. Bebizonyosodott, hogy DNShez kötődhet (Colacci et al. 1987; Hanley et al. 1988), az abszorpciót követően szinte teljesen lebomlik, feltételezhetően részben a citokróm P450 következtében. 2.1.2. Tetraklóretilén A tetraklóretilén egy szintetikus, könnyen párolgó, szúrós, édes szagú, szobahőmérsékleten folyékony halmazállapotú, színtelen, nem gyúlékony vegyület, a molekula szerkezetét a 2. ábra mutatja. Gazdasági szempontból fontos klórozott szénhidrogén oldószer és köztes termék. Mióta ismert, hogy a tetraklóretilén képes feloldani számos szerves összetevőt, elválasztani szervetlen vegyületeket, azóta széles körben alkalmazzák ruhaanyagok száraztisztítására és fémek zsírtalanítására (Verschueren 1983). Más vegyületek előállításakor is használják kezdő vegyületként, számos fogyasztói termék esetén is. Egyéb elnevezései az etilén-tetraklorid, 1,1,2,2-tetraklóretilén, tetraklóretén, perklóretilén (PCE), perklén és perklór. Molekula súlya 165,83g/M; olvadáspontja: -19°C; forráspontja: 129°C. Kémiai képlete C2Cl4.

2. ábra. A tetraklóretilén kémiai szerkezete Tetraklóretilént számos mérsékelt és szubtrópusi tengerben élő makroalga termel 0,0026-8,2 ng/g tiszta tömeg óránkénti mennyiségben. Azt is kimutatták, hogy ezek az algák ennél nagyobb mennyiségben állítanak elő triklóretilént. Az algák által a légkörbe juttatott triklóretilén és tetraklóretilén mennyisége olyan méreteket ölt, hogy azt nem lehet figyelmen kívül hagyni a légkör teljes klór-tartalmának kiszámításakor (Abrahamsson et al. 1995).

2.1.2.1. A tetraklóretilén sorsa a természetben Az újabb szabályok tiltják az olyan klórozott oldószerek természetben való elhelyezését, amelyek tetraklóretilént tartalmaznak. Minden olyan szilárd hulladék, amely tetraklóretilént tartalmaz veszélyes hulladéknak minősül. A tetrtaklóretilén lebomlási és

7

eltávolítási hatékonyságának 99,95-osnak kell lennie, mivel elsődleges szerves szennyezőnek számít. Mielőtt a szennyezőanyagokat kihelyeznénk a szeméttelepekre, azokat be kell vizsgáltatni a természetvédelmi szervezetekkel (HSDB 1996). A felszíni vizekbe kerülő tetraklóretilén nem alakul át azonnal. Vízoldhatósága csekély (0,15g × L-1 25°C-on), de sűrűségének köszönhetően (1,6227g × cm3) a vízfenékre süllyed, ahol változatlan formában hosszabb ideig jelen lehet, mivel a vizsgálatok azt mutatják, hogy természetes körülmények között hidrolízise nem megy végbe (csak magas hőmérsékleten és pH-n). Természetes vizekben a tetraklóretilén átalakulásának legvalószínűbb módja a biodegradáció (Parsons et al. 1984, 1985). Laboratóriumi kísérletek eredményei azt mutatják, hogy a tetraklóretilén reduktív dehalogénezésen esik át, aminek eredményeként etilén keletkezik. Az átalakulás metanogén körülmények között megy végbe (Freedman és Gossett 1989). A talajba, talajvízbe kerülő tetraklóretilén biodegradációja csak speciális körülmények között megy végbe, és lassú folyamat. Bizonyos kísérletekben a tetraklóretilén koncentrációjának csökkenése mellett a triklóretilén koncentrációjának növekedéséről számoltak be, ami azt sugallja, hogy ez a fő termék (Milde et al. 1988; Freedman és Gossett 1989). A tetraklóretilén talajból való párolgása sokkal kisebb mértékű, mint a vízből való párolgás. A talajból való párolgás mértékét befolyásolja a jelen lévő tetraklóretilén koncentrációja és a talaj típusa is – magas szervesanyag tartalmú talajokban a folyamat lényegesen lassabb (Yagi et al. 1992).

2.1.2.2. A tetraklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A molekula metabolizmusa egysejtűekben nem ismert, leszámítva a metanogén körülmények között zajló biodegradációt. A tetraklóretilén megváltoztatja a foszfolipidek és aminosavak zsírsav szerkezetét (Kyrklund et al. 1990). A citoszkeletális elemek jóval érzékenyebbek, mint a citoszol fehérjéi. A tetraklóretilén a membránok ATP-áz aktivitását is csökkenti (Kukongviriyapan et al. 1990), ami arra enged következtetni, hogy a tetraklóretilén hatásai a transzportra eredhetnek a csökkent ATP szintből és a sejtmembrán ATP-áz gátlásából. A tetraklóretilén TCA-vá alakulása a P450 útvonalon telítődhet.

8

2.1.3. Triklóretilén A triklóretilén egy nem gyúlékony, színtelen, szobahőmérsékleten folyékony, édes szagú és égető ízű anyag. A molekula szerkezete a 3. ábrán látható. A triklóretilént főként oldószerként használják fémek zsírtalanításakor, valamint más vegyszerek előállítása során (Kuney 1986). Triklóretilént találhatunk néhány háztartási termékben is, mint például a hibajavító

folyadékban,

festék

eltávolítókban,

ragasztókban

és

folttisztítókban

(Frankenberry et al. 1987). Egyéb elnevezései az acetilén triklorid, 1-klór-2,2-diklóretilén, 1,1-diklór-2-klóretilén, etilén triklorid, triklorid, 1,1,2-triklór-etilén, triklóretén, TCE. Imserhetjük még triklén-ként vagy vitran-ként is. A triklóretilén molekulatömege 131,40g/M; olvadáspontja: -87,1°C; forráspontja: 86,7°C. Kémiai képlete: C2HCl3.

3. ábra. A triklóretilén kémiai szerkezete A triklóretilén szennyező eliminálásának ajánlott módja az égetés (ezt azután végzik, hogy valamilyen gyúlékony anyaggal összekeverték – Sittig, 1985). A foszgének keletkezését meg kell gátolni az égetés során, így erre nagy gondot fordítanak (Sjoberg 1952). A tökéletlen égés során keletkező más mérgező vegyületek a policiklikus aromás szénhidrogének és a perklóros aromás vegyületek (Blakenship et al. 1994). Az USA-ban nagy hangsúlyt fektettek a triklóretilén újrahasznosítására, hogy csökkentsék ennek a fotoreaktív vegyületnek a légkörbe jutását (CMR 1986). A fotooxidatív lebomlást sikeresen alkalmazták a levegő ’kigőzölési’ technikával kapcsolatban, amellyel sikerült elpárologtatni a triklóretilént a vízből és így nem mérgező vegyületeket sikerült előállítani (Bhowmick és Semmens 1994). Amennyiben lehetséges a szemétlerakás helyett az újrahasznosítást kell alkalmazni.

9

2.1.3.1. A triklóretilén sorsa a természetben Számos formában a levegőbe és a vízbe juthat a vegyület, például a nem megfelelő hulladékkezeléssel, festékekből való párolgással, ragasztókból és egyéb termékekből, vagy gyárakból való felszabadulás során. Vízi környezetben a triklóretilén oxidációja nem jellemző folyamat, hidrolízise szintén lassan megy végbe, inkább csak magasabb hőmérsékleten és pH-n. A triklóretilén degradációjának legjelentősebb módja a reduktív dehalogénezés mikroorganizmusok által (Parsons et al. 1985; Wilson et al. 1986). A triklóretilén vízoldhatósága közepesnek mondható a kismolekulájú klórozott szénhidrogének körében (1,366g × L-1 25°C-on). A vízbe kerülő triklóretilén nagy része sűrűségének köszönhetően (1,465g × cm3) a vízfenékre süllyed, ahonnan folyamatosan oldódva károsíthatja a fölötte lévő víztestben előforduló élőlényeket. Az irodalomban található vizsgálati eredmények azt mutatják, hogy a talajba kerülő triklóretilén nem alakul át kémiailag és nem kötődik kovalensen a talajrészecskékhez. A triklóretilén biodegradációja magas szervesanyag tartalmú talajokban gyorsabban megy végbe (Barrio-Lage et al. 1987). A folyamat aromás szénhidrogének együttes metabolizációjával zajlik, így koszubsztrát – fenol vagy toluol – jelenlétét igényli (Nelson et al. 1987; Fan és Scow 1993). A vizsgálatok azt mutatják, hogy a triklóretilén degradálására képes baktériumok metánt használnak energiaforrásként, és a triklóretilént szimultán bontják a metán monooxigenáz enzim közreműködésével (Bowman et al. 1993). A metánt hasznosító baktériumok aerob körülmények között végzik a triklóretilén bontását (Wilson and Wilson 1985), a folyamat érzékeny egyensúly meglétét igényli a szintén toxikus koszubsztrátok jelenléte miatt (Ensley 1991).

2.1.3.2. A triklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A triklóretilén legfőbb metabolitjai a TCA, a triklóretanol és a konjugálódott triklóretanol (Dekant et al. 1984). Arról is készültek feljegyzések, hogy a kloroform is a triklóretilén egyik kisebb mennyiségben keletkező metabolitja (Pfaffenberger et al. 1980); jóllehet ez az állítás megkérdőjelezhető és további bizonyítékokat igényel, mivel a kloroform lehet az anyagcsere termékek meghatározására használt analatikai eljárások mesterséges mellékterméke is. 10

Az anyagcsere fontos szerepet játszik a triklóretilén toxikusságában, mivel számos metabolitja önmagában is mérgező. A különböző fajok eltérő módon reagálnak a triklóretilénnek való kitettségre, ami betudható annak, hogy eltérő mértékben metabolizálják az eredeti vegyületet (Dekant et al. 1986b).

2.2. A klórozott szénhidrogének hatása a fitoplanktonra Bár a tetraklóretánt, a tetraklóretilént és a triklóretilént az ipar széles körben alkalmazta, vagy alkalmazza napjainkban is, viszonylag kevés adat áll rendelkezésre az irodalomban vízi ökoszisztémákra, különösen a termelő szervezetekre gyakorolt hatásaikra vonatkozóan. Ismeretes, hogy ezek a vegyületek hatással lehetnek különböző algákra: hatásaikat tanulmányozták tengeri környezetben (Pearson és McConnell 1975; Ward et al. 1986), valamint édesvízi cianobaktériumok és eukarióta algák esetében (Bringmann és Kühn 1980; Ando et al. 2003; Lukavsky et al., 2011; Bácsi et al. 2012). Viszonylag alacsony azon tanulmányok száma, amelyek klórozott szénhidrogén szennyezők természetes fitoplankton együttesekre gyakorolt hatását vizsgálták sekély tavi ökoszisztémákban. Berglund és munkatársai (2001) pozitív korelációt mutattak ki a tó trofikus állapota és a poliklórozott bifenilek mennyisége között. Arra a következtetésre jutottak, hogy ez a sekély, eutróf tavakra jellemző magasabb ülepedési rátának köszönhető. A szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségre gyakorolt hatásának vizsgálata során kimutatták, hogy a szennyezők vízoldható frakciója átmeneti, rövidtávú negatív hatással volt a fitoplanktonra, amely később változásokat okozott a fitoplankton közösség szerkezetében (González et al. 2009).

2.3. Mikrokozmosz rendszerek Az egy fajt alkalmazó laboratóriumi toxicitási teszteket általánosan alkalmazzák arra, hogy a szennyező anyagok vízi ökoszisztémára gyakorolt potenciális veszélyeit értékeljék (Moreira-Santos et al. 2005). Ezek a tesztek előnyösek, ha az előírások megkövetelik a szennyező anyag hatásaira vonatkozó adatok ismételhetőségét és összehasonlíthatóságát, azonban nem tükrözik a természetes rendszerek elemei közötti

11

kapcsolatokat, mint pl. a ragadozó-zsákmány kapcsolat, vagy a tápanyagok körforgalma (Liebig et al. 2008). A laboratóriumi, sok fajt használó, meghatározott összetételű mikrokozmosz rendszerek átmenetet képeznek az egy fajt alkalmazó tesztek és a természetes élőlényegyütteseket tartalmazó laboratóriumi, vagy terepi kísérletek között. A laboratóriumi több fajt alkalmazó tesztek hasznosak lehetnek a magasabb szintű kockázatbecslésnél, segítenek a terepi mezokozmosz vizsgálatok megtervezésében, illetve segítenek a mezokozmoszban megfigyelt eredmények ok-okozati összefüggéseinek tisztázásában (Campbell et al., 1999). Az ilyen modell ökoszisztémák, melyek utánozzák az édesvízi környezeteket (pl. mikrokozmosz

és

mezokozmosz)

egyre

gyakrabban

használt

eszközök

a

szennyezőanyagok ökotoxikológiai veszélyeinek felmérésére (Touart 1988; Graney et al. 1994; Hill et al. 1994). Ezeknek a kísérleti rendszereknek nagy előnye, hogy reális ökológiai hatásokat szimulálnak a szennyező anyagok a vízi közösségekbe jutása után. A mikrokozmosz, illetve mezokozmosz rendszerek lehetővé teszik a szennyezőanyagok hatásainak tanulmányozását a fajok széles skáláján, miközben populációs kölcsönhatások is érvényesülnek a közösségen belül (Lopez-Mancisidor 2008). A több fajt vizsgáló rendszerek lehetővé teszik a lehetséges közvetett hatások vizsgálatát, beleértve az egymást követő hatásokat is (Lawler, 1993; Kooi, 2003). Az in situ terepi vizsgálatok ökológiai relevanciája a legnagyobb, mert a természetesen változó feltételeket integrálják minimális beavatkozással (Chappie és Burton 2000; Moriera-Santos et al. 2004). Külön előnye ezeknek a rendszereknek, hogy a vizsgálatok a helyi faj-együtteseken alapulnak, amelyek a helyi körülményekhez alkalmazkodtak és nem kell őket alávetni a laboratóriumba való szállítás és akklimatizáció során fellépő stressznek. A módszer ökológiai jelentőségét növeli az is, hogy nincsenek nem őshonos fajok használatából adódó komplikációk (Chappie és Burton 2000). Az a felismerés, hogy minden egyes toxikológiai eszköznek saját értéke van, vezetett el az integrált toxikológiai vizsgálatok kialakulásához, melyek egyesítik a laboratóriumban születő információkat és az in situ eszközöket, és lehetőséget adnak az ökoszisztéma minőségének még pontosabb felmérésére (Clup et al. 2000). A laboratóriumi algateszteket már régóta rutinszerűen alkalmazzák a szennyező anyagok ökoszisztémára gyakorolt hatásainak felmérésére (OECD 1984; USEPA 1994), míg az algák in situ vizsgálata még kevésbé elterjedt (Moreisa-Santos et al. 2004).

12

2.4. A biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma szennyezőkkel szembeni érzékenységére A közelmúltban a biológiai sokféleség ökológiai rendszerek működésében betöltött szerepe egyre nagyobb figyelmet kap az egyre fokozódó aggodalomnak köszönhetően, miszerint a biológiai sokféleség csökkenése ronthatja az ökoszisztéma működését (Ehrlich és Wilson, 1991; Schulze és Mooney, 1993; Vitousek et al., 1997; Chapin et al., 1997; Costanza et al., 1997). McCann (2000) bevezette a "Biodiverzitás-stabilitás hipotézist", mely szerint az ökoszisztéma ellenállása és rugalmassága növekszik a közösségen belüli trofikus interakciók számával. Ez a hipotézis úgy is ismert, mint a "biológiai biztosítás hipotézis" (Yatchi és Loreau, 1999). Bár a biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma működésére

az

ökológia

egyik

legkutatottabb

területévé

vált,

a

diverzitás

jelentősége a változó környezetben még kevéssé érthető. A „biztosítás hipotézis” szerint, a biodiverzitás biztosítja, hogy az ökoszisztéma működése ne sérüljön, hiszen sok faj nagyobb garanciát biztosít arra, hogy fenntartja a rendszer működését akkor is, ha bizonyos fajok kiesnek (Yatchi és Loreau, 1999). A tapasztalat azt mutatja, hogy hosszú távon minden ökológiai rendszer ki van téve környezeti változásoknak (Chesson és Chase, 1986). Ezért a kritikus kérdés az, hogyan hat a biodiverzitás, vagy a biodiverzitás csökkenése az ökológiai rendszer működésére változó környezetben (Yatchi és Loreau, 1999). A „biztosítás hipotézis” feltételezése, hogy a diverzebb ökoszisztémákban nagyobb valószínűséggel vannak jelen olyan fajok, amelyek képesek ellenállni a zavarásnak és ez lehetővé teszi számukra, hogy ellensúlyozzák a más fajok eltűnéséből származó funkcionális károsodást. Ez a feltételezés azért állhatja meg a helyét, mert a különböző fajok eltérően reagálnak a környezeti változásokra, míg egyes fajok „hozzájárulása” a rendszer működéséhez csökkenhet, addig másoké nőhet a változó környezeti feltételek között. Nagyobb fajgazdagság a rendszerben zajló folyamatok kisebb változatosságához vezethet, a fajok közötti kompenzációs folyamatok miatt. (Yatchi és Loreau, 1999). Yatchi

és

Loreau

(1999)

elméleti

modelljének

kísérletes

ellenőrzésére

algaközösségekre vonatkozóan a következőkben összefoglalt tanulmányok említhetők. O’Connor és Crowe (2005) terepi zárt rendszerben végzett megfigyeléseik alkalmával nem találtak összefüggést az ökológiai rendszer működése, és a diverzitás között, azonban az egyes fajok sajátos hatásait lehetett kimutatni. Goodsell és Underwood (2008) hasonló megfigyelésre jutottak tengerparti makroalga-közösség megfigyelése során. 13

Li és munkatársai (2010) laboratóriumi mikrokozmosz kísérletekben vizsgálták a kadmium hatását. Eredményeik azt mutatták, hogy a nem szennyezett közösségben nem volt pozitív korreláció a fajgazdagság és a produktivitás között, míg kadmium szennyezés hatására a nagyobb diverzitással jellemezhető közösségben egyértelműen nagyobb volt a produktivitás is. Külön érdekesség, hogy nemcsak kadmium toleráns fajok, hanem érzékeny fajok is nagymértékben hozzá tudtak járulni a közösség primer produkciójához. A szerzők azt a következtetést vonták le a kísérleti eredményekből, hogy a biodiverzitás megőrzése segíthet csökkenteni az ökológiai rendszerek működését (pl. elsődleges termelést) érő stresszt, illetve diverz algaközösségek kialakítása szennyezett vizek kezelésében is előnyös lehet (Li et al. 2010). Villeneuve és munkatársai (2011) a kémiai és fizikai faktorok perifiton szerkezetére, sokféleségére és működésére gyakorolt hatásait vizsgálták egy szabadtéri mezokozmosz kísérletben. A bentikus mikrobiális közösségek (biofilm vagy perifiton) fontos szerepet játszanak a felszíni vizek ökológiai működésében (Hansson, 1992; Munoz et al., 2001; Pusch et al.,1998; Romani és Sabater, 1999; Woodruff et al., 1999). A perifiton kialakulása, szerkezete, taxonómiai sokfélesége és működése nagymértékben függ a fizikai és kémiai tényezőktől (Biggs, 2000; Hillebrand és Sommer, 2000; Sabater et al., 1998; Villeneuve et al., 2010). Ezen különböző tényezők bármilyen módosítása, akár természetes eredetű vagy emberi tevékenységből adódó, ronthatja a biofilm képességét arra, hogy betöltse funkcióját az ökológiai rendszerben. Ismert, hogy az algaközösség kémiai stresszre adott válasza függ a szennyezés pillanatában jelen lévő fajösszetételtől is (Guasch et al. 1997, Gurney és Robinson 1989, Pesce et al. 2006, Tlili et al. 2008). A kutatócsoport eredményei azt mutatták, hogy a beállított kísérleti körülmények között a nagyobb biológiai sokféleséggel bíró közösségben nem nőtt a biofilm szennyezőkkel (peszticidek) szembeni ellenálló képessége, éppen ellenkezőleg, ezen közösségek érzékenysége a peszticid szennyezésre valójában fokozódott Villeneuve et al. 2011). Úgy tűnik tehát, hogy a vizsgált közösség tulajdonságaitól, illetve a zavarás típusától függ, hogy a kezdeti diverzitás hogyan befolyásolja a közösség „válaszát” a zavarásra. A kérdés minél alaposabb megértése érdekében az ilyen irányú vizsgálatok végzése mindenképpen indokolt, figyelembe véve a napjainkban az ökológiai rendszereket érő mind „változatosságában”, mind mértékében egyre fokozódó terhelést.

14

3. Anyag és módszer 3.1. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása A „terepi” vizsgálatokat a Debreceni Egyetem Botanikus Kertjében, a Botanikus Kerti Tóban végeztük. A kerti tó egy sekély mesterséges víztér (átlagos mélység: 0,7 m; terület: kb. 100 m2), amely jól reprezentálja Magyarország felszíni vizeinek egyik leggyakoribb típusát. A tóból 12 l vízmintát vettünk, amelyet szétosztottunk 4 műanyag (polimetilpentén - PMP) főzőpohárba (3 l vízminta főzőpoharanként). 1 főzőpohár szolgált kontrollként, 1-1 főzőpohárban végeztük az egyes klórozott szénhidrogénekkel a kezeléseket. Az elméletileg telített oldat eléréséhez szükséges mennyiségű klórozott szénhidrogént, azaz 5,4 ml tetraklóretánt, 276 µl tetraklóretilént, illetve 2,805 ml triklóretilént adtunk a főzőpoharakba vett vízmintákhoz. A főzőpoharakat műanyag kosárba helyeztük, amelyet a tó 20 cm mélységű parti zónájába állítottunk. A kosarat átlátszó műanyag (poliészter) tetővel láttuk el, mely lehetővé tette a fotoszintézist, ugyanakkor megóvta a kosár tartalmát a károsodástól (4. ábra). Az expozíciós idő alatt a reggeli órákban WTW Multi 340i készülékkel mértük a tóban és az egyes összeállításokban a hőmérsékletet, pH-t, vezetőképességet, O2 koncentrációt és O2 telítettséget. A kísérlet 0., 24., 48. és 72. órájában 20 ml mintát vettünk minden főzőpohárból, illetve a tóból a kosár környékéről.

4. ábra. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása.

15

3.2. A fitoplankton növekedésének nyomon követése A klorofill-a tartalom meghatározásához a mintákból 5 ml-t centrifugáltunk (Microcentrifuge Type-320a, 5 perc, 10000 rpm), a felülúszó eltávolítása után a pelletet liofilizáltuk (Christ Alpha 1-2 LD plus), a klorofill-a tartalmat metanolos extrakcióval, spektrofotometriásan határoztuk meg (Felföldy 1987). A maradék mintát (15 ml) Lugol-oldatban tartósítottuk a fitoplankton mennyiségi és minőségi meghatározásához, amit az Utermöhl módszer (1958), valamint az EN 15204 (2006) Európai Standard alapján végeztünk. A mikroszkópos határozás és számlálás Olympos CKX31 fordított mikroszkóppal, 200 illetve 400× nagyításon történt. Az azonosított fajok rendszertani besorolását az AlgaeBase internetes adatbázis alapján végeztük el (Guiry, 2013).

3.3. Az eredmények statisztikai értékelése A méréseket és meghatározásokat háromszoros ismétlésben végeztük el. Az eredmények statisztikai értékelésére kétutas ANOVA-t és Tukey-tesztet alkalmaztunk (SigmaStat-3.10 szoftver). A diverzitásmutatók közül a ritka fajokra érzékeny Shannon-Wiener indexet (H) és a legtömegesebb fajra érzékeny Berger-Parker indexet (d) használtuk (Tóthmérész 1997), számításukat a PAST program segítségével végeztük.

16

4. Eredmények és értékelésük 4.1. A háttérváltozókban megfigyelt változások az egyes vizsgálati időszakokban 4.1.1. Háttérváltozók - 2011 nyár A 2011 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a Botanikus-kerti tóban, valamint a kontroll és klórozott szénhidrogénekkel kezelt edényekben a hőmérséklet szignifikánsan alacsonyabb volt a kísérlet végén (72. óra), mint a kísérlet indításakor (4a. ábra). A közel 6 °C-os eltérés oka egy nyári vihar volt. A különböző összeállítások és a tó hőmérséklete nem tért el egymástól (4a. ábra). Míg a pH és a vezetőképesség nem tért el szignifikánsan egymástól az egyes edényekben, valamint a tóban (4b-c. ábra), addig a tóban mért O2 koncentráció és O2 telítettség már az első naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt a kontroll összeállításhoz képest (4d-e. ábra). A különböző klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségek O2 termelése a kontroll és tó közösségének O2 termelése közé esett, viszont ezek már nem tértek el szignifikánsan sem egymástól sem a tótól és a kontrolltól (4d-e. ábra).

4. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2011 nyarán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) pH, c)vezetőképesség, d oxigén17

koncentráció,

e)

oxigén

telítettség.

TeCa:

tetraklóretán,

PCE:

tetraklóretilén

(perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen)

4.1.2. Háttérváltozók - 2012 tavasz A 2012 tavaszi kísérletek során a kontroll és a kezelt edényekben a hőmérséklet szignifikánsan nem tért el egymástól, a tó hőmérséklete a 2. naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint az edényekben (5a. ábra). Ennek oka feltehetően abban keresendő, hogy a mintavételekre a korai órákban (reggel 8-9 óra) került sor, az edényekben a viszonylag kis térfogat miatt nagyobb lehetett a hőingás, mint a tóban: így éjszaka gyorsabban és jobban le tudott hűlni a víz az edényekben. Hasonlóan a 2011 nyarán tapasztaltakhoz, 2012 tavaszán sem volt szignifikáns különbség a tóban és az edényekben mérhető pH és vezetőképesség értékek között (5b-c. ábra). Ezzel szemben a tó O2 tartalma és O2 telítettsége már az első naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a kontroll és kezelt közösségeké (5d-e. ábra).

5. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2012 tavaszán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) pH, c)vezetőképesség, d

18

oxigén-koncentráció, e) oxigén telítettség. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen)

4.1.3. Háttérváltozók - 2012 nyár A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a tó, a kontroll és a klórozott szénhidrogénekkel kezelt edények hőmérséklete, pH-ja és vezetőképessége nem tért el szignifikánsan egymástól (6a-c. ábra). A tó O2 tartalma és O2 telítettsége a kísérlet ideje alatt szignifikánsan alacsonyabb volt az edényekénél (6d-e. ábra), ahogyan az a korábbi kísérletek során is megfigyelhető volt.

6. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2012 nyarán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) pH, c)vezetőképesség, d oxigénkoncentráció,

e)

oxigén

telítettség.

TeCa:

tetraklóretán,

(perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen)

19

PCE:

tetraklóretilén

4.2. Az egyedszámban megfigyelt változások A 2011 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a 24. órára mind a tó, mind a kontroll, mind pedig a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségek egyedszáma szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a kísérlet indulásakor (7a. ábra). Ez feltehetően annak a nyári viharnak volt köszönhető, ami a 6 °C-os hőmérséklet csökkenést okozta (4a. ábra). Azonban míg a tó és kontroll közösségek egyedszáma nem tért el egymástól szignifikánsan, addig a kezelt edényekben szignifikánsan alacsonyabb volt az algaszám, mint a tóban és kontrollban (7a. ábra). A második napra minden közösségben nőtt az egyedszám (7a. ábra), azonban a tetraklór-származékokkal kezelt alga-együttes egyedszáma szignifikánsan alacsonyabb volt a többinél. A kísérlet legvégén a kezelt edényekben az algaszám minden esetben alacsonyabb volt, mint a kontrollban, vagy a tóban, szignifikáns különbség csak a tetraklóretánnal (TeCa) kezelt közösség esetén volt kimutatható (7a. ábra). A 2012 tavaszi kísérletek alkalmával nőtt az egyedszám a tóban, valamint a kontroll és a kezelt együttesekben is az első 24 órában (7b. ábra), a közösségek egyedszámai között ekkor még szignifikáns különbségek nem voltak kimutathatók (7b. ábra). A második napra a TeCa kivételével minden együttesben tovább emelkedett az algaszám. A TeCa-val kezelt közösségben azonban 70%-kal csökkent az egyedszám (7b. ábra). A TeCa-val kezelt együttes algaszáma a 2. naptól kezdve a kísérlet további részében szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tó, a kontroll, vagy a többi kezelt együttes algaszáma (7b. ábra). A második naptól a tetraklóretilénnel (PCE) kezelt közösség egyedszáma pedig szignifikánsan magasabb volt a többi közösségénél (7b. ábra). A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletekben az algaszám az első 24. órában minden esetben valamelyest csökkent (max. csökkenés a triklóretilénnel (TCE) kezelt együttesben - 34%; 7c. ábra). Szignifikáns különbségek azonban nem voltak kimutathatók az egyes közösségek között. A 2. naptól kezdve a kontroll közösség egyedszáma szignifikánsan magasabb volt, mint a többi közösségé (7c. ábra). A tó és a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közössége egyedszáma között azonban nem volt kimutatható különbség (7c. ábra).

20

21

nyarán. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen)

7. ábra. Egyedszámváltozások a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c) 2012

4.3. A klorofill-tartalomban megfigyelt változások A 2011 nyarán végzett kísérletek során általánosan megfigyelhető volt, hogy a klorofill-tartalom mind a tóban, mind a kontroll edényekben, mind pedig a kezelt edényekben csökkent az első 24 órában (8a. ábra). Azonban míg a tóban és a kontroll közösségben a csökkenés mértéke 50-60% volt, addig a kezelt közösségekben ennél magasabb volt (70-90%; 8a. ábra). A csökkenés oka, ahogy arra már az egyedszámváltozások esetében utaltunk (7a. ábra), feltehetően az első éjszakai nyári vihar volt. Ezt követően a 2. napra a kontroll közösségben és a tóban emelkedett, a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségekben azonban tovább csökkent a klorofill-tartalom (8a. ábra). A kezelt alga-együttesek klorofill-tartalma a 2. naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tóé, és a kontroll közösségé (8a. ábra). A TCE-vel kezelt közösség klorofill-tartalma azonban szignifikánsan magasabb volt, mint a TeCa-val, és PCE-vel kezelt együttesé (8a. ábra). A 2012 tavaszi kísérletek során azt tapasztaltuk, hogy a tó és a kontroll közösség klorofill-tartalma már az első naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint a kezelt közösségeké (8b. ábra). A PCE-vel kezelt együttes klorofill-tartalma a 2. naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint a TeCa-val, vagy TCE-vel kezelteké. A TeCa kezelés hatására a közösség klorofill-tartalma a 48. órától kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt a többinél (8b. ábra). 2012 nyarán a közösségek klorofill-tartalma, hasonlóan az egyedszámban bekövetkezett változásokhoz (7c. ábra), jelentős mértékben csökkent az első napra (max. 86% - kontroll; 8c. ábra). A 2. naptól a kontroll közösség klorofill-tartalma, hasonlóan az egyedszámban megfigyelt változásokhoz (7c. ábra) szignifikánsan magasabb volt mind a tónál, mind a kezelt együttesekénél (8c. ábra). A PCE-vel kezelt együttes klorofill-tartalma a kontroll kivételével minden közösségénél szignifikánsan magasabb volt (8c. ábra). A 2012 évben mind a tavaszi, mind pedig a nyári kísérletek során összefüggést lehetett kimutatni a közösségek klorofill-tartalom változása, valamint a tesztelt vegyületek vízoldhatósága között: a leginkább vízoldható TeCa estében volt a legalacsonyabb a közösség klorofill-tartalma, míg a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt együttesé a legmagasabb a kezelt közösségek közül.

22

23

2012 nyarán. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen)

8. ábra. A klorofill-a tartalom változása a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c)

4.4. A taxonösszetételben megfigyelt változások A Botanikus-kerti tóban 2011 nyarán egyértelmű Trachelomonas volvocinopsis dominancia volt kimutatható (Euglenophyceae/Euglenales). A tóban a 0. napon 70%-ban, a kísérleti edényekben pedig 70-80%-ban volt jelen (9a. ábra, függelék 1. táblázat). Ezen kívül viszonylag nagy egyedszámmal voltak még jelen a 0. napon a tóban és az edényekben

is

a

Cyclotella

fajok

(C.

meneghiniana,

Cyclotella

sp.

-

Bacillariophyceae/Thalassiosirales), Cryptomonas fajok (C. ovata, Cryptomonas sp. Cryptophyceae/Cryptomonadales), különböző zöldalga fajok (Monoraphidium spp., Scenedesmus spp., Kirchneriella spp., Pedisatrum spp. - Chlorophyceae/Sphaeropleales), valamint

Chrysophyta-k

(Kephyrion

sp.,

Chrysococcus

rufescens

-

Chrysophyceae/Chromulinales; függelék 1. táblázat). Eredményeink azt mutatták, hogy a klórozott szénhidrogénekkel szemben igen nagy az euglenoid T. volvocinopsis rezisztenciája. Az első napra, feltehetően az első éjszakai viharnak köszönhetően, minden közösségben megemelkedett a gyakoriságuk. Azonban míg a tóban és a kontroll közösségben ezt követően gyakoriságuk folyamatosan csökkent, addig a kezelt tenyészetekben gyakoriságuk ~90% volt. Megfigyelhető, hogy a kísérlet ideje alatt a legnagyobb átlagos dominanciát (több, mint 92%) a leginkább vízoldható TeCa-val kezelt közösségben, míg a „legalacsonyabbat” a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt együttesben (~88%) érték el. A Trachelomonas fajon kívül még egyes zöldalga fajok (pl. Chlorella sp., Coelastrum microporum, Scenedesmus spp.), valamint a Cyclotella fajok bizonyultak kevésbé érzékenynek a klórozott szénhidrogénekkel szemben (9a. ábra). Ezzel szemben a Cryptomonas fajok, valamint a Chrysophyceae fajok érzékenyen reagáltak a kezelésre: gyakoriságuk a szennyező vegyületek jelenlétében töredékére csökkent, előfordult, hogy nem is tudtuk kimutatni jelenlétüket (9a. ábra). Itt kell megjegyezni, hogy a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt közösségekben csökkent legkisebb mértékben ezen érzékeny taxonok gyakorisága (9a. ábra). A 2012 tavaszán a 0. napon a Botanikus-kerti tóban, valamint a kísérleti edényekben a Cryptomonas fajok (min. rel. gyak.: 23% - TeCa; max. rel. gyak.: 57% - tó), valamint „Centrales” (nehezen határozható Stephanodiscus - Cyclostephanus fajok és Cyclotella fajok, többek között C. meneghiniana) fajok (min. rel. gyak.: 8% - tó; max. rel. gyak.: 44% - TeCa) voltak a legnagyobb gyakorisággal jelen (9b. ábra, függelék 2. táblázat). Ezen taxonok mellett nagy számban fordultak elő különböző zöldalga fajok (pl. Chlorella sp. - Trebouxiophyceae/Chlorellales; Scenedesmus spp., Monoraphidium spp. 24

Chlorophyceae/Sphaeropleales;

Chlamydomonas

sp.

-

Chlorophyceae/Chlamydomonadales), Trachelomonas fajok (Euglenophyceae/Euglenales) és

Chrysophyta

fajok

(pl.

Chrysococcus

rufescens,

Kephyrion

sp.

-

Chrysophyceae/Chromulinales) (9b. ábra, függelék 2. táblázat). A kezelések hatására különösen a jobb vízoldhatóságú TeCa és TCE esetében - a Cryptomonas fajok, ahogy azt már 2011 nyarán is megfigyelhettük, szinte teljesen eltűntek a közösségekből. Továbbá összességében lecsökkent a „Centrales” kovaalgák száma; annak ellenére is, hogy a C. meneghiniana

(Bacillariophyceae/Thalassiosirales)

egyedszáma

jelentősen

megnőtt

(Bacillariophyceae/Thalassiosirales) (9a. ábra). Vagyis míg a kisebb „Centrales” fajok érzékenyebben reagáltak a szerves szennyezők jelenlétére, addig a C. meneghiniana ezen kísérlet során sem bizonyult érzékenynek. A 2011 nyarán végzett kísérletekhez hasonlóan itt is megnőtt a zöldalgák gyakorisága a kezelt közösségekben (9a-b. ábra). Viszont a tavaszi kísérlet során nemcsak a Sphaeropleales rendbe tartozó taxonok (pl. Monoraphidium spp., Scenedesmus spp.), hanem a Chlorellales és Chlamydomonadales rendbe tartozó taxonok egyedszáma is jelentősen emelkedett. A 2011 nyarán tapasztaltakkal ellentétben, ahol a Chrysophyceae fajok gyakorisága töredékére csökkent a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségekben (9a. ábra), 2012 tavaszán jelentősen nőtt a gyakoriságuk a kezelt együttesekben. Feltehetően nem arról van szó, hogy a Chrysophyceae fajok érzékenyek a klórozott szénhidrogének jelenlétére (ahogyan azt csak a 2011-es adatok ismeretében feltételezhetnénk), hanem arról, hogy 2011 nyarán az alga taxonok közti interakciós kapcsolatok miatt (pl. fény/tápanyag kompetíció, allelopátia) nem tudtak nagy számban elszaporodni. A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a 0. napon a következő rendekbe tartozó fajok relatív gyakorisága volt a legnagyobb: Cryptomonadales, Euglenales, Sphaeropleales, Achnanthales, Thalassiosirales, és Chlorellales. Emellett még nagy számban voltak jelen korábban Pennales rendbe sorolt kovaalga fajok is (pl. Fragilaria spp., Nitzschia spp., Gomphonema spp.; 9c. ábra, függelék 3. táblázat). Hasonlóan az eddigi eredményekhez, 2012 nyarán is a kezelések hatására jelentősen csökkent a Cryptomonas fajok gyakorisága (9c. ábra). Felhívnánk még a figyelmet arra, hogy a Chrysophyceae fajok gyakorisága, hasonlóan a 2011 nyarán tapasztaltakhoz, viszont eltérően a 2012 tavaszi eredményektől, itt is jelentősen lecsökkent a kezelések során (9c. ábra). Ezzel szemben megnőtt a kovaalgák és egyes zöldalga taxonok aránya a kezelt együttesekben (9c. ábra).

25

26

a)

2011

3:

tetraklóretilén

(trichloroethylen) 0., 1., 2. és 3. nap.

triklóretilén

és 3. nap; TCE 0, 1, 2, 3:

(perchloro-ethylen) 0., 1., 2.

2,

0., 1., 2. és 3. nap; PCE 0, 1,

TeCa 0, 1, 2, 3: tetraklóretán

kontroll 0., 1., 2. és 3. nap;

és 3. nap; K 0, 1, 2, 3:

c) 2012 nyarán. Tó 0., 1., 2.

nyarán; b) 2012 tavaszán és

összeállításokban

tóban és az egyes kísérleti

változása a Botanikus kerti

9. ábra. A taxonösszetétel

4.5. A fajszámban és diverzitásban bekövetkező változások A 2011 nyarán végzett kísérletek során mind a tóban, mind a kontroll, mind pedig a kezelt edényekben csökkent a fajszám az első két napban (10a. ábra). Azonban a fajszámcsökkenés a kezelt, különösképpen pedig a tetraklór-származékokkal kezelt együttesekben sokkal intenzívebb és nagyobb mértékű volt, mint a tóban, vagy a kontrollban (10a. ábra). A különböző diverzitási mutatók alapján a kezelt együttesek diverzitása a tó együtteséhezz képest már az első naptól kezdve, a kontroll közösségéhez képest pedig a második naptól kezdve szignifikánsan csökkent (10a. ábra). A 2012 tavaszi mikrokozmosz kísérletek során nem tapasztaltunk olyan mértékű fajszám-csökkenést, mint 2011 nyarán (10a-b. ábra). A diverzitási mutatók alapján is azt lehet mondani, hogy a tavaszi együttesek sokkal diverzebbek voltak mind a tóban, mind a kezelt együttesekben, mint a megelőző év nyarán. Bár szignifikáns különbségek nem voltak kimutathatók az együttesek diverzitási mutatói között, azt meg kell említeni, hogy a TeCa-val kezelt közösség diverzebbé vált a közösség (10b. ábra). Amennyiben megnézzük a közösség taxonösszetételét (9b. ábra), jól látható, hogy az érzékeny Cryptomonas fajok eltűnésével más taxonok összegyedszáma nőtt meg (pl. Chromulinales rendbe tartozó fajok, különböző kovaalga fajok, Trachelomonas spp. és zöldalga fajok) (9b. ábra). A 2012 nyári kísérletek esetében volt a legdiverzebb a közösség összetétele mind a tóban, mind a kontroll, mind pedig a kezelt edényekben (10c. ábra). A fajszám nem csökkent olyan mértékben, mint azt az egy évvel korábban végzett vizsgálatok esetében megfigyelhettük (10c ábra). A tavaszi vizsgálatokkal ellentétben ezen vizsgálatok során azt tapasztaltuk, hogy a kontroll, vagyis kezeletlen edényben a közösség diverzitása már az első napon szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tóban, vagy a kezelt együttesekben (10c. ábra). A kezelt együttesek diverzitása pedig a 2. napon szignifikánsan magasabb volt mind a kontrollénál, mind pedig a tó közösségénél. A 3. napon a kezelt együttesek diverzitása szignifikánsan magasabb volt a kontrollénál, viszont a tóénál már csak a TCEvel kezelt együttesé volt magasabb (10c. ábra). Az, hogy a kezelt tenyészetek diverzebbek, mint akár a tó, akár a kontroll közösségek, feltehetően annak köszönhető, hogy míg a tóban a Cryptomonas fajok, a kontrollban pedig emellett még a Cyclotella fajok fordultak elő nagy egyedszámmal, addig a kezelt tenyészetekben a Cryptomonas fajok száma minimálisra csökkent, a Cyclotella fajok mellett pedig más kovaalga taxonok és zöldalga taxonok is nagy számban jelentek meg (9c. ábra).

27

10. ábra. A fajszám és a diverzitás (H; d) változása a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c) 2012 nyarán. Tó 0., 1., 2. és 3. nap; K 0, 1, 2, 3: kontroll 0., 1., 2. és 3. nap; TeCa 0, 1, 2, 3: tetraklóretán 0., 1., 2. és 3. nap; PCE 0, 1, 2, 3: tetraklóretilén (perchloro-ethylen) 0., 1., 2. és 3. nap; TCE 0, 1, 2, 3: triklóretilén (trichloroethylen) 0., 1., 2. és 3. nap. 28

A fizikia-kémiai háttérváltozókkal kapcsolatos eredményeink azt mutatják, hogy az algaközösségekben, azok faj-, és egyedszám összetételében végbement változások nem a háttérváltozókban (pl.: T, pH, vezetőképesség) bekövetkezett változásoknak, hanem a kezeléseknek köszönhetők. A csaknem 70%-ban Trachelomonas volvocinopsis uralta 2011-es nyári közösségben a fajösszetétel változatossága csökkent, mivel a domináns faj nem mutatkozott érzékenynek a kezelésekre, és az érzékeny fajok eltűnésével a keletkezett „űrt” is kitöltötte (feltehetően a kezeléssel szembeni ellenállóképessége mellett jó kompetíciós készséggel is bírt a jelen lévő többi fajjal szemben). A Chrysophyták eltűnése tehát nem a kezelésre való érzékenységnek köszönhető (lásd 2012 tavaszi vizsgálatok eredményei), hanem a domináns fajjal szembeni gyengébb kompetíciós készségnek. A vizsgálatsorok eredményeit összevetve elmondható, hogy a klórozott szénhidrogének hatása természetes rendszerekben nagymértékben függ a fitoplankton együttesek összetételétől. A változatos fajösszetételű 2012 tavaszi és nyári együttesekben a domináns, és egyben érzékeny Cryptophyta fajok számának drasztikus csökkenése után a kevésbé érzékeny fajok aránya megnőtt, továbbra is változatos fajeggyüttest létrehozva a kezelt összeállításokban is. A három vizsgálatsor eredményeit összevetve elmondható, hogy a Cryptophyták rendkívül érzékenyek a klórozott szénhidrogének jelenlétére, míg a zöldalgák közül a Sphaeropleales rendbe tartozó fajok (Coelastrum, Monoraphidium, Pediastrum, Scenedesmus, Tetrastrum genuszok) mérsékelt érzékenységet, a Chlorellales és Chlamydomonadales rendek fajai pedig alacsony érzékenységet mutattak. Összefüggés látszik az egyes fajok érzékenysége és valamilyen speciális sejtburok jelenléte között: az ún. lorika a Trachelomonas fajoknál, a nyálkaanyagok a Chlorella fajok esetében, kolóniaképzés vagy vastag sejtfal jelenléte jellemző az alacsonyabb érzékenységet mutató fajokra. Mindhárom évben nagy számban jelentek meg bentikus fajok is a fitoplankton mintákban. Ennek oka az, hogy a tó vízinövényzettel gazdagon benőtt, nyáron gyakorlatilag alig látható szabad vízfelület. A 2010-es évben a tó mederátalakításon esett át, 2011-ben így lényegesen alacsonyabb botrítottság jellemezte, mint a következő évben, amely során intenzív vízinövény-telepítés is történt. Minden bizonnyal ennek köszönhető a 2012-es tavaszi és nyári minták lényegesen alacsonyabb klorofill-tartalma és algaegyedszáma is. Jelen eredmények alátámasztani látszanak Yatchi és Loreau (1999) "biológiai biztosítás hipotézis"-ét, hiszen a diverzebb (esetünkben 2012 tavaszi és nyári) rendszerek változatossága a kezelés után is megmaradt. Ezekben feltehetően nagyobb arányban voltak 29

jelen olyan fajok, amelyek ellenálltak a zavarásnak és ez lehetővé tette, hogy ellensúlyozzák a más fajok eltűnéséből származó funkcionális károsodást. Li és munkatársai (2010) eredményeihez hasonlóan, mi is tapasztaltunk olyan esetet, amikor a kezelt együttesekben magasabb volt a diverzitás, mint a kontrollban, vagy a tóban (pl.: 2012 nyarán, 10c ábra; ebben az esetben a TCE-vel kezelt együttesben szignifikánsan magasabb volt a diverzitás a 3. napon, mint kontrollban, vagy a tóban). Azt azonban meg kell jegyezni, hogy a Li és munkatársai által kimutatott nagyobb diverzitással egyértelműen együtt járó nagyobb produktivitást nem sikerült kimutatnunk sem klorofilltartalom, sem össz-egyedszám alapján. Eredményeink azt mutatják, hogy a fitoplankton együtteseket alkalmazó in situ algatesztek, mikrokozmosz kísérletek jól alkalmazhatók a természetes közösségek toxikus hatásra adott válaszainak vizsgálatára. Az adott kezelésre egyértelműen érzékeny, illetve egyértelműen rezisztens fajok nagy pontossággal kiszűrhetők, az egyes fajok érzékenységének megállapításán túl a mikrokozmosz kísérletek alkalmazása során lehetőség nyílik a kompetíciós viszonyok tanulmányozására is. A „bizonytalan” érzékenységű fajok esetében azonban a szennyezés pontos hatásának felmérésére a tiszta tenyészetekkel végzett laboratóriumi toxikológiai tesztek sem nélkülözhetők.

30

5. Összefoglalás A korábbi ipari tevékenység eredményeként a talajban, talajvízben felhalmozódott kismolekulájú klórozott szénhidrogének problémája napjainkban újra a figyelem középpontjába került, a legújabb vizsgálatok ugyanis kimutatták, hogy a talajvízmozgások következtében a szennyezőanyagok felszíni vizekben való megjelenésének kockázata megnőtt. A klórozott szénhidrogének fotoszintetizáló szervezetekre gyakorolt hatásai sem ismeretlenek, hatásaikat tanulmányozták tengeri környezetben (Pearson és McConnell 1975; Ward et al. 1986), valamint édesvízi cianobaktériumok és eukarióta algák esetében (Bringmann és Kühn 1980; Ando et al. 2003; Lukavsky et al., 2011; Bácsi et al. 2012). Viszonylag alacsony azon tanulmányok száma, amelyek klórozott szénhidrogén szennyezők természetes fitoplankton együttesekre gyakorolt hatását vizsgálták sekély tavi ökoszisztémákban (Berglund et al. 2001; Gonzalez et al., 2009). Bár a biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma működésére az ökológia egyik legkutatottabb területévé vált, a diverzitás jelentősége a változó környezetben még kevéssé érthető. Munkánk során in situ mikroalga teszttel (mikrokozmosz rendszerben) vizsgáltuk egyszeri „pontszerű” klórozott szénhidrogén szennyezések rövidtávú hatását fitoplankton együttesek összetételére. Vizsgálatainkat eltérő fajgazdagsággal jellemezhető, és különböző szerkezetű fajegyütteseket tartalmazó kísérleti összeállításokban végeztük 2011 nyarán, illetve 2012 tavaszán és nyarán. A célkitűzések során feltett kérdésekre eredményeink alapján a következő válaszok adhatók: -

A különböző fitoplankton közösségek diverzitása és produkciója között nem tudtunk egyértelmű összefüggést kimutatni: a magasabb diverzitású 2012-es tavaszi és nyári közösségek alacsonyabb egyedszámmal és alacsonyabb össz-klorofilltartalommal voltak jellemezhetők, ez azonban sokkal inkább a 2011-ben és 2012ben

zajló

folyamatos

vízinövény-telepítésnek

köszönhető,

minthogy

a

fajgazdagsággal lenne közvetlen összefüggésben. -

A három vizsgálatsor eredményeit összevetve elmondható, a diverzebb (esetünkben 2012 tavaszi és nyári) rendszerek változatossága a kezelés után is megmaradt, míg a közel 70%-ban Trachelomonas volvocinopsis uralta 2011-es nyári közösségben a fajösszetétel változatossága csökkent. Ez annak köszönhető, hogy a 2012-es vizsgálatok alkalmával 40-60%-os gyakorisággal jelen lévő Cryptomonas fajok rendkívül érzékenyen reagáltak a kezelésekre, csaknem teljesen eltűntek a kezelt

31

közösségekből.

Ezzel

szemben

a

2011-ben

domináns

Trachelomonas

volvocinopsis, vélhetően jó kompetíciós készségének köszönhetően is, betöltötte az érzékeny fajok visszaszorulásával keletkezett „űrt”. Eredményeink azt mutatják, hogy az adott kezelésre egyértelműen érzékeny, illetve egyértelműen rezisztens fajok nagy pontossággal kiszűrhetők mikrokozmosz kísérletek alkalmazásával, a természetes fitoplankton együtteseket alkalmazó in situ algatesztek jól alkalmazhatók a közösségek toxikus hatásra adott válaszainak vizsgálatára.

32

6. Köszönetnyilvánítás Ezúton köszönöm meg és tiszteletemet fejezem ki mindazoknak, akik diplomamunkám elkészítésében a segítségemre voltak. Köszönetem fejezem ki témavezetőimnek, Dr. Bácsi István egyetemi adjunktusnak a munkámban nyújtott támogatásáért és segítségéért. Köszönöm Kovácsné Gábor Anikó vegyésztechnikus segítségét a laboratóriumi mérésekben. Köszönettel tartozom Édesanyámnak, aki munkám során mellettem állt és segített munkám során. A kutatás az Európai Unió és Magyarország támogatásával a TÁMOP4.2.4.A/2-11-1-2012-0001 azonosító számú „Nemzeti Kiválóság Program – Hazai hallgatói, illetve kutatói személyi támogatást biztosító rendszer kidolgozása és működtetése konvergencia program” című kiemelt projekt keretei között valósult meg.

33

7. Irodalomjegyzék

ANDO T., OTSUKA S., NISHIYAMA M., SENOO K., WATANABE M.M. AND MATSUMOTO S. 2003. Toxic effects of dichlomethane and trichloroethylene on the growth of planktonic green algae, Chlorella vulgaris NIES227, Selenastrum capricornutum NIES35, and Volvulina steinii NIES545. Microbes and Environments 8: 43–46. ABRAHAMSSON K., EKDAHL A., COHEN J., ET AL. 1995. Marine algae-a source of trichloroethylene and perchloroethylene. Limnology and Oceanography 40(7): 13211326. BÁCSI I., TÖRÖK T., B-BÉRES V., TÖRÖK P., TÓTHMÉRÉSZ B., NAGY S.A. AND VASAS G. 2013. Laboratory and microcosm experiments testing the toxicity of chlorinated hydrocarbons on a cyanobacterium strain (Synechococcus PCC 6301) and on natural phytoplankton assemblages. Hydrobiologia, 710 (1): 189-203. BARRIO-LAGE G., PARSONS F.Z., NASSAR R.S. 1987. Kinetics of the depletion of trichloroethene. Environmental Science and Technology 21:366-370. BERGLUND O., LARSSON P., EWALD G. AND OKLA L. 2001. Influence of trophic status on PCB distribution in lake sediments and biota. Environmental Pollution 113: 199-210. BHOWMICK M. AND SEMMENS M.J. 1994. Ultraviolet photooxidation for the destruction of VOCs in air. Water Res 28:2407-2415. BIGGS B.J.F., 2000. New Zealand Periphyton Guideline: Detecting, Monitoring and Managing Enrichment of Streams. Ministry for the Environment, NZ, pp. 1–121. BRINGMANN G. AND KÜHN R. 1980. Comparison of the toxicity thresholds of water pollutants to bacteria, algae and protozoa in the cell multiplication inhibition test. Water Research 14: 231–241. BLANKENSHIP A., CHANG D.P.Y., JONES A.D., ET AL. 1994. Toxic combustion byproducts from the incineration of chlorinated hydrocarbons and plastics. Chemosphere 28: 183-196. BOGEN K.T., HALL L.C., PERRY L., FISHER, MCKONE T.E., DOWD P., PATTON S.E., MALLON B. 1988. Health risk assessment of trichloroethylene (TCE) in California drinking water. Livermore, CA: University of California, Lawrence 34

Livermore National Laboratory, Environmental Sciences Division. NTIS No. DE88005364. BOWMAN J.P., JIMENEZ L., ROSARIO I., ET AL. 1993. Characterization of the methanotrophic bacterial community present in a trichloroethylene-contaminated subsurface groundwater site. Appl Environ Microbial 59:2380-2387. CAMPBELL P.J., ARNOLD D.J.S., BROCK T.C.M., GRANDY N.J., HEGER W., HEIMBACH F., MAUND S.J., STRELOKE M. 1999. Guidance document on higher-tier aquatic risk assessment for pesticides (HARAP). Report from the SETAC-Europe/OECD/EC Workshop, 19–22 April 1998, Lacanau Oce´ an, France. SETAC-Europe, Brussels. CERVINI-SILVA J. 2003. Linear free-energy relationship analysis of the fate of chlorinated 1- and 2-carbon compounds by redox-manipulated smectite clay minerals. Environ Toxicol Chem 22:2298-2305. CHAPIN F.S., WALKER B.H., HOBBS R.J., HOOPER D.U., LAWTON J.H., SALA O.E. AND TILMAN, D. 1997. Science 277, 500–504. CHAPPIE D.J. AND BURTON G.A. JR. 2000. Applications of aquatic and sediment toxicity testing in situ. Soil Sed Cont 9: 219-245. CHESSON P.L. AND CASE T.L. 1986. in Community Ecology, eds. Diamond, J.&Case, T. J. (Harper&Row, New York), pp. 229–239. CMR. 1986. Chemical Profile-Trichloroethylene. Chemical Marketing Reporter, January 27,1986. COSTANZA R., D’ARGE R., DE GROOT R., FARBER S., GRASSO M., HANNON B., LIMBURG K., NAEEM S., O’NEILL R.V., PAUELO J., ET AL. 1997. Nature (London) 387, 253–260. CULP J.M., LOWELL R.B. AND CASH K.J. 2000. Integrating mesocosm experiments with field and laboratory studies to generate weight-of-evidence risk assessments for large rivers. Environmental Toxicology and Chemistry 19: 1167-1173. COLACCI A., GRILLI S., LATTANZI G., ET AL. 1987. The covalent binding of 1,1,2,2tetrachloroethane to macromolecules of rat and mouse organs. Teratog Carcinog Mutagen 7:465-474. COSTA A.K., IVANETICH K.M. 1980. Tetrachloroethylene metabolism by the hepatic microsomal cytochrome P-450 system. Biochem Pharmacol 29:2863-2869.

35

CULP J.M., LOWELL R.B. AND CASH K.J. 2000. Integrating mesocosm experiments with field and laboratory studies to generate weight-of-evidence risk assessments for large rivers. Environmental Toxicology and Chemistry 19: 1167-1173. DEKANT W., METZLER M., HENSCHLER D. 1984. Novel metabolites of trichloroethylene through dechlorination reactions in rats, mice and humans. Biochem Pharmacol33:2021-2027. DEKANT W., SCHULZ A., METZLER M., ET AL. 1986b. Absorption, elimination and metabolism of trichloroethylene: A quantitative comparison between rats and mice. Xenobiotica 16:143-152. ENSLEY B.D. 1991. Biochemical diversity of trichloroethylene metabolism. Annu Rev Microbial 45:283-299. EHRLICH P.R. AND WILSON E.O. (1991) Science 253, 758–762. FAN S., SCOW K.M. 1993. Biodegradation of trichloroethylene and toluene by indigenous microbial populations in soil. Appl Environ Microbial 59:1911-1918. FELFÖLDY L., 1987. A biológiai vízminősítés. Vízügyi Hidrobiológia 16. VGI, Budapest, 258. FRANKE C., STUDINGER G., BERGER G., ET AL. 1994. The assessment of bioaccumulation. Chemosphere 29(7):1501-1514. FRANKENBERRY M., KENT R., STROUP C., ET AL. 1987. Household products containing methylene chloride and other chlorinated solvents: A shelf survey. Rockville, MD: Westat, Inc. 4-l to 4-29. FREEDMAN D.L., GOSETT J.M. 1989. Biological reductive dechlorination of tetrachloroethylene and trichloroethylene to ethylene under methanogenic conditions. Appl Environ Microbial 55:2144-2151. GOODSELL P.J.,

UNDERWOOD A.J. 2008. Complexity and idiosyncrasy in the

responses of algae to disturbance in mono- and multi-species assemblages. GONZÁLEZ J.F., FIGUEIRAS G., ARANGUREN-GASSIS M., CRESPO B.G., FERNÁDEZ E., MORÁN X.A.G. AND NIETO-CID M. 2009. Effect of a simulated oil spill on natural assemblages of marine phytoplankton enclosed in microcosms. Estuarine, Coastal and Shelf Science 83: 265–276. GUASCH H., MUNOZ I., ROSÉS N. AND SABATER S. 1997. Changes in atrazine toxicity throughout succession of stream periphyton communities. Journal of Applied

36

Phycology 9: 132–146. GUIRY M.D. 2013. In: Guiry, M.D. & Guiry, G.M. AlgaeBase. World-wide electronic publication, National University of Ireland, Galway. http://www.algaebase.org. GURNEY S.E. AND ROBINSON G.C. 1989. The influence of two triazine herbicides on the productivity, biomass and community composition of freshwater marsh periphyton. Aquatic. Botany 36: 1–22. GRANEY R.L., KENNEDY J.H., RODGERS J.H. 1994. Aquatic mesocosm studies in ecological risk assessment. Lewis, Boca Raton, FL, USA. HALPERT J. 1982. Cytochrome P-450 dependent covalent binding of 1,1,2,2tetrachloroethane in vitro. Drug Metab Dispos 10:465-468. HALPERT

J., NEAL R.A. 1981. Cytochrome P-450 metabolism of 1,1,2,2-

tetrachloroethane to dichloroacetic acid in vitro. Biochem Pharmacol 30:1366-1368. HANLEY T.R., QUAST J.F., SCHUMANN A.M. 1988. The metabolism and hepatic macromolecular interactions of 1,1,2,2-tetrachloroethane (TCE) in mice and rats. Dow Chemical Company. Submitted to the U.S. Environmental Protection Agency under TSCA Section 8D. OTS0514187. HANSSON L.A. 1992. Factors regulating periphytic algal biomass. Limnol. Oceanogr. 37, 322–328. HILLEBRAND H., SOMMER U. 2000. In: Biggs, B.J.F. (Ed.), New Zealand Periphyton Guideline: Detecting, Monitoring and Managing Enrichment of Streams. Ministry for the Environment, NZ, pp. 1–121. HILL I.A., HEIMBACH F., LEEUWANGH P., MATTHIESEN P. (EDS) 1994. Freshwater field tests for hazard assessment of chemicals. Lewis, Boca Raton, FL, USA. HSDB. 1996. Hazardous Substance Data Bank. National Library of Medicine, National Toxicology Information Program, Bethesda, MD. KINCANNON D.F., WEINERT A., PADORR R., ET AL. 1983. Predicting treatability of multiple organic priority pollutant wastewater from single-pollutant treatability studies. In: Bell MR, ed. Proceedings 37th Industrial Waste Conference. Ann Arbor, MI: Ann Arbor Science, 641-650. KOOI B.W., 2003. Numerical bifurcation analysis of ecosystems in a spatially homogeneous environment. Acta Biotheor. 51, 189–222.

37

KUKONGVIRIYAPAN V., KUKONGVIRIYAPAN U., STACEY N.H. 1990. Interference with hepatocellular substrate uptake by l,l,1-trichloroethane and tetrachloroethylene. Toxicol Appl Pharmacol 102(1):80-90. KUNEY J.H. 1986. Chemcyclopedia, Volume 5. Washington, DC: American Chemical Society, 116. KYRKLUND T., KJELLSTRAND P., HAGLID K.G. 1990. Long-term exposure of rats to perchloroethylene, with and without a post-exposure solvent-free recovery period: Effects on brain lipids. Toxicology Letters 52:279-285. LAWLER S.P. 1993. Direct and indirect effects in microcosm communities of protists. Oecologia 93, 184–190. LEWIS R.J. 2001. Hawley’s condensed chemical dictionary. 14th ed. New York, NY: John Wiley & Sons, Inc., 1079. LI J.T. , DUAN H.N., LI S.P., KUANG J.L., ZENG Y., SHU W.S. 2010. Cadmium pollution triggers a positive biodiversity-productivity relationship: evidence from a laboratory microcosm experiment. Journal of Applied Ecology 47 (4): 890-898. LIEBIG M., SCHMIDT G., BONTJE D., KOOI B.W., STRECK G., TRAUNSPURGER W., KNACKER T. 2008. Direct and indirect effects of pollutants on algae and algivorous ciliates in an aquatic indoor microcosm. Aquatic Toxicology 88: 102– 110. LOPEZ-MANCISIDOR P., CARBONELL G., FERNÁNDEZ C., TARAZONA J.V. 2008. Ecological impact of repeated applications of chlorpyrifos on zooplankton community in mesocosms under Mediterranean conditions. Ecotoxicology 17: 811– 825. LORAH M.M., OLSEN L.D. 1999. Degradation of 1,1,2,2-tetrachloroethane in a freshwater tidal wetland: Fields and laboratory evidence. Environ Sci Technol 33:227-234. LUKAVSKY J., FURNADZHIEVA S., DITTRT F. 2011. Toxicity of Trichloroethylene (TCE) on Some Algae and Cyanobacteria. Bull Environ Contam Toxicol 86: 226– 231. McCANN K. 2000. The diversity–stability debate. Nature 405: 228–233. MILDE G., NENGER M., MENGLER R. 1988. Biological degradation of volatile chlorinated hydrocarbons in groundwater. Meeting on Groundwater Microbiology:

38

Problems and Biological Treatment held at the International Association on Water Pollution Research and Control Symposium, Kuopio, Finland, August 4-6, 1987. Water Sci Technol 20:67-73. MITOMA C., STEEGER T., JACKSON S.E., WHEELER K.P., ROGERS J.H., MILMAN H.A. 1985. Metabolic disposition study of chlorinated hydrocarbons in rat and mice. Drug Chem Toxicol 3:183-194. MOREIRA-SANTOS M., DA SILVA E.M., SOARES A.M.V.M. AND RIBEIRO R. 2005. In Situ and Laboratory Microalgal Assays in the Tropics: A Microcosm Simulation of Edge-of-Field Pesticide Runoff. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 74: 48–55. MOREIRA-SANTOS M., SOARES A.M.V.M. AND RIBEIRO R. 2004. A phytoplankton growth assay for routine in situ environmental assessments. Environmental Toxicology and Chemistry 23: 1549-1560. MUNOZ, I., REAL, M., GUASCH, H., NAVARRO, E., SABATER, S. 2001. Effects of atrazine on periphyton under grazing pressure. Aquat. Toxicol. 55, 239–249. NELSON M.J.K., MONTGOMERY S.O., MAHAFFEY W.R., ET AL. 1987. Biodegradation of trichloroethylene and involvement of an aromatic biodegradative pathway. Appl Environ Microbial 53:949-954. O’CONNOR N.E., CROWE T.P. 2005. Biodiversity loss and ecosystem functioning: distinguishing between number and identity of species. Ecology 86:1783–1796. OECD 1984. Algal growth inhibition test. OECD guidelines for testing of chemicals 201. Organization for Economic Cooperation and Developemnet, Paris. PARSONS F., BARRIO-LAGE G., RICE R. 1985. Biotransformation of chlorinated organic solvents in static microcosms. Environ Toxicol Chem 4:739-742. PARSONS F., WOOD P.R., DEMARCO J. 1984. Transformation of tetrachloroethene and trichloroethene in microcosms and groundwater. J Am Water Works Assoc 76:56-59. PEARSON C.R., MCCONNELL G. 1975. Chlorinated Cl and C2 hydrocarbons in the marine environment. Proc R Sot Lond [Biol] 189:305-332. PESCE S., FAJON C., BARDOT C., BONNEMOY F., PORTELLI C. AND BOHATIER J. 2006. Effects of the phenylurea herbicide diuron on natural riverine microbial communities in an experimental study. Aquatic Toxicology 78: 303–314. PFAFFENBERGER C.D., PEOPLES A.J., ENOS H.F. 1980. Distribution of volatile

39

halogenated organic compounds between rat blood serum and adipose tissue. Int J Environ Anal Chem 8:55-65. PUSCH, M., FIEBIG, D., BRETTAR, I., EISENMANN, H., ELLIS, B.K., KAPLAN, L.A., LOCK, M.A., NAEGELI, M.W., TRAUNSPURGER, W. 1998. The role of micro-organisms in the ecological connectivity of running waters. Freshw. Biol. 40, 453–495. ROMANI A.M. AND SABATER S. 1999. Effect of primary producers on the heterotrophic metabolism of a stream biofilm. Freshw. Biol. 41, 729–736. ROSSBERG M., AKTIENGESELLSCHAFT H., LENDLE W., ET AL. 2005. Chlorinated hydrocarbons. In: Ullman's encyclopedia of industrial chemistry. Weinheim, Germany: Wiley-VCH Verlag, 1-184. SABATER S., GREGORY S.V., SEDELL J.R. 1998. Community dynamics and metabolism of benthic algae colonizing wood and rock substrata in forest stream. J. Phycol. 34, 561–567. SCHULZE E.-D. AND MOONEY H. A. (EDS.) 1993. Biodiversity and Ecosystem Function (Springer, Berlin). SITTIG M. 1985. Handbook of Toxic and Hazardous Chemicals and Carcinogens. Park Ridge, New Jersey: Noyes Publications, 843-845. SJOBERG B. 1952. Thermal decomposition of chlorinated hydrocarbons. Sven Kern Tidskr 64:63-79. SWANN R.L., LANKOWSKI D.A., MCCALL P.J., ET AL. 1983. A rapid method for the estimation of the environmental parameters octanol, water partition coefficient, soil sorption constant, water to air ratio, and water solubility. Res Rev 85:17-28. TLILI A., DORIGO U., MONTUELLE B., MARGOUM C., CARLUER N., GOUY V., BOUCHEZ A. AND BÉRARD A. 2008. Responses of chronically contaminated biofilms to short pulses of diuron. An experimental study simulating flooding events in a small river. Aquatic Toxicology 87: 252–263. TOMASI A., ALBANO E., BINI A., ET AL. 1984. Free radical intermediates under hypoxic conditions in the metabolism of halogenated carcinogens. Toxicol Pathol 12:240-246. TÓTHMÉRÉSZ B. 1997. Diverzitási rendezések. – Scientia Kiadó, Budapest.

40

TOUART L. 1988. Guidance document for aquatic mesocosm tests to support pesticide registrations. EPA 540/09//88/035. Environmental Protection Agency, Washington, DC. USEPA 1994. Short-term methods for estimating the chronic toxicity of effluents and receiving waters to freshwater organisms. EPA 600/7-91-002. Unites States Environmental Protection Agency, Washington, DC. UTERMÖHL H. 1958. Zur Vervollkommung der quantitativen Phytoplankton-Methodik. Mitt. Int. Vr. Limnol. 9: 113-118 VERSCHUEREN K. 1983. Handbook of environmental data on organic chemicals. New York: Van Nostrand Reinhold Co. 1131-l 135. VILLENEUVE A., MONTUELLE B., BOUCHEZ A. 2010. Influence of slight differences in environmental conditions (light, hydrodynamics) on the structure and function of periphyton. Aquat. Sci. 72, 33–44. VILLENEUVE A., MONTUELLE B. AND BOUCHEZ A. 2011. Effects of flow regime and pesticides on periphytic communities: Evolution and role of biodiversity. Aquatic Toxicology 102: 123–133. VITOUSEK P.M., H. A. MOONEY, J. LUBCHENCO, AND J. M. MELILLO. 1997. Human domination of Earth's ecosystems. Science 277:494-499. WARD G.S., TOLMSOFF A.J. AND PETROCELL S.R. 1986. Acute toxicity of trichloroethylene to saltwater organisms. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 37: 830–836. WILSON B.H., SMITH G.B., REES J.F. 1986. Biotransformations of selected alkylbenzenes and halogenated aliphatic hydrocarbons in methanogenic aquifer material: A microcosm study. Environmental Science and Technology 20:997-1002. WILSON J.T., WILSON B.H. 1985. Biotransformation of trichloroethylene in soil. Appl Environ Microbial 49~242-243. WOODRUFF S.L., HOUSE W.A., CALLOW M.E., LEADBEATER B.S.C. 1999. The effects of biofilms on chemical processes in surficial sediments. Freshw. Biol. 41, 73– 89. YAGI O., UCHIYAMA H., IWASAKI K. 1992. Biodegradation rate of chloroethylene in soil environment. Water Science and Technology 25:419-424. YATCHI S. AND LOREAU M. 1999. Biodiversity and ecosystem productivity in a

41

fluctuating environment: the insurance hypothesis. Proceedings of the National Academy of Sciences U.S.A. 96: 1463–1468. YLLNER S. 1971. Metabolism of 1,1,2,2-tetrachloroethane-14C in the mouse. Acta Pharmacol Toxicol 29:499-512.

42

8. Függelék Függelék 1. táblázat. A 2011 nyarán zajlott kísérletek során kimutatott fajok és rendszertani besorolásuk (a színek a 9a. ábra jelmagyarázatában látható színkódolással egyezőek). Kimutatott taxon Chrysococcus rufescens Chrysococcus sp. Dinobyron sp. Kephyrion sp. Cyclotella meneghiniana Cyclotella sp. Epithemia adnata Epithemia sp. Navicula radiosa Navicula sp. Melosira varians Asterionella formosa Fragilaria acus Fragilaria capucina Fragilaria sp. Fragilaria ulna acus Cymbella affinis Cymbella sp. Didymosphenia geminata Gomphonema acuminatum Gomphonema parvulum Gomphonema sp. Encyonema silesiacum Rhoicosphenia abbreviata Nitzschia acicularis Nitzschia linearis Nitzschia sp. Aulacoseira distans Coccoenis placentura Achantales sp. Lepocinclis sp. Trachelomonas globularis Trachelomonas rugulosa Trachelomonas volvocina Trachelomonas volvocinopsis Limnothrix sp. Cryptomonas ovata Cryptomonas sp. Chlorella sp. Oocystis sp. Acutodesmus acuminatus Coelastrum microporum Desmodesmus armatus

Rendszertani besorolás Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiosirale s Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiosirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Rhopalodiales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Rhopalodiales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Melosirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Aulacoseirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Euglenophyta - Euglenophyceae/Euglenales Euglenophyta - Euglenophyceae/Euglenales Euglenophyta - Euglenophyceae/Euglenales Euglenophyta - Euglenophyceae/Euglenales Euglenophyta - Euglenophyceae/Euglenales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Oscillatoriales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales

43

Desmodesmus communis Desmodesmus intermedius Desmodesmus spinosus Kirchneriella obesa Kirchneriella sp. Monoraphidium circinale Monoraphidium contortum Monoraphidium griffithii Monoraphidium pusillum Monoraphidium tortile Pediastrum duplex Pseudopediastrum boryanum Tetraedron caudatum Tetrastrum staurogeniaeforme Sphaerellopsis sp. Chlamydomonas sp.

Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales

44

Függelék 2. táblázat. A 2012 tavaszán zajlott kísérletek során kimutatott fajok és rendszertani besorolásuk (a színek a 9b. ábra jelmagyarázatában látható színkódolással egyezőek). Kimutatott taxon Synura sp. Mallomonas sp. Kephyrion sp. Chrysococcus rufescens Dinobyron sp. Cyclotella meneghiniana Amphora sp. Cymatopleura solea Surirella sp. Entomoneis sp. Epithemia adnata Amphipleura pellucida Gyrosigma acuminatum Hippodonta capitata Navicula sp. Pinnularia microstauron Fragilaria capucina Fragilaria ulna acus Ulnaria capitata Ulnaria ulna Cymbella sp. Didymosphenia geminata Gomphonema parvulum Gomphonema sp. Gomphonema truncatum Rhoicosphenia abbreviata Nitzschia acicularis Nitzschia linearis Nitzschia reversa Nitzschia sp. Coccoenis placentura Achantales sp. Achanthidium exiguum Achanthidium minutissimum "Centrales" Gymnodium sp. Peridinium cinctum Euglena sp. Lepocinclis sp. Trachelomonas bernardiensis bernardinis Trachelomonas oblonga Trachelomonas playfairi playfairi Trachelomonas rugulosa Trachelomonas sp. Trachelomonas verrucosa

Rendszertani besorolás Ochrophyta - Synurophyceae/Synurales Ochrophyta - Chrysophyceae/Synurales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiosirale s Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiophysales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Rhopalodiales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/"Centrales" Myzozoa - Dinophyceae/Gymnodiniales Myzozoa - Dinophyceae/Peridiniales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales

45

Trachelomonas volvocina Trachelomonas volvocinopsis Phacus sp. Cyanogranis ferruginea Cyanogranis libera Phormidium sp. Nostocales Gloeocapsa sp. Cryptomonas curvata Cryptomonas marssonii Cryptomonas sp. Fonalas zöldalga Koliella longistea Crucigenia tetrapedia Actinastrum hantzschii Chlorella sp. Crucigeniella crucifera Dictyosphaerium pulchellum Didymocystis inermis Oocystis lacustris Oocystis sp. Acutodesmus obliquus Monoraphidium tortile Acutodesmus acuminatus Coelastrum microporum Coelastrum pseudomicroporum Desmodesmus armatus Desmodesmus intermedius Desmodesmus opoliensis var. carinatus Desmodesmus communis Desmodesmus spinosus Kirchneriella irregularis Monoraphidium arcuatum Monoraphidium circinale Monoraphidium contortum Monoraphidium dybowskii Monoraphidium griffithii Monoraphidium komarkovae Monoraphidium minutum Monoraphidium pusillum Pediastrum duplex Pseudodidymocystis inconspicua Rraphidocelis rotunda Scenedezmus dactylococcopsis Scenedesmus sp. Schroederia setigera Tetrastrum staurogeniaeforme Tetrastrum triangulare Phacotus sp. Sphaerellopsis sp. Chlamydomonas sp.

Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglanales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Synechococcales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Synechococcales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Oscillatoriales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Nostocales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Chroococcales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Chlorophyta Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Prasiolales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Trebouxiophyceae ordo incertae sedis Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales

46

Chlorogonium sp. Cosmarium sp.

Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Charophyta - Zygnemophyceae/Desmidiales

47

Függelék 3. táblázat. A 2012 nyarán zajlott kísérletek során kimutatott fajok és rendszertani besorolásuk (a színek a 9c. ábra jelmagyarázatában látható színkódolással egyezőek). Kimutatott taxon Goniochloris mutica Synura sp. Mallomonas sp. Kephyrion sp. Chrysococcus rufescens Dinobyron sp. Cyclotella meneghiniana Cyclotella sp. Amphora sp. Cymatopleura solea Surirella sp. Entomoneis sp. Epithemia adnata Rhopalodia gibba Amphipleura pellucida Carticula cuspidata Gyrosigma acuminatum Gyrosigma attenuatum Hippodonta capitata Navicula sp. Pinnularia microstauron Melosira varians Asterionella formosa Fragilaria capucina Fragilaria ulna acus Ulnaria capitata Ulnaria ulna Cymbella sp. Didymosphenia geminata Gomphonema acuminatum Gomphonema augur Gomphonema brebissonii Gomphonema parvulum Gomphonema sp. Gomphonema truncatum Rhoicosphenia abbreviata Nitzschia acicularis Nitzschia linearis Nitzschia reversa Nitzschia sp. Aulacoseira granulata Lemnicola hungarica Coccoenis placentura Achantales sp. Achanthidium exiguum

Rendszertani besorolás Ochrophyta - Xantophyceae/Mischococcales Ochrophyta - Synurophyceae/Synurales Ochrophyta - Chrysophyceae/Synurales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Chrysophyceae/Chromulinales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiosirale s Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiosirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Thalassiophysales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Surirellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Rhopalodiales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Rhopalodiales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Naviculales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Melosirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Fragilariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Cymbellales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Bacillariales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Aulacoseirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Aulacoseirales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales

48

Achanthidium minutissimum "Centrales" Gymnodium sp. Peridinium cinctum Euglena sp. Lepocinclis sp. Trachelomonas bernardiensis bernardinis Trachelomonas oblonga Trachelomonas playfairi playfairi Trachelomonas rugulosa Trachelomonas scabra Trachelomonas sp. Trachelomonas verrucosa Trachelomonas volvocina Trachelomonas volvocinopsis Phacus sp. Cyanogranis ferruginea Cyanogranis libera Phormidium sp. Oscillatoria sp. Nostocales Gloeocapsa sp. Plagioselmis lacustris Cryptomonas curvata Cryptomonas marssonii Cryptomonas sp. Fonalas zöldalga Koliella longistea Crucigenia tetrapedia Actinastrum hantzschii Chlorella sp. Closteriopsis acicularis Crucigeniella crucifera Dictyosphaerium pulchellum Didymocystis inermis Lagerheimina chodatii Oocystis lacustris Oocystis sp. Volvox sp. Acutodesmus obliquus Acutodesmus acuminatus Characium sp. Coelastrum microporum Coelastrum pseudomicroporum Desmodesmus armatus Desmodesmus intermedius Desmodesmus opoliensis var. carinatus Desmodesmus communis Desmodesmus spinosus Desmodesmus subspicatus Enallax acutiformis

Ochrophyta - Bacillariophyceae/Achnanthales Ochrophyta - Bacillariophyceae/"Centrales" Myzozoa - Dinophyceae/Gymnodiniales Myzozoa - Dinophyceae/Peridiniales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglenales Euglenozoa - Euglenophyceae/Euglanales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Synechococcales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Synechococcales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Oscillatoriales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Oscillatoriales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Nostocales Cyanobacteria - Cyanophyceae/Chroococcales Cryptophyta - Cryptophyceae/Pyrenomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Cryptophyta - Cryptophyceae/Cryptomonadales Chlorophyta Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Prasiolales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Trebouxiophyceae ordo incertae sedis Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Trebouxiophyceae/Chlorellales Chlorophyta - Chlorophyceae/Volvocales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales

49

Kirchneriella arcuata Kirchneriella irregularis Monoraphidium arcuatum Monoraphidium circinale Monoraphidium contortum Monoraphidium dybowskii Monoraphidium griffithii Monoraphidium komarkovae Monoraphidium minutum Monoraphidium pusillum Monoraphidium tortile Pediastrum biradiatum Pediastrum duplex Pseudodidymocystis inconspicua Pseudopediastrum borianum Rraphidocelis rotunda Scenedesmus dactylococcopsis Scenedesmus sp. Schroederia setigera Stauridium tetras Tetraedron minimum Tetraedron regulare Tetraedron triangulare Tetrastrum staurogeniaeforme Tetrastrum triangulare Phacotus sp. Sphaerellopsis sp. Eudorina sp. Chlamydomonas sp. Chlorogonium sp. Cosmarium sp. Closterium sp. Closterium ehrenbergii Closterium acicularis Spirogyra sp.

Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Sphaeropleales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Chlorophyta - Chlorophyceae/Chlamydomonadales Charophyta - Conjugatophyceae/Desmidiales Charophyta - Conjugatophyceae/Desmidiales Charophyta - Conjugatophyceae/Desmidiales Charophyta - Conjugatophyceae/Desmidiales Charophyta - Conjugatophyceae/Zygnematales

50