Fekete-Kertész Ildikó

BUDAPESTI MŰSZAKI ÉS GAZDASÁGTUDOMÁNYI EGYETEM VEGYÉSZMÉRNÖKI ÉS BIOMÉRNÖKI KAR OLÁH GYÖRGY DOKTORI ISKOLA

BIOLÓGIAILAG AKTÍV MIKRO-SZENNYEZŐANYAGOK HATÁSÁNAK VIZSGÁLATA ÖKOTOXIKOLÓGIAI TESZTSZERVEZETEK ÉLETTANI JELLEMZŐIVEL

Doktori értekezés

Fekete-Kertész Ildikó okleveles biomérnök

Témavezető: Dr. Molnár Mónika egyetemi adjunktus

Készült a Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem Alkalmazott Biotechnológia és Élelmiszertudományi Tanszékének Környezeti Mikrobiológia és Biotechnológia Csoportjában

Budapest, 2017

TARTALOMJEGYZÉK BEVEZETÉS ...........................................................................................................................................................7 1.

IRODALMI ÁTTEKINTÉS ............................................................................................................................9 1.1

Mikro-szennyezőanyagok a vízi környezetben - helyzetfelmérés a kutatás-fejlesztés területén ........... 9

1.1.1 Mikro-szennyezőanyagok a vízi környezetben ......................................................................................9 1.1.2 Újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagok – kihívások a vízi környezetben .............. 13 1.1.3 Mikro-szennyezőanyagok környezetmenedzsmentje ........................................................................... 18 1.1.4 A kockázatcsökkentés lehetőségei – konvencionális és innovatív szennyvízkezelési eljárások mikro1.2

szennyezőanyagok eltávolítására ....................................................................................................... 22 Környezettoxikológia .......................................................................................................................... 24

1.2.1 A környezettoxikológia és jelentősége ................................................................................................ 24 1.2.2 A környezettoxikológia irányvonalai és aktuális kihívásai ................................................................. 27 1.2.2.1 Szubletális hatások és mérési végpontok a környezettoxikológiában ....................................... 28 1.3

1.2.2.2 Nanoanyagok ökotoxikológiája – nanoökotoxikológia ............................................................. 29 A vizsgált modellrendszerek főbb jellemzői – helyzetfelmérés a kutatás-fejlesztés területén ............ 31

1.3.1 Mikro-szennyezőanyagok toxicitásának jellemzése Tetrahymena pyriformis tesztorganizmussal ..... 32 1.3.2 A mikro-szennyezőanyagok toxicitásának jellemzése Daphnia magna tesztorganizmussal ............... 36 1.3.3 A mikro-szennyezőanyagok toxicitásának jellemzése Lemna minor tesztorganizmussal.................... 40 1.3.4 Az Aliivibrio fischeri tengeri baktérium és az egysejtű édesvízi zöldalgák, mint ökotoxikológiai modellrendszerek ................................................................................................................................ 42 1.4

Direkt toxicitás vizsgálat (DTA) ......................................................................................................... 43

2.

CÉLKITŰZÉSEK ......................................................................................................................................... 46

3.

DOKTORI KUTATÓMUNKÁM SORÁN ALKALMAZOTT KÍSÉRLETI METODIKA ........................ 48 3.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok ökotoxikológiai vizsgálata ............................................................. 48 3.1.1 Tesztelt modellvegyületek ................................................................................................................... 48 3.1.2 Tetrahymena pyriformis tesztrendszer, fagocitotikus aktivitási teszt ................................................. 50 3.1.3 A Daphnia magna szívritmus tesztrendszer problémaspecifikus módosítása ..................................... 51 3.1.3.1 A módszer érzékenységének és alkalmazhatóságának vizsgálata különböző vegyületcsoportok esetén ........................................................................................................................................ 51 3.1.3.2 Módszerfejlesztés – A Daphnia magna szívritmus teszt eredményét befolyásoló mérési 3.1.4 A

paraméterek vizsgálata .............................................................................................................. 52 Lemna minor tesztrendszer és problémaspecifikus alkalmazása össz-klorofilltartalom

meghatározásával............................................................................................................................... 53 3.1.4.1 Egyed mikro-szennyezőanyagok toxicitásának meghatározása Lemna minor tesztorganizmussal .................................................................................................................... 53 3.1.4.2 Technológia nyomonkövetés a Lemna minor szaporodásgátlási teszt alkalmazásával ............. 53 3.1.5 Nano titán-dioxid hatásának komplex ökotoxikológiai vizsgálata ..................................................... 56 3.1.5.1 Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió vízi tesztorganizmusokra gyakorolt toxikus hatásának vizsgálata .................................................................................................................................. 56 3.2

3.1.5.2 A nTiO2 részecskemérettől függő hatásának vizsgálata ............................................................ 57 Direkt toxicitás felmérés szennyvízmintákon ...................................................................................... 58

3.2.1 Tesztelt szennyvízminták ..................................................................................................................... 58 3.2.2 Biológiai szennyvíz tisztító telep elfolyó szennyvizének direkt toxicitás vizsgálata Lemna minor tesztorganizmussal.............................................................................................................................. 59 3.3

Eredmények értékelése ........................................................................................................................ 60

1

4.

EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK ......................................................................................................... 61 4.1

Egyedi mikro-szennyezőanyagok ökotoxikológiai vizsgálata és hatásának jellemzése ...................... 61

4.1.1 Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás problémaspecifikusalkalmazhatósága − eredmények ......................................................................................................................................... 61 4.1.2 A Daphnia magna tesztrendszer és problémaspecifikus módosítása – eredmények ........................... 66 4.1.2.1 A módszer érzékenységének és alkalmazhatóságának vizsgálata és értékelése különböző vegyületcsoportok esetén .......................................................................................................... 66 4.1.2.2 Módszerfejlesztés – A Daphnia magna szívritmus teszt eredményét befolyásoló mérési paraméterek vizsgálata és értékelése ......................................................................................... 71 4.1.3 A Lemna minor tesztrendszer és probléma-specifikus módosítása, az össz-klorofilltartalom meghatározása – eredmények............................................................................................................. 76 4.1.3.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok toxicitásának meghatározása Lemna minor tesztorganizmussal .................................................................................................................... 76 4.1.3.2 Technológia nyomonkövetés és hatékonyság értékelés Lemna minor szaporodásgátlási teszt alkalmazásával .......................................................................................................................... 79 4.1.4 Nano titán-dioxid hatásának komplex ökotoxikológiai vizsgálata és értékelése ................................ 82 4.1.4.1 Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió vízi ökoszisztémára gyakorolt toxikus hatásának értékelése .................................................................................................................................. 82 4.2

4.1.4.2 A nTiO2 részecskemérettől függő hatásának vizsgálata és értékelése ...................................... 90 Direkt toxicitás felmérés szennyvízmintákon .................................................................................... 103

4.2.1 Egy biológiai szennyvíztisztító telep elfolyó szennyvizének direkt toxicitás vizsgálata Lemna minor tesztorganizmussal............................................................................................................................ 103 5.

ÖSSZEFOGLALÁS – TÉZISEK ................................................................................................................ 108

6.

IRODALOMJEGYZÉK .............................................................................................................................. 113

7.

KÖZLEMÉNYEK LISTÁJA ...................................................................................................................... 131

8.

A KUTATÁST TÁMOGATÓ PÁLYÁZATOK ÉS PROGRAMOK......................................................... 133

Mellékletek .......................................................................................................................................................... 134

2

Köszönetnyilvánítás Mindenekelőtt szeretnék köszönetet mondani témavezetőmnek, Dr. Molnár Mónikának, hogy befogadott kutatócsoportjába, és közös munkánk során végig megtapasztalhattam szeretetteljes támogatását. Lelkesedése, nyitottsága az új ismeretekre, valamint a közös problémamegoldás és gondolkodás folyamata nagyban befolyásolták a környezettoxikológia iránti elköteleződésemet a kutatással közösen eltöltött közel hét év során. A közös munkával eltöltött években nem csak szakmai, de emberi példát is állított elém. Köszönöm a Környezeti Mikrobiológia és Biotechnológia Csoport összes munkatársának a segítőkész és baráti légkört, mellyel munkám során támogattak. Köszönet illeti Vaszita Emesét az angol nyelvű tudományos publikációk nyelvi lektorálásáért. Köszönettel tartozom Dr. Gruiz Katalinnak a kutatási témámmal kapcsolatos szakértői észrevételeiért és Dr. Feigl Viktóriának értékes szakmai tanácsaiért. Köszönöm Kunglné Nagy Zsuzsannának, hogy bevezetett a vízi tesztorganizmusokkal való gyakorlati munkába, valamint Tolner Máriának a hasznos gyakorlati tanácsokat. Köszönöm minden diplomázó hallgató lelkiismeretes munkáját, akikkel doktoráns éveim alatt együtt dolgozhattam. Köszönöm Prof. Nyulászi Lászlónak, a BME Oláh György Kémiai Doktori Iskola vezetőjének, valamint Prof. Vértessy G. Beátának és Prof. Salgó Andrásnak az Alkalmazott Biokémiai és Élelmiszertudományi Tanszék jelenlegi és korábbi tanszékvezetőinek, hogy lehetővé tették doktori tanulmányaim elvégzését. Köszönöm a Varga József Alapítvány által nyújtott támogatást, mely lehetővé tette doktori munkám befejezését. Hálás vagyok mindazok támogatásáért, akik az elmúlt években bármely módon, akár tettel vagy jó szóval, közvetve vagy közvetlenül segítették doktori munkámat. Őszinte köszönetem mindannyiuknak szól. Végül, de nem utolsó sorban hálásan köszönöm Családom megértő és türelmes szeretetét, szűntelen és önzetlen támogatását. Az általuk megteremtett biztos háttér nélkül nem juthattam volna el idáig. Szeretném ezt a doktori értekezést szeretett nagyszüleimnek, Szélessy Imeldának és Gede Eleknek ajánlani, akik még akkor is töretlenül hittek ennek a disszertációnak a megszületésében, amikor én már-már letettem róla.

3

Saját szerepem a doktori dolgozat elkészítésében A doktori értekezésemben bemutatott eredmények számos kutató és diplomadolgozatukat doktori kutatási témám keretein belül író hallgató közös erőfeszítésének köszönhetően születtek. Meggyőződésem, hogy a tudományos kutatást csak csapatmunkában lehet eredményesen végezni, ezért doktori értekezésem szövegének megfogalmazásánál többes szám első személy módot alkalmaztam köszönetemet és hálámat kifejezve mindazok felé, akik bármilyen módon segítették tudományos munkámat doktoráns éveim alatt. Dolgozatom 6.1. fejezetében felsorolt első szerzős, vagy megosztott első szerzős közleményeim tervezését és megírását magam végeztem, a dolgozat tárgyának részét képező kísérletek egy részét társszerzőimnek és azoknak a diplomázó hallgatóknak köszönhetem, akik munkája során konzulensi feladatokat láttam el. Mindezen eredmények nagy szereppel bírtak doktori értekezésem jelen formájának kialakulásában, és téziseim kapcsán a következtetések megalkotásában. Alább közlöm munkatársaim kísérletes hozzájárulását doktori munkámhoz. Együttműködő partner

Hozzájárulás a doktori dolgozathoz

Csizmár Panni Ullmann Orsolya

A vizsgált mikro-szennyezőanyagok hatásának felmérése Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel. (4.1.1. fejezet)

Ullmann Orsolya

A Daphnia magna szívritmus teszt eredményét befolyásoló paraméterek hatásának kísérletes meghatározása. A Daphnia magna szívritmus teszt optimalizálás eredményeinek statisztikai elemzése. (4.1.2.2. fejezet)

Stirling Tamás

Maros Gergő

A Degussa VP P90 nTiO2 hatásának meghatározása egysejtű alga és Lemna minor tesztorganizmusokkal. (4.1.4.1. fejezet)

Piszmán Dóra

A nTiO2 részecskemérettől függő hatásának felmérése D. magna és T. pyriformis tesztorganizmusokkal. (4.1.4.2. fejezet)

4

A dolgozatban gyakran használt rövidítések jegyzéke ADI

Megengedhető napi bevitel (Acceptable Daily Intake)

BCDP

β-ciklodextrin gyöngypolimer

BPA

biszfenol A

CD

ciklodextrin

COX

ciklooxigenáz enzim (Cyclooxygenase)

DBP

dibutil-ftalát

DTA

Direkt toxicitás felmérés (Direct Toxicity Assessment)

EFSA

Európai Élelmiszer-biztonsági Hatóság (European Food Safety Authority)

EP

Újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagok (Emerging Pollutants)

EQS

Környezet Minőségi Szabványok (Environmental Quality Standards)

GC-MS

Gáz kromatográfiával kapcsolt tömegspektrometria (Gas Chromatography - Mass Spectrometry)

HPLC

Nagy teljesítményű Chromatography)

HPLC-MS-MS

Nagy teljesítményű folyadékkromatográfiával kapcsolt tandem tömegspektrometria (High Performance Liquid Chromatography - Tandem Mass Spectrometry)

NSAID

Nem szteroid típusú gyulladáscsökkentők (NonSteroidal Anti-Inflammatory Drugs)

nTiO2

nano titán-dioxid

OECD

Gazdasági Együttműködési és Fejlesztési Szervezet (Organisation for Economic Co-operation and Development)

PAH

Policiklusos aromás szénhidrogének (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons)

PCB

Poliklórozott bifenilek (Polychlorinated Biphenyls)

POP

Perzisztens szerves szennyezőanyagok (Persistent Organic Pollutants)

PPCP

Gyógyszerhatóanyagok és testápoló szerek (Pharmaceuticals and Personal Care Products)

REACH

A vegyianyagok regisztrálásáról, értékeléséről, engedélyezéséről és korlátozásáról szóló rendelet (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals)

TDI

Tolerálható napi bevitel (Tolerable Daily Intake)

US-EPA

Amerikai Egyesült Államok Környezetvédelmi Ügynöksége (United States Environmental Protection Agency)

folyadékkromatográfia

5

(High

Performance

Liquid

A dolgozatban gyakran használt környezettoxikológiai kifejezések és ezek jelentése ECx

Az a hatásos koncentráció, mely a mérési végpont X%-os csökkenését eredményezi

ICx

Az a gátló koncentráció, mely a mérési végpont X% gátlását eredményezi

LCx

Az a letális koncentráció, mely a vizsgált egyedek X%-ának elhalálozását eredményezi

LOEC

Az a legkisebb koncentráció, amelynek hatása már megfigyelhető (Lowest Observed Effect Concentration)

LSE

Legkisebb szignifikáns hatás (Lowest Significant Effect)

mérési végpont

Ökotoxikológiai tesztelésnél a tesztorganizmus tesztorganizmuson közvetlenül mért érték

NOEC

Megfigyelhető hatást nem okozó koncentráció (No Observed Effect Concentration)

vizsgálati végpont

A mérési végpontból különféle számításokkal és statisztikai értékeléssel határozható meg

xenobiotikum

A xenobiotikum környezetidegen, nem természetes, ember által szintetizált vegyi anyag

xenoösztrogén

Alapvetően nem hormon, de hormonhatással rendelkező vegyi anyag

6

mérhető

válasza,

a

BEVEZETÉS Napjainkban vegyi anyagok sokasága terheli környezetünket, különösen a vízi és szárazföldi ökoszisztémák veszélyeztetettsége jelentős. A környezetünkbe kerülő szennyezőanyagok közül az elmúlt húsz évben különösen az ún. újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagokat, vagy ahogy a nemzetközi szakirodalomban nevezik „contaminants of emerging concern”, vagy „emerging pollutants” övezi kiemelt érdeklődés. Számos képviselőjüket egyre nagyobb mennyiségben gyártják, és mivel kibocsátásuk környezetünkbe folyamatos, megjelennek természetes, kezeletlen és kezelt vizeinkben egyaránt. A vízkészletek világszerte növekvő szennyeződése ezekkel az újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagokkal napjaink környezetvédelmének egyik legégetőbb problémája. Miután ezen kis koncentrációban jelenlevő vegyületeknek az ökoszisztémára, köztük az emberre gyakorolt káros hatása az utóbbi években vált nyilvánvalóvá, még sok esetben keveset tudunk a kiindulási anyagok, illetve bomlástermékeik és metabolitjaik másodlagos, azaz nem cél szervezetekre kifejtett hatásairól. Számos, eddig ártalmatlannak tartott hatóanyagról most derül ki, hogy reprotoxikus, mutagén, karcinogén vagy éppen endokrin rendszert károsító hatásai vannak. Felhasználásukat, alkalmazásukat tekintve lehetnek ezek különféle gyógyszerhatóanyagok, háztartásokban használt fertőtlenítőszerek, tisztítószerek, kozmetikumok hatóanyagai, ipari segédanyagok és nanoanyagok. Bár ezen vegyületek nagy része kis koncentrációban van jelen, és hatásuk még sok szempontból nem tisztázott, mégis a rendelkezésre álló kutatási eredmények szerint komoly környezeti és humán egészségkockázatot jelenthetnek. Megoldást jelenthet a problémára például olyan környezetbarát termékek és eljárások kidolgozása és alkalmazása, amelyekkel a kritikus vegyületek, hatóanyagok vízi ökoszisztémába történő kibocsátása minimalizálható, továbbá hatékonyabb és egyben gazdaságos szennyvízkezelési technológiák kidolgozása, de ezt a célt szolgálhatja kifinomultabb, fejlettebb környezettoxikológiai eszköztár létrehozása ezen mikroszennyezőanyagok vízi ökoszisztémára és az egészségre gyakorolt hatásának felmérésére. Ezekkel a törekvésekkel indult a CDFILTER kutatási projekt (TECH_08-A4/2-20080161) is, aminek meghatározó szerepe volt doktori kutatómunkám első fázisában. A projekt fő témája és célja volt xenobiotikumok megkötésére alkalmas nanopórusos szűrőrendszerek előállítása és alkalmazása tisztított szennyvizek újrahasznosításához. A CDFILTER projekt keretein belül azokra a kis koncentrációban előforduló potenciális vízszennyező vegyi anyagokra (mikro-szennyezőanyagok) koncentráltunk, amelyek újonnan felmerült – hagyományos módokon nem megbízhatóan, vagy nehezen mérhető – káros biológiai hatásaik, ezen belül is a hosszútávon jelentkező endokrin rendszer- és immunrendszer károsító, mutagén vagy karcinogén hatásuk miatt környezeti problémákat és egészségkárosodást okozhatnak, elsősorban vizekben, beleértve a felszíni, a felszín alatti, az ivóvizeket és a szennyvizeket. A speciális szűrőrendszerek hatékonyságának vizsgálatában és jellemzésében fontos szerepet kapott a kémiai analitika mellett egy környezettxoikológia módszercsomag kialakítása, olyan eljárások továbbfejlesztésével, illetve célszerű adaptálásával amelyekkel információt nyerhetünk ezen kis koncentrációban jelenlévő vegyületeknek / metabolitjaiknak (másodlagos) káros hatásairól. 7

A vizeinkben megjelenő xenobiotikumok (antropogén eredetű természetidegen vegyi anyagok) különösen nagy veszélyt jelenthetnek, mert másodlagos hatásaikkal a megcélzott szervezetektől eltérő szervezetekre hatnak. Például egy ipari adalékanyag viselkedhet hormonanalógként, károsíthatja a hormonrendszert, az immunrendszert vagy más módon érzékenyíthet, így veszélyezteti az emberi szervezetet vagy az ökoszisztéma egyes tagjait. Ez a környezettoxikológus számára is kihívást jelent, hiszen a több száz vagy ezer féle vegyület jelenléte szükségessé teszi, hogy ne csak kémiai úton keressünk bizonyos, előre meghatározott vegyületeket, hanem káros hatásokat is kutassunk. Fontos tehát összegyűjteni a gyakori káros hatásokat, elemezni a hatás mechanizmusát, majd megtalálni azt a megfelelő érzékeny végpontot, ami összefügg a káros hatással és mérhető is. Doktori munkám során a környezettoxikológia különböző területeihez, új irányvonalaihoz kapcsolódva elsősorban ökotoxikológiai módszerek alkalmazhatóságának tesztelését, problémaspecifikus továbbfejlesztését tűztem ki célul, kis koncentrációban jelenlévő, biológiailag aktív mikro-szennyezőanyagok, köztük nanoanyagok mint környezeti stressztényezők hatásának vizsgálatára, illetve korai jelzésére.

8

1. IRODALMI ÁTTEKINTÉS 1.1 Mikro-szennyezőanyagok a vízi környezetben - helyzetfelmérés a kutatás-fejlesztés területén 1.1.1 Mikro-szennyezőanyagok a vízi környezetben Az elmúlt 40 év alatt a világ vízszükséglete a háromszorosára nőtt, ugyanakkor a környezethasználatok hatására már sok helyen elszennyeződtek a felszíni és a felszín alatti vizek. A hazai felszíni és felszín alatti vizek környezetvédelme szempontjából óriási jelentőségű az Európai Unióhoz való csatlakozásunk. Az elmúlt 25 évben jelentős fejlődésen ment keresztül az Európai Uniós környezetpolitika, melynek hatásaként Magyarországon is forradalmi változások történtek, a hazai jogi szabályozás mára felzárkózott az európai szintre. Az Európai Bizottság az 1990-es évek első felében megállapította, hogy a hatályban lévő európai vízvédelmi irányelvek nem elég hatékonyak, ezért 1996-ban egy, a Közösségi vízpolitika területén megteendő intézkedésekhez jogszabályi kereteket adó keretirányelv létrehozására tett javaslatot. Az Európai Unió 2000/60/EC Víz Keretirányelv (EU-VKI) 2000. december 22-én lépett életbe, mely egy olyan egységes vízvédelmi politika életbe lépését jelentette, amely állam- és országhatárokon túlnyúlva a vízgyűjtőkön való, koordinált vízgazdálkodás megvalósulását segíti elő. A Víz Keretirányelv hozzájárul a vízvédelem harmonizálásához és a vizek terhelésének csökkentéséhez, mely kimondja, hogy a víz más termékektől eltérően nem kereskedelmi termék, hanem örökség, amit ennek megfelelően kell óvni, védeni és kezelni egy integrált, közösségi víz politika keretein belül elsősorban ökológiai szempontok szerint és víztípusok alapján (EU VKI). Környezetünk és vízi ökoszisztémáink világszerte növekvő mértékű szennyeződése ipari, mezőgazdasági és a háztartásokból származó vegyi anyagok ezreivel egyike a legnagyobb környezeti problémáknak, amelyekkel szembenéz az emberiség napjainkban. Az elmúlt két évtizedben került a tudományos érdeklődés középpontjába a mikroszennyezőanyagok – kis koncentrációban, ng/L–µg/L szinten detektálható szennyezőanyagok – környezetben való előfordulásának, sorsának és hatásainak tanulmányozása. Ma már a környezetvédelmi kutatások kiemelt fontossággal kezelik a biológiailag aktív mikroszennyezőanyagokat; kiterjedt kutatások folynak a felszíni, felszín alatti vizekben és a tisztított szennyvizekben kis koncentrációban jelenlévő kemikáliák környezetre gyakorolt hatásainak és hatékony eltávolítási eljárásainak felmérésére. A mikro-szennyezőanyagok számos forrásból kerülhetnek a környezetbe, majd terjedhetnek tovább. A fizikai-kémia tulajdonságok, mint pl. a vízoldhatóság, gőznyomás, vízoktanol megoszlási hányados vagy polaritás nagymértékben befolyásolhatja a sorsukat és viselkedésüket a környezeti elemekben. A környezeti elemekben kimutatható mikroszennyezőanyagok forrásaként az ipar és a mezőgazdaság szerepel, de nagyszámú tanulmány sorakoztat fel példát kommunális eredetű mikro-szennyezőanyagokra is. Az ipari és mezőgazdasági eljárások nagymértékben befolyásolják a vízkörforgalmat, mely egy nagyobb, globális problémakörhöz kapcsolódik a környezetre és a humán egészségre gyakorolt végső hatások miatt (Barnabé és mtsai, 2008; Oehlmann és mtsai, 2008; Dargnat és mtsai, 2009; Clara és mtsai, 2010; Deblonde és mtsai, 2011).

9

Számos vegyület a felszín alatti vizekben vagy akár az ivóvízben is kimutatható (Ternes, 1998; Bendz és mtsai, 2005), továbbá a szennyvízzel való öntözés következtében a szennyezés megjelenik a talajban is (Zuccato és mtsai, 2000; Ternes és mtsai, 2007). A vizeinkben megjelenő mikro-szennyezőanyagok elsősorban a szennyvíztisztító telepek elfolyó szennyvízével, másodsorban földfelszíni bemosódásból származnak. Kiemelt figyelmet kapnak a mikro-szennyezőanyagok közül napjainkban a gyógyszerhatóanyagok, melyeknek felhasználása lehet háztartási, állatgyógyászati és kórházi. A kórházi szennyvizek egyrészt diagnosztikai, laboratóriumi és kutatási célra használt vegyszereket, fertőtlenítő szereket, másrészt a páciensek által kiválasztott gyógyszerhatóanyagokat és azok metabolitjait tartalmazzák. Számos tanulmány számol be humán gyógyászati hatóanyagok jelenlétéről a kommunális szennyvizekben és felszíni vizekben egyaránt (Verlicchi és mtsai, 2010). Általánosan bevett gyakorlat a kórházi- és lakossági szennyvíz együttes kezelése, mely számos problémát felvet a mikro-szennyezőanyagokat koncentráltan tartalmazó kórházi szennyvizek kezelésével kapcsolatban, ugyanis a kórházi szennyvizek összekeverése a kommunális szennyvízzel a kórházi szennyvizek hígulásával jár (Verlicchi és mtsai, 2010). Az állatgyógyászati szerek közvetlenül, szándékos emberi tevékenység során kerülnek a környezetbe a szántóföldek hígtrágyázása során. Ennek következtében az állatgyógyászati szerek és metabolitjaik szennyezik a talaj szilárd fázisát, és a talaj mélyebb rétegeibe mosódva a felszín alatti vizeket is, míg a talajszemcsékhez való szorpció pedig késleltetheti is a terjedést (Sanchez-Avila és mtsai, 2009). A humán célra felhasznált gyógyszerhatóanyagok és metabolitjaik az emberi szervezetből kiválasztva kerülnek a kórházi és kommunális szennyvízbe. Amennyiben átjutnak a szennyvíztisztító telepeken, folyók és patakok vizeibe kerülhetnek. Ez megtörténhet az emésztett szennyvíziszappal kezelt földekről való bemosódással is (Perez és Barceló, 2007). A környezetbe került mikro-szennyezőanyagok különböző – az eltávolításukhoz hozzájáruló – folyamatokon mennek keresztül. Ezek a folyamatok lehetnek biotikusak, mint például a biodegradáció, és abiotikus folyamatok, mint a kémiai- és fotokémiai degradáció. A direkt fotokémiai degradáción kívül indirekt módon különböző útvonalakon keresztül is megtörténhet a mikro-szennyezőanyagok lebontása reaktív oxigén gyökök, hidroxil gyök, peroxid- és szuperoxid gyökök, vagy egyéb fotoreaktív vegyületekkel történő reakció által. A fotokatalitikus reakciók legtöbbször elég komplexek és a kiinduláis vegyületnél jóval toxikusabb vagy perzisztensebb vegyületeket eredményeznek, amellett, hogy a kiindulási vegyület tulajdonságait (pl. antibiotikus hatás) megtartják. A talajban és a vizekben élő mikroorganizmusok, valamint a szennyvíz tisztító telepek szennyvíz iszapjában élő mikroorganizmusok képesek a xenobiotikumok különböző mértékű és hatásfokú biodegradációjára. Ekkor a szerves anyagot energiaforrásként hasznosítják, azonban a mikroszennyezőanyagok biodegradációja kometabolizmussal is megtörténhet, amikor is a kiindulási vegyület biotranszformáción megy keresztül, de nem hasznosul a mikrobák növekedéséhez. Állatok és növények is képesek a szennyezőanyagok méregtelenítésére, vagy kiválasztására felvétel után, azonban a zsírszövetekbe történő akkumuláció, vagy a megfelelő biotranszformációhoz szükséges enzimrendszer hiánya akadályozhatja a mikroszennyezőanyagok eltávolítását (Farré és mtsai, 2008).

10

Attól függően, hogy az adott vegyület milyen környezeti fázisba (felszín alatti víz, felszíni víz, üledék) vagy a technoszférába (pl. szennyvíztisztító és ivóvíz előkezelő telepek) kerül, más-más transzformációs folyamatok játszódhatnak le, sok esetben a kiindulási vegyületektől eltérő viselkedésű, vagy más ökotoxikológiai tulajdonságú vegyületek keletkezhetnek. Számos ilyen transzformációs termék jóval toxikusabb és perzisztensebb, mint az eredeti kiindulási vegyület (Farré és mtsai, 2008). Habár a természetes degradáció nagy szerepet játszik a mikro-szennyezőanyagok környezeti koncentrációjának csökkentésében, néhány folyamat – mint pl. a hígulás és a diszpergálódás – úgy csökkenti a vegyi anyag koncentrációját a környezetben, hogy a vegyület kémiai transzformációja nem történik meg (Farré és mtsai, 2008). A mikro-szennyezőanyagok talaj-víz rendszerben való környezeti sorsát modellező programok fejlesztése meglehetősen kezdeti stádiumban áll a peszticideket kivéve, habár törekvések jelenleg is folynak ilyen modellrendszerek kidolgozására. A környezeti sors és terjedés modellezését bonyolítja a mikro-szennyezőanyagok különböző forrásból származó eredete és fizikai-kémiai tulajdonságaik nagymértékű diverzitása, vagy például a nanorészecsék felhalmozódása a talaj-víz-levegő határfelületeken, bevonatképződés és interakció különböző mikro-szennyezőanyagok között (Geissen és mtsai, 2015). Számtalan különböző aspektusból végzett nemzeti vízminőség felmérés adat elérhető, azonban ezek általánosságban nem foglalják magukba a mikro-szennyezőanyagok felmérését (Schwarzenbach és mtsai, 2006; Geissen és mtsai, 2015). Harmonizált monitoring metodika jelenleg sem érhető el mikro-szennyezőanyagok jelenlétének vizsgálatára felszíni- és felszín alatti vizekben a legtöbb országban. Habár néhány nagyobb méretű projekt, mint pl. a Duna (Umlauf és mtsai, 2008) és az Elba (Umlauf és mtsai, 2011) folyók felmérésére létrejött projektek kivitelezésére sor került, ezek legtöbbször egyetlen környezeti fázisra fókuszálnak. Azonban a mikro-szennyezőanyagok, mint sok más szennyezőanyag több különböző környezeti fázisban vannak jelen, így az egyetlen környezeti fázist célzó monitoring programok nem biztosítanak átfogó képet a mikro-szennyezőanyagok sorsáról a környezetben, úgy, mint a kicserélődés vagy átalakulás-dinamika minden figyelembe vehető környezeti fázis között, beleértve a táplálékláncot is (Geissen és mtsai, 2015). A mikro-szennyezőanyagok tárgykörét Geissen és munkatársainak ábrája (1. ábra) szemlélteti (Geissen és mtsai, 2015). A források között fő típusként adják meg az előbbiekben is tárgyalt gyógyszerhatóanyagokat, háztartási és személyes ápolási termékek hatóanyagait, állatgyógyászati szereket, növényvédő szereket és ipari kemikáliákat. Kiemelik összefoglaló ábrájukban a jelenlegi monitoring vagy szkríning (screening) programok, analitikai és mintavételi programok hiányosságait.

11

1. ábra: Különböző eredetű mikro-szennyezőanyagok csoportjai, környezet-monitoringja és forrásának kapcsolati ábrája. (PBT: perzisztens, bioakkumulatív és toxikus, LOQ: meghatározási határ, PNEC: káros hatást nem okozó koncentráció, EQS: környezetminőségi szabvány, HHPC: háztartási és személyes ápolási termékek) (Geissen és mtsai, 2015).

Ezzel kapcsolatatosan több tudományos közlemény is hangsúlyozza, hogy a jelenleg használatban lévő mintavételi és analitikai módszerek gyakran kifejezetten egy-egy mikroszennyezőanyag jelenlétének kimutatását és koncentrációjának meghatározását célozzák, és nem fedik le a szóba jöhető mikro-szennyezőanyagok teljes skáláját, az ismerten veszélyes vegyületek esetében pedig a kimutatási határ sok esetben inadekvát a megfelelő kockázatértékelés kivitelezéséhez. Ezen kívül a legújabban felmerült mikroszennyezőanyagok, mint pl. a nanoanyagok és ionos folyadékok mintavételi eljárása és környezeti analízise gyakorlatilag nem létezik (Farré és mtsai, 2011; Richardson és Ternes, 2011; Geissen és mtsai, 2015). A konvencionálisan alkalmazott analitikai eljárások az előzetesen kiválasztott mikroszennyezőanyagokat határozták meg csupán, ezzel szemben napjainkban elterjedőben van a generikus analitikai-kémiai szkrínelési eljárások alkalmazása. Ezek a tömegspektrometria elvén működő eljárások lehetővé teszik a minta minden szennyezőanyagra kiterjedő analízisét, és az eltárolt nyersadatból később bármikor kiválogatható az érdeklődés tárgyát képező mikro-szennyezőanyagra vonatkozó mérési eredmény (Hernández és mtsai, 2012). Ezek a tanulmányok is kidomborítják a mikro-szennyezőanyagok egyik speciális csoportjának, az újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagoknak a problémakörét.

12

1.1.2 Újonnan felismert környezetben

káros

hatású mikro-szennyezőanyagok – kihívások

a vízi

Az 1960-as és 70-es években a globális környezetvédelmi kutatások fókuszában az ún. perzisztens szerves szennyezőanyagok (POPs, például policiklusos aromás szénhidrogének, poliklórozott bifenilek és dioxinok) jelenlétének és toxikus hatásának felmérése állt. Azonban az elmúlt évtizedekben az új és érzékenyebb analitikai-kémiai technikáknak köszönhetően bizonyítást nyert egy sokkalta nagyobb, potenciálisan veszélyes vegyületcsoport jelenléte a környezeti elemekben. Ezeket a korábban nem detektált szennyezőanyagokat egyre növekvő érdeklődés övezi, habár még elfogadott egészségügyi sztenderd nem került velük kapcsolatban publikálásra, vagy a jelenlegi sztenderdek kidolgozás vagy újraértékelés alatt állnak (Mastroianni és mtsai, 2010; Geissen és mtsai, 2015; Noguera-Oviedo és Aga, 2016). A nemzetközi szakirodalomban különböző nevekkel illetik ezeket az újonnan felismert káros hatású mikor-szennyezőanyagokat, mint például „Emerging Pollutants (EP)”, „Emerging Micro-pollutants” vagy „Contaminants of Emerging Concern”, azonban mindhárom elnevezésben a hangsúly a legfontosabb megkülönböztetést nyújtó „emerging” jelzőn van, mely szó jelentése: felmerülő, felbukkanó, felszínre jövő. A legtalálóbb kifejezés talán az utóbbi, ugyanis ebben szerepel a „concern”, vagyis az „aggályos” kifejezés, mely az említett szennyezőanyagok sokszor még nem minden kétséget kizáróan bizonyított, vagy még bizonyítás előtt álló káros hatására utal. A szakirodalomban található definíciók azonban mind egyetértenek a legsarkalatosabb tulajdonságokban, melyek szerint ezek a mikroszennyezőanyagok a környezetben kis koncetrációban (ng/L–µg/L) előforduló xenobiotikumok, melyek valószínűleg hosszú ideje jelen vannak a környezeti elemekben, de jelenlétük kimutatása csak az elmúlt években – az analitikai-kémiai technológiák fejlődésének köszönhetően – vált lehetővé nyomnyi mennyiségekben (Mastroianni és mtsai, 2010). Azonban fontos megjegyezni, hogy napjainkban az „emerging” jelző talán már kevéssé helytálló, mivel széleskörű kutatások folynak ezen vegyületek (a továbbiakban mikroszennyezőanyagok) környezeti kockázatának előrejelzésére. Ezen mikro-szennyezőanyagok többsége nem szerepel az általánosan monitorozott vegyületek listáján, bár potenciális másodlagos káros hatásaikkal rövid és hosszú távú veszélyt jelentenek/jelenthetnek az ökoszisztémára és az emberi egészségre egyaránt (Farré és mtsai, 2008; Brooks és mtsai, 2009; Deblonde és mtsai, 2011; Jiang és mtsai, 2013; Liu és mtsai, 2014; Geissen és mtsai, 2015). Az USA Környezetvédelmi Ügynöksége olyan új, szabályozási státusz nélküli vegyületeknek definiálja a mikro-szennyezőanyagokat, melyek emberi egészségre és környezetre való hatása kevéssé ismert (US-EPA). A NORMAN hálózat napjainkban több mint 700 különböző európai vízi ökoszisztémából azonosított EP vegyületet tart számon összesen 20 csoportba sorolva (NORMAN). A 2016-os jelenleg elérhető listán 1036 vegyi anyag szerepel (NORMAN, 2017). Az újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagok csoportosítása felhasználásuk, kémiai szerkezetük és hatásmechanizmusuk alapján is lehetséges, azonban csoportosításukat illetően eltéréseket tapasztalhatunk a szakirodalomban. Ez az eltérés főként a mikro-szennyezőanyag lista folyamatos bővüléséből, dinamikus változásából adódik. Egyike az első csoportokba sorolásoknak az EUGRIS portálon jelent meg, ahol a mikro-szennyezőanyagok hat fő csoportba sorolva jelennek meg, úgy, mint 13

gyógyszerhatóanyagok, szteroidok és hormonok, felületaktív anyagok és metabolitjaik, gyulladásgátlók, ipari segédanyagok, valamint gázolaj adalékok. Az EUGRIS portálon a gyógyszerhatóanyagok csoportját további alcsoportokra bontva találhatjuk: állat- és humángyógyászati antibiotikumok, fájdalomcsillapítók és gyulladáscsökkentők, pszichiátriai szerek, lipid regulátorok, β-blokkolók és röntgen kontrasztanyagok. A testápolószerek (PCP: Personal Care Products), illatszerek, napvédő termékek hatóanyagai, rovarriasztó szerek, valamint az antiszeptikumok külön csoportot képeznek. A British Natural Environment Research Council 2011-ben megjelent kiadványában már a nanoanyagok, növényvédőszerek, élelmiszer adalékok, ionos folyadékok és az ivóvízkezelés során felhasznált vegyszerek melléktermékei is megjelennek, mint önálló csoport. Ezen kívül az élvezeti szerek csoportját is bevezetik „Lifestyle compound” (ún. életstílus vegyületek) néven, mint pl. a koffein és nikotin (Stuart és mtsai, 2011). Farré és munkatársai a nanoanyagokat, az 1,4-dioxánt és az úszómedencék fertőtlenítésére használt szereket és melléktermékeiket már 2008-ban megjelent publikációjukban a mikro-szennyezőanyagok csoportjába sorolta. Az EFSA Mikro-szennyezőanyag Munkacsoportja 2008-ban közzétett egy dokumentum-tervezetet, mi szerint a felhasználáson alapuló csoportosításon túlmutatóan, hatásmechanizmus szerint megkülönböztethető az endokrin rendszert károsító vegyületek csoportja, melybe hormonok, szteroid-vegyületek, ipari segédanyagok és növényvédőszerek egyaránt tartozhatnak. A problémát tovább árnyalja az endokrin hatás felmérésére szolgáló, kiforrott kritériumrendszer és módszeregyüttes hiánya. Ehhez kapcsolódóan az Európai Élelmiszerbiztonsági Hivatal 2010-ben létrehozott egy endokrin rendszert károsító vegyületek értékelésével foglalkozó munkacsoportot, mely kiadott egy tudományos állásfoglalást az endokrin diszruptor vegyületek hatásának felmérésével kapcsolatban 2013-ban. A testápoló szerek (Personal Care Products – PCPs) egy meglehetősen nagy és összetett csoportot képviselnek a mikro-szennyezőanyagok között. Jiang és munkatársai (2013) ide sorolja minden testápoló szer aktív és inert hatóanyagát, valamint az előzőektől eltérően a humán- és állatgyógyászati célra szánt vényköteles és nem vényköteles gyógyszerhatóanyagokat is. A mikro-szennyezőanyagok egyik legnagyobb csoportját képezik a különböző ftalátok, melyeket több mint 50 éve használunk és évente 3 millió tonna kerül termelésre az egész világon. A legtöbb fogyasztási termékben előfordulnak, főként műanyagipari lágyító adalékok és kozmetikai termékek adalékanyagai tartoznak ebbe a csoportba, melyek elősegítik a kozmetikai hatóanyagok hatékonyabb bejutását a bőrbe (Deblonde és mtsai, 2011). A poliklórozott bifenilek családjába 209 különböző vegyület tartozik, melyek nagymértékben bioakkumulálódnak a zsírszövetben, valamint az anyatejben is kimutathatóak (ICPS-WHO, 2003). Évente 3 millió tonna biszfenol A-t állítanak elő, melyet antioxidánsként alkalmaznak műanyagipari lágyítókban. Sokáig megtalálható volt a legtöbb műanyag palackban, napszemüvegekben, vagy műanyag ételtárolókban. Alkalmazása 2010-ben még nem tartozott EU-s szabályozás alá (European Commission, 2003; EICB, 2017). A következőkben néhány olyan EP csoportot, melyek doktori kutatómunkámban hangsúlyozottabban szerepelnek részletesebben ismertetek, bár fontosnak tartom

14

hangsúlyozni, hogy ezen csoportok között átfedések vannak, hiszen a endokrin rendszert károsító vegyületek között nagy számban találhatunk. NSAID, β-blokkoló és egyéb gyógyszerhatóanyagok A leggyakrabban alkalmazott fájdalomcsillapító szerek az ún. nem-szteroid gyulladáscsökkentők (NSAIDs). Olyan széles körben alkalmazott gyógyszerhatóanyagok tartoznak ebbe ide, mint pl. az acetilszalicilsav, diklofenák, ibuprofén, ketoprofén, és naproxén. Három legfontosabb terápiás hatásuk a fájdalomcsillapítás, a gyulladásgátlás és a lázcsillapítás. Habár hatásmódjukban megegyeznek, kémiai szerkezetük különbözik. Valamennyi gátolja a ciklooxigenáz (COX) enzimet, ezáltal megakadályozva a gyulladás vaszkuláris mediátorainak, a prosztaglandinoknak keletkezését. A vegyületek többsége képes gátolni mind a COX-1 és COX-2 enzimeket, azonban míg a COX-2 enzim gátlása eredményezi a vegyületek gyulladásgátló, láz- és fájdalomcsillapító hatását, a COX-1 gátlása a vegyületek ulcerogén mellékhatásáért felelős. A szalicilsav származékok erősebben gátolják a COX-1 enzimet, mint a COX-2-t, ezért elsősorban enyhe, közepesen erős fájdalmakkal járó állapotokban (fejfájás, fogfájás, izületi fájdalmak) hatékonyak. Biotranszformációjuk a májban megy végbe, a legnagyobb rész glicinnel konjugálódik (75%), további metabolitjaik észter és éterglükuronidok (15%), egy rész pedig szabad szalicilsav formájában (10%) ürül (Cashman, 1996; Buer, 2014). A paracetamol az anilin származékok közé sorolható, aktív metabolitja a fenacetin, mely a májban keletkezik. Mivel gyulladáscsökkentő hatása nincs, nem tekintik NSAID vegyületnek. Gyengén gátolja a COX-2 enzimet, a lázat és a fájdalmat csökkenti. Gasztrointesztinális mellékhatásokat nem okoz, azonban a maximális terápiás dózis kétháromszorosánál súlyos májkárosodás jelentkezhet. Legnagyobbrészt glükuronsavas (60%) és szulfát konjugációval (35%) inaktiválódik (Ternes és mtsai, 1998; Hinz és mtsai, 2008). A paracetamol tartalmú készítmények általánosan legalább 500 mg hatóanyagot tartalmaznak, így háromszori napi szedés esetén a hatóanyag és metabolitjai jelentős mennyiségben ürülnek a szennyvizekbe. A metamizol egy nem opioid fájdalomcsillapító gyógyszerhatóanyag, melyet gyakran helytelenül az NSAID csoportba sorolnak. A mechanizmus, melyen fájdalomcsillapító hatása alapul igen összetett, főként a ciklooxigenáz-3 gátlásából és az opioid rendszer aktiválásából ered. A gyógyszerhatóanyagok alacsony gőztenziója miatt a környezetben való terjedésük első sorban vizes transzporttal valósul meg, illetve a táplálékláncon keresztül való szétszóródással. A szennyvíztisztítási eljárás esetében két fontos folyamatot külömböztethetünk meg, mint a szilárd lebegő anyaghoz való adszorpció és a biodegradáció. Mivel a gyógyszerhatóanyagok első sorban a vizes fázisba oldódva fordulnak elő, valószínűsíthetően a biodegradáció a legfontosabb folyamat eltávolításuk terén a szennyvíztisztítás során. A savas gyógyszerhatóanyagok, mint pl. az NSAID-ek (diklofenák), semleges kémhatású közegekben ionos formában fordulnak elő és csak nagyon kis mértékben adszorbeálódnak az eleveniszaphoz. Ezzel szemben például a 17β-öszradiol erős hidrofobicitásának köszönhetően erősen kötődik a szennyvíziszaphoz (Fent és mtsai, 2006). 15

Kozmetikumok hatóanyagai Az Európai Unió Kozmetikai termékekről szóló 76/768/EEC Direktívája a kozmetikumokra testápoló szer néven utal (PCP: Personal Care Product), mely csoport széles skáláját foglalja össze az emberi test valamely részén alkalmazott ápolási szereknek. A kozmetikumok különösen széles skáláját tartalmazzák a különböző kémiai összetevőknek, melyek között számos perzisztens, bioaktív és bioakkumulációra hajlamos, vagy akár az endokrin rendszert zavaró kémiai anyag is lehet (Daughton és Ternes, 1999; Caliman és Gavrilescu, 2009). Habár a PCP vegyületek akut toxicitása valószínűleg alacsony, megjelenésük a vízi ökoszisztémában környezetvédelmi aggályokat vet fel (Dhanirama és mtsai, 2012). A vízi ökoszisztémában leggyakrabban detektált PCP vegyületek a triklozán, nTiO2, nZnO, butilparabén, dietil-ftalát, butilált-hidroxi-toluén, poli(dimetil-sziloxán) és a benzofenon (Dhanirama és mtsai, 2012). A parabének gyenge endokrin rendszert zavaró hatással rendelkezhetnek (Darbe, 2006; Taxvig és mtsai, 2008), míg a triklozán bizonyos körülmények közt a kiindulási vegyületnél jóval toxikusabb és perzisztensebb formává alakulhat át, mint pl. a klórfenol, dioxin vagy metil-triklozán (Regueiro és mtsai, 2009). A triklozán, mint széles spektrumú antimikrobiális szer használata az elmúlt 20 évben rohamosan nőtt, ma már a legtöbb testápoló szerben megtalálható, mint például szappanok, kézfertőtlenítők, fogkrémek, testápolók, samponok és tusfürdők. Egy az Amerikai Egyesült Államokban 2001-ben készült felmérés szerint a 395 kereskedelmi forgalomban lévő szappant megvizsgálva, azok 76%-a tartalmazott triklozánt. Egy 2003 és 2004 között készült egészségügyi felmérés szerint a vizsgált humán vizeletminták 75%-ában szintén kimutatható volt az említett antimikrobiális szer (Cooney, 2010). Veldhoen és munkatársai (2006) békaembriók fejlődését vizsgálva megállapították, hogy a triklozán befolyásolta a tiroid hormonháztartást, ezzel idő előtti átalakulást indukálva. A nTiO2-ot elsősorban napvédő termékekben alkalmazzák ultraviola sugárzás blokkoló hatása miatt. Ezen kívül fogkrémekben is megtalálható, mint fehérítő adalék. Egyes tanulmányok szerint antimikrobiális hatással is rendelkezik reaktív oxigén gyökök termelődésének indukálásával (Weir és mtsai, 2012). A fent felsorolt tényekre alapozva kutatómunkám során a személyes ápolási termékekben megtalálható két kiemelt mikro-szennyezőanyag, a triklozán és a nTiO2 hatásának vizsgálatára megkülönböztetett figyelmet fordítottam. A nanoanyagok hatásfelmérésének szakirodalmát az 1.2.2.2 fejezetben foglalom össze. Növényvédőszerek A növényvédőszerek (peszticidek) olyan anyagok, melyek alkalmasak a mezőgazdasági hasznonnövények és termények károsodásának gátlására. Így alkalmazásuk célja bizonyos kártevőnek tekintett növények vagy állatok kontrollálása, beleértve azok távoltartását és elpusztítását. Ezek az agrokemikáliák, kémiailag és hatásmechanizmusuk szerint is rendkívül sokfélék lehetnek széles spektrumot felölelve. A mikro-szennyezőanyagok csoportján belül ezek a vegyületek egyedülállóan szándékos emberi tevékenység következtében kerülnek a környezetbe (elsősorban talajba, talajvízbe, valamint felszíni vízbe), az esetek többségében diffúzan. 16

A nem megfelelő növényvédőszer használat kapcsolatba hozható a nemcélszervezetekre gyakorolt káros hatással, a vizek szennyeződésével a mobilis növényvédőszerek felszín alatti vizekbe mosódásával és a permetezéssel történő kijuttatás során bekövetkező elsodródással. A növényvédőszerek környezetre gyakorolt káros hatása nagymértékben függ az adott peszticid fizikai-kémiai tulajdonságaitól (gőznyomás, stabilitás, oldhatóság, Kow, pKa) és a talajhoz való adszorpciójának mértékétől, perzisztenciájától és olyan talajparaméterektől, mint pl. a szerves anyagtartalom, talajnedvesség, talajmikroflóra és fauna, illetve az éghajlat és időjárási körülmények (Damals és Eleftherohorinos, 2011). Mivel a peszticidek alkalmazásának célja valamilyen célzott biológiai hatás (például gyomirtó, gombaölő, atkaölő, rovarölő) célzott kifejtése, nem meglepő, hogy számos képviselőjük különböző másodlagos hatásokkal rendelkezik nem célszervezetekre, köztük az emberre is. A peszticidek emberi egészségre gyakorolt másodlagos káros hatásai a következőek lehetnek: mutagenitás, karcinogenitás, hormonrendszert károsító hatás, reprotoxicitás, kolinészteráz-gátló hatás, légzőrendszer károsító hatás, bőrirritáció, bőr szenzitizáció, szemirritáció és neurotoxicitás. Kutatási munkám során tesztelt peszticidek másodlagos hatásaira is van példa az irodalomban. Az atrazin és diuron növényvédőszer hatóanyagok például bizonyítottan légzőrendszert károsító és bőrirritáló hatásúak, emellett az atrazin befolyásolhatja a tesztoszteron metabolizmust. Az acetoklór hatóanyag ezeken túlmenően bizonyítottan mutagén hatású és reprotoxikus. A metolaklór amellett, hogy szemés bőrirritló hatású, karcinogén és reprotoxikus hatással is rendelkezhet, ezen tulajdonságai azonban még nem tisztázottak minden kétséget kizáróan. A metazaklór hatóanyag bőrirritáló és szenzitizáló, illetve szemirritáló tulajdonságokkal rendelkezik, valamint potenciálisan toxikus a májra nézve (PPDB). A fent említett vegyületekkel kapcsolatban a metazaklór kivételével, minden esetben felmerült az endokrin rendszert károsító hatás gyanúja (PAN). Az endokrin rendszert károsító vegyületek Az „endokrin rendszert megzavaró” kifejezést először 1991-ben a wisconsin-i Wingspread Konferencián használták (Bern és mtsai, 1992). A konferencián elhangzottak alapján az endokrin rendszert megzavaró hatás alatt olyan kémiai úton indukált szexuális fejlődésbeli módosulást értettek, mely érintheti az ember és az élővilág egészségét egyaránt. Az endokrin rendszert zavaró vegyületekkel kapcsolatos aggályok először az élővilágban megfigyelt szaporodás- és fejlődéstoxikológiai megfigyelésekhez kapcsolódtak. Ezek a megfigyelések csökkent termékenységet, születési defektusokat és szexuális fejlődés- illetve viselkedésbeli rendellenességeket jelentettek (EFSA, 2013). Definíció szerint az endokrin rendszert zavaró vegyületek olyan exogén vegyianyagok, vagy vegyianyagok keverékei, melyek befolyásolják az endokrin rendszer normál működését, következésképpen káros hatást fejtenek ki egy organizmus teljes szervezetére, utódjára, vagy a (szub)populációra (IPCS, 2002). Ezen vegyületek skálája kémiai értelemben igen széles, hiánytalan felsorolásuk lehetetlen, annál is inkább, mert sok vegyület ilyen jellegű hatását még nem ismerjük. Találunk köztük gyógyszerhatóanyagokat, peszticideket (atrazin), fenolokat (biszfenol A), ftalátokat (dibutil-ftalát) és poliklórozott-bifenileket egyaránt. A gyógyszerek közül számos a 17

természetbe kerülve válthat ki hormon jellegű hatást: ilyenek az egyes antibiotikumok, a pajzsmirigy gyógyszerek, az antidepresszánsok, a potencianövelők (pl.: tesztoszteron) és a fogamzásgátló tabletták (Nikolaou és mtsai, 2007). A vízi élőhelyeken élő, vagy táplálékukat onnan szerző állatok hormonális zavarai napjainkban már közismertek. Számos tanulmány számol be bizonyos hal- és békafajok esetében a nőstények javára eltolódott ivararányokról, vagy hím halak hermafroditává válásáról (Tyler és mtsai, 1996; Mastroianni és mtsai, 2010; Martina és mtsai, 2012). A vitellogenin egy gént és az általa kódolt fehérjét jelenti, mely utóbbi a tojás sárgájában lévő prekurzor fehérje, a génje a halak, hüllők, kétéltűek, madarak, rovarok és a kacsacsőrű emlős nőstény egyedeiben fejeződik ki. A hím halakban kifejeződő vitellogenin az endokrin rendszert zavaró vegyületek jelenlétének molekuláris jelzése lehet (Tyler és mtsai, 1996). Az ösztrogének kis koncentrációkban csak vitellogenin termelést, nagyobb koncentrációban a hímek peterakását is eredményezik (Van Veld és mtsai, 2005). A hormonok a szaporodáshoz kötött viselkedési mintázatokban is szerepet játszanak (Neal, 2000; Martina és mtsai, 2012). Bizonyított tény, hogy a gerincesek embrionális és posztembrionális fejlődése során az ivari bélyegek kialakulásának minden szakaszához meghatározott hormonális üzenet tartozik. Az ivari fejlődést irányító hormonok kis koncentrációban fejtik ki hatásukat. Nem megfelelő üzenet esetén a fejlődés iránya megváltozik. Mindezek alapján kitűnik, hogy a megváltozott irányú fejlődésnek egész életre szóló hatásai vannak (Kortenkamp és mtsai, 2011). Habár az endokrin rendszert zavaró vegyületek problémaköre széleskörben kutatott, az endokrin hatás bizonyítására és felmérésére szolgáló, kiforrott kritériumrendszer és módszeregyüttes jelenleg nem áll rendelkezésünkre. Az Európai Élelmiszerbiztonsági Hivatal (EFSA) 2010-ben létrehozott egy endokrin rendszert zavaró vegyületek értékelésével foglalkozó munkacsoportot, mely ugyan 2013-ban kiadott egy tudományos állásfoglalást az endokrin rendszert zavaró vegyületek hatásának felmérésével kapcsolatban, a tudományos vita és az EU tagállamok hozzászólási lehetősége 2015. január 16-ig nyitva maradt. A végleges EFSA tudományos állásfoglalás jelenleg sem elérhető. Azonban az EFSA Tudományos Bizottsága a 2013-as állásfoglalásában kiemeli a hatás felmérésére szolgáló stratégiák és szabványosított tesztmódszerek fejlesztését, melynek segítségevel adekvát adatokat nyerhetünk az endokrin rendszert zavaró vegyületek beazonosításához és hatásuk felméréséhez. Jelenleg a gerinces tesztorganizmusokat alkalmazó, hormonhatás felmérésére szolgáló módszerek mérföldkövekkel előrébb járnak, mint a vízi gerinctelen szervezeteket alkalmazó módszerek, azonban véglegesített OECD protokoll előbbiek esetében sem elérhető. Az ösztrogén hatás felmérése esetében a gerinctelen szervezeteket alkalmazó módszerek körében egyedül a puhatestűeket alkalmazó teljes és részleges életciklus teszteket említik, melyek az EFSA jellemzése szerint „potenciálisan érzékeny választ adnak, de alkalmazhatóságuk nem megfelelően értékelt” (EFSA, 2013). 1.1.3 Mikro-szennyezőanyagok környezetmenedzsmentje Mint az előzőekben bemutattam, vízkészletek világszerte növekvő szennyeződése az ipari vagy természetes eredetű vegyi anyagok sokaságával napjaink környezetvédelmének egyik legégetőbb problémája, mivel komoly környezeti és humán egészségi kockázatot jelenthetnek. Schwarzenbach és munkatársainak a Science folyóiratban megjelent

18

összefoglalója gyakorlatilag összegzi a mikro-szennyezőanyagok környezetmendzsmentjének szükséges tennivalóit, és három irányból közelíti meg a probléma megoldását, miszerint a cél: ─ kifinomultabb, fejlettebb eszköztár létrehozása ezen mikro-szennyezőanyagok vízi ökoszisztémára és az egészségre gyakorolt hatásának felmérésére; ─ hatékonyabb és egyben gazdaságos kezelési technológiák kidolgozása, valamint ─ olyan környezetbarát termékek és eljárások kidolgozása és alkalmazása, amelyekkel a kritikus vegyületek, hatóanyagok vízi ökoszisztémába történő kibocsátása minimalizálható (Schwarzenbach és mtsai, 2006). A korszerű analitikai-kémiai módszereknek köszönhetően napjainkra lehetővé vált a vizeinkben nyomnyi mennyiségben megjelenő mikro-szennyezőanyagok kvalitatív és kvantitatív meghatározása. Ezen módszerek jelenleg is folyamatos fejlesztés és finomítás alatt állnak. Különösen eredményesek a tömegspektrometria elvén működő berendezések, melyek érzékeny, szelektív és megbízható meghatározást biztosítanak. A mikro-szennyezőanyagok kimutatását célzó monitoring programok, környezeti sors, hatás és a kockázat becslést támogató analitikai és környezettoxikológiai módszerek fejlesztése fő pillérét képezik a fenntartható vízgazdálkodásnak. Miközben egyre érzékenyebb kémiai analitikai módszereket fejlesztenek, a komplexebb és a kölcsönhatások eredőjére választ adó biológiai módszerekből, melyek előrejelzésre és a krónikus hatások mérésére alkalmasak lennének még kevés áll rendelkezése, és ugyanígy nem megfelelő a kockázatcsökkentést célzó különböző eljárások hatékonysága sem, melyekre az 1.1.4 és 1.1.5 fejezetekben térek ki. Ezek a tevékenységek a kiindulópontjai a mikro-szennyezőanyagok környezeti kockázatmenedzsmentjének. Doktori kutatás-fejlesztési munkám kezdeti lépéseit és későbbi irányvonalát is meghatározó CDFILTER (TECH_08-A4/2-2008-0161) pályázat is a vízi környezetben kis koncentráióban megjelenő antropogén eredetű xenobiotikumok környezetmenedzsmentjének főbb tevékenységeit célozta fejlesztéseivel. A 2. ábra a CDFILTER főbb környezetmenedzsment tevékenységeit foglalja össze. A projekt egyik fő környezeti kockázatmendzsment tevékenysége és célja volt xenobiotikumok megkötésére alkalmas nanopórusos szűrőrendszerek előállítása és alkalmazása egyrészt ivóvíz szűrési céllal, másrészt tisztított szennyvizek utókezelésére (Gruiz és mtsai; 2011; Nagy és mtsai, 2014). A kockázatfelmérés keretein belül, a speciális szűrőrendszerek hatékonyságának felmérésében fontos szerepet kapott a kémiai analitika mellett a környezettoxikológia, olyan eljárások továbbfejlesztésével, illetve célszerű adaptálásával amelyek alkalmasak a kis koncentrációban jelenlévő vegyületek és metabolitjaik (másodlagos) káros hatásának kimutatására.

19

KOCKÁZATMENEDZSMENT / CDFILTER XENOBIOTIKUMOK KOCKÁZATMENEDZSMENTJE KOCKÁZATFELMÉRÉS

KOCKÁZATCSÖKKENTÉS

Ciklodextrin-tartalmú szűrőrendszerek - Vízmintavevő szűrő - Ivóvízszűrő - Innovatív szennyvízutótisztítási technológia

Domináns kockázatokat jelentő alkalmazások, kibocsátások és terjedési útvonalak azonosítása, monitoring saját fejlesztésű technológiákkal

2. ábra: A CDFILTER főbb környezetmenedzsment tevékenységei

A CDFILTER projekt kutatási munkájának egyik fő kiindulópontja, célkitűzése majd egyik fő eredménye volt azon potenciális vízszennyező vegyi anyagok összegyűjtése, amelyek újonnan felmerült, hagyományos módokon nem, vagy nehezen mérhető káros biológiai hatásaik miatt környezeti problémákat és egészségkárosodást okozhatnak, elsősorban a vizekben, beleértve a felszíni, a felszín alatti, az ivóvizeket és a szennyvizeket. Kutatómunkánk eredményeként felállítottunk egy prioritási listát, a CDFILTER vegyi anyag listáját, mely 58 vegyületet tartalmaz. A prioritási listát a Mellékletek M2 táblázata mutatja. A prioritási lista összeállításánál a felszíni víz védelme - elsősorban a Duna-specifikus kockázat - kiemelt fontosságú volt. Kiterjedt kutatásaink során főként a párhuzamosan kidolgozott kockázat felmérési keretmetodikára támaszkodtunk, de figyelembe vettük az európai keretprogramok releváns vegyianyag listáit, így az EU által összeállított vegyi anyag prioritási listákat is (Molnár és mtsai, 2013). Kutatási és egyben kísérleti munkámhoz alkalmazott modellkomponensek kiválasztását is meghatározta ez a prioritási lista. Az 1. táblázat a kutatómunkám során vizsgált mikroszennyezőanyagok felszíni vizekben mért koncentrációját mutatja.

20

1. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyagok európai felszíni vizekben mért koncentrációi Modell vegyület Na-diklofenák Paracetamol (acetaminofen) β-ösztradiol β -ösztradiol β -ösztradiol Triklozán Benzofenon (felszíni víz) Benzofenon (üledék) Biszfenol A Dibutil-ftalát nTiO2 Acetoklór Atrazin Diuron Metazaklór Metolaklór Nikotin és származékai

Koncentráció a felszíni vízben < 5 ng/L 2,24–289 ng/L < 5 ng/L < 0,037 ng/L 0,7–4 ng/L 66–184 ng/L 30–190 ng/L 650 ng/g 494 ng/L 0,12–8,8 µg/L 0,53 µg/L 16–47 µg/L 2,8 µg/L 30 µg/L 200 µg/L 16,47 µg/L 6–80 ng/L

Referenciák JDS-2 Kim és mtsai (2012) JDS-2 Esteban és mtsai (2014) Hintemann és mtsai (2006) Esteban (2014) Kotnik és mtsai (2014) Kotnik és mtsai (2014) Maffe és Bustamante (2014) Fromme és mtsai (2002) Sun és mtsai (2014) Maloschik és mtsai (2007) Maffe és Bustamante (2014) Maffe és Bustamante (2014) Kreuger (1998) Maffe és Bustamante (2014) Buerge és mtsai (2008)

A CDFILTER Prioritási Listán túlmenően a vizsgált modell vegyületek kiválasztásánál a vízi környezetben való toxikometriai adataik alapján történő veszélyességi besorolásukat is figyelembe vettük (2. táblázat). 2. táblázat: A vizsgált modell vegyületek vízi szervezetekkel kapcsolatos veszélyességi besorolása az Európai Parlament és a Tanács az anyagok és keverékek osztályozásáról, címkézéséről és csomagolásáról szóló 1272/2008/EK rendelete alapján. Modell vegyület Diklofenák Paracetamol Metamizol-Na 17β-ösztradiol Triklozán Biszfenol A Dibutil-ftalát 3,4-diklór-fenol Acetoklór Atrazin Diuron Metazaklór Metolaklór Nikotin

Veszélyességi osztály vízi krónikus 1 vízi krónikus 3 vízi krónikus 3 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi krónikus 2 vízi akut 1, vízi krónikus 2 vízi krónikus 2 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 1 vízi akut 1, vízi krónikus 2

*H400 Nagyon mérgező a vízi élővilágra. *H410 Nagyon mérgező a vízi élővilágra, hosszan tartó károsodást okoz. *H411 Mérgező a vízi élővilágra, hosszan tartó károsodást okoz. *H412 Ártalmas a vízi élővilágra, hosszan tartó károsodást okoz. *H413 Hosszan tartó ártalmas hatást gyakorolhat a vízi élővilágra.

21

Figyelmeztető mondatok* H410 H412 H412 H400, H410 H400, H410 H411 H400, H411 H411 H400, H410 H400, H410 H400, H410 H400, H410 H400, H410 H400, H411

Schriks és munkatársai (2010) szintén különböző felszíni-, felszín alatti- és ivóvízben megjelenő mikro-szennyezőanyagok 50 vegyületből álló prioritási listáját készítették el a következő kritériumrendszer alapján: (i) a felmerülő lehetséges toxikus tulajdonság, (ii) potenciálisan alacsony eltávolíthatóság a szennyvízkezelés során, (iii) a szakirodalomban való megjelenés és (iv) a felszíni-, felszín alatti- és ivóvizekben való előfordulás. Első lépésben törvényi szabályozáson alapuló határértékeket gyűjtöttek össze különböző ivóvíz irányelvekből; mindössze 10 prioritási listán szerepló vegyület esetében találtak hivatalos határértéket. Abban az esetben, ha ilyen adat nem állt rendelkezésre az ADI (Acceptable Daily Intake: megengedhető napi beviteli mennyiség) és TDI (Tolerable Daily Intake: az elviselhetőnek tartott tolerábilis napi dózis) értékekből átmeneti határértékeket származtattak, majd ezeket összehasonlították a környezetben és ivóvízben mért legmagasabb koncentrációkkal, ezzel egy ún. referencia-szint hányadost állapítottak meg. Az általuk közölt környezeti koncentrációk főként a Rajna és Maas folyó medrében az áramlási irányba menő vízben mért maximum koncentrációk az elmúlt évtized szakirodalmából. Az ivóvízben mért koncentrációk elsősorban holland vízkezelő cégektől származnak. Az 50 vizsgált mikroszennyezőanyag felszíni- és felszín alatti vizekben mért koncentrációja a 0,0071−12,2 µg/L, míg az ivóvízben a 0,002−9 µg/L tartományba esett. Schriks és munkatársainak (2010) prioritási listáján szerepel pl. az 1,4-dioxán, acetil-szalicilsav, dietil-ftalát, diuron és metoprolol. A prioritási listán szerepelő vegyületek egyikének referencia-szint hányadosa sem haladja meg az 1 értéket. A három, legnagyobb referencia-szint hányados értéket eredményező vegyület, mely humán egészség szempontjából leginkább aggályokat vet fel az 1,4-dioxán, karbamazepin és perfluoro-oktán-szulfonát volt. A vízi ökoszisztémákban megjelenő mikro-szennyezőanyagok nagy része a nem megfelelő hatékonyságú szennyvízkezelésnek köszönhető. A hagyományos szennyvíztisztítási technológiák nem alkalmasak az említett vegyületek többségének hatékony eltávolítására, gyakran változatlanul kerülnek ki a tisztítóművekből.

1.1.4 A kockázatcsökkentés lehetőségei – konvencionális és innovatív szennyvízkezelési eljárások mikro-szennyezőanyagok eltávolítására A konvencionálisan alkalmazott szennyvízkezelési eljárásoknak több okból is kihívás a mikro-szennyezőanyagok eltávolítása. A mikro-szennyezőanyagok koncentrációja jóval kisebb a kezelendő szennyvízben, mint azoké a makro-szennyezőanyagoké (szén, nitrogén- és foszfor- vegyületek), melyek eltávolítását célozzák a hagyományos eljárások (Petrie és mtsai, 2015). Ezen kívül széles spektrumú az eltávolítandó vegyi anyagok skálája, különös tekintettel kémiai tulajdonságaikra (oldhatóság, illékonyság, adszorpciós és abszorpciós képesség, biodegradálhatóság, polaritás és stabilitás), melyek nagyban befolyásolják a szennyvíztisztító telepeken való viselkedésüket és sorsukat. Azonban a legalapvetőbb probléma az a tény, mi szerint egész egyszerűen a hagyományos eljárásokon alapuló szennyvíztisztító telepek nem a vizeinkben előforduló mikro-szennyezőanyagok, hanem alapvetően szén, nitrogén és foszfor vegyületek eltávolítására lettek tervezve (Verlicchi és mtsai, 2010).

22

Számos tanulmány foglalkozott a szennyvíztisztító telepekre bekerülő gyógyszerhatóanyagok és személyes ápolási termékek sorsával elsősorban az eltávolítási hatékonyságra fókuszálva hagyományos és korszerűsített kezelési eljárások esetén. Deblonde és munkatársai (2011) 45 különböző nemzetközileg elismert tanulmány felhasználásával átfogó elemzést készített szennyvíztelepek befolyó és tisztított elfolyó vízét illetően. Összesen 55 vegyület 222 mérési eredménye került elemzésre az 1997 és 2010 között mért és rendelkezésre álló adatokból. A szennyvíztisztító telepeken jelenleg konvencionálisan alkalmazott szennyvízkezelési technológiákkal a pszichoaktív és antidepresszáns vegyületek 90–100%-át, az antimikrobiális szerek, biszfenol A, ftalátok és kozmetikai hatóanyagok 70– 80%-át, a lipid szabályozók, antibiotikumok, β-blokkolók és vízhajtók 50–60-át, míg a kontrasztanyagok, fájdalomcsillapítók és gyulladáscsökkentő szerek 30–40%-át sikerült eltávolítani. A kutatásaimban kiemelt vegyületek esetében pedig a következő volt az eltávolítás hatásfoka; Na-diklofenák: 35%; ibuprofén: 74%, koffein: 97%, triklozán: 77%, biszfenol A: 71%. Oulton és munkatársai (2010) 40 publikáció közel 1500 adatát dolgozták fel körülbelül 140 különböző mikro-szennyezőanyagot illetően, melynek során félüzemi és üzemi léptékű szennyvízkezelési technológiák hatékonyságát elemezték. Irodalmi adatok alapján megállapították, hogy a hagyományos, harmadlagos kezelést nélkülöző eljárások eltávolítási hatékonysága feltételezhetően nem haladja meg a 90%-ot. Habár a 90% megfelelően magas értéknek tűnik, érdemes megfontolni, hogy a befolyó szennyvízben 100 µg/L koncentrációban jelen lévő szennyezőanyag 90%-os eltávolítása 10 µg/L szermaradékot eredményez, amely nagyságrendű koncentráció káros hatást fejthet ki a vízi élőlényekre. Példának okáért a triklozán 0,012–1,5 µg/L koncentráció tartományban csökkentette az őshonos algafajok diverzitását egy kansasi szennyvíztisztító telep befogadó felszíni vízéből vett mintáiban (Wilson és mtsai, 2003). Az elsődleges kezelés hatékonyságát vizsgáló esettanulmányok száma korlátozott, ugyanis az ivóvízkezelési eljárások eredményei alapján a PPCP vegyületek eltávolítása relatíve jelentéktelen ebben a fázisban. Carballa és munkatársai (2004) általánosságban 20%nál kisebb eltávolítási hatékonyságot állapítottak meg az elsődleges kezelés esetén, kizárólag erősen hidrofób vegyületek eltávolítása haladta meg a 20%-ot, mely elsősorban a szilárd lebegő anyaghoz való szorpció, majd ezen lebegő anyag koagulációja, flokkulációja vagy ülepedése révén valósul meg. A 3. ábra az Oulton és munkatársai (2010) által készített átfogó tanulmányban elemzett különböző eljárások mikro-szennyezőanyag eltávolítási hatékonyságát szemlélteti a befolyó és elfolyó szennyvizek koncentrációját összehasonlítva, melynek alapján megállapítható, hogy a mikro-szennyezőanyagok szennyvízből való eltávolítására legígéretesebb harmadlagos technológiák az ózonizálás és a reverz ozmózis.

23

3. ábra: A PPCP vegyületek eltávolítását célzó szennyvízkezelési eljárások hatékonyságának összehasonlítása (Oulton és mtsai, 2010)

Összefoglalásképpen általánosságban elmondható, hogy a jelenleg konvencionálisan alkalmazott szennyvíztisztítási eljárásban a testápolószerekben (PCP: Personal Care Product) előforduló vegyületek eredeti vagy részleges biológiai átalakítás során módosult formája a szennyvízbe kerül, majd nagy része áthalad a szennyvíztisztító telepen, ezután a szennyvíztisztító telep közelében található befogadó felszíni vízmátrixba kerül. A PCP vegyületek lehetséges sorsa a biológiai szennyvíztisztítás során a mineralizáció CO 2-dá és vízzé, a szennyvíz-iszapban való megkötődés, valamint a környezetbe való kijutás eredeti, vagy biodegradáció által módosult termékként, potenciális környzeti kockázatot jelentve (Jiang és mtsai, 2013). 1.2 Környezettoxikológia A környezettoxikológia egy interdiszciplináris tudomány, mely különböző kémiai anyagok egyedi organizmusokra vagy összetett közösségekre kifejtett káros hatását vizsgálja. 1.2.1 A környezettoxikológia és jelentősége A környezettoxikológia magában foglalja, mind az ökotoxikológiai, mind a humán toxikológiai vonatkozásokat, azaz tárgykörébe az ökoszisztémán keresztül az emberre gyakorolt káros hatások is beletartoznak. A természetes, vagy épített környezetre kifejtett valószínűsíthető kár, a káros hatás mibenléte és mértéke, valamint a kémiai anyag környezeti sorsa és viselkedése ismeretében előre jelezhető. A környezettoxikológiai tesztekből nyert eredmények alapján egy bizonyos kémiai anyag környezetre gyakorolt hatását becsüljük meg, mely a kémiai anyag szerkezetéből, immanens fizikai-kémiai, biológiai tulajdonságaiból, ezen kívül környezeti sorsából származik, de elsődleges abbéli tulajdonságából, melynek köszönhetően hátrányosan befolyásolni képes különböző élő organizmusokat. A valós hatás a kémiai anyag és a környezet közti kölcsönhatáson alapszik (Gruiz, 2015). Az ökotoxikológia tesztekkel az ökológiai rendszerek bármely szintjén vizsgálódhatunk, a molekuláris szinttől az egyed és a közösségek szintjén keresztül a teljes ökoszisztémáig.

24

Az ökotoxikológiai eljárások biológiai szerveződési szint alapján lehetnek tehát individuális módszerek, ezek az egyed vagy organizmus szintű vizsgálatok, míg a szupraindividuális módszerek a populáció, társulás, életközösség szintjén tanulmányozzák a hatásokat. Ahogy haladunk az összetettebb rendszerek, magasabb szintű vizsgálatok irányába, úgy nő a környezeti relevancia, ugyanakkor csökken a specifikusság és a reprodukálhatóság (Gruiz és mtsai, 2001; Connon és mtsai, 2012; Gruiz, 2015). A molekuláris szintű kölcsönhatás következménye megjelenik magasabb szinteken; akár az organizmus, a populáció, a közösség vagy a teljes ökoszisztéma szintjén megjelenő válaszok bármelyikét értelmezhetjük ökotoxikológiai teszt mérendő paramétereként (4. ábra). Ilyen mérési végpont lehet a konvencionálisan gyakran alkalmazott letalitás, immobilitás, szaporodóképesség, vagy akár szubletális hatások (például mozgás, táplálkozási aktivitás), melyekre a későbbiekben részletesebben kitérek.

4. ábra: Ökotoxikológiai eljárások biológiai szerveződési szint alapján mérési végpontokkal (Kim és mtsai, 2015 nyomán)

A mérhető végpont eredménye alapján gyakran általában származtatott értékeket, használunk fel a kockázat mértékének megállapításához, döntések előkészítéséhez; ez az adott teszt számítással meghatározott vizsgálati végpontja. A környezettoxikológiában kétféle módon határozhatunk meg vizsgálati végpontokat. Egyrészt a hipotézisen alapuló módszerrel ún. NOEC (az a legnagyobb koncentráció, amelynek nincs megfigyelhető hatása), LOEC (az a legkisebb koncentráció, amelynek hatása már megfigyelhető) vagy MATC (maximális, még megengedhető koncentráció) értékeket határozhatunk meg. Míg a pontbecslésen alapuló módszerrel LC (Lethal Concentration: letális koncentráció), EC (Effect Concentration: hatásos koncentráció) és IC (Inhibition concentration: gátló koncentráció) értékeket határozhatunk meg. 25

Az LC, EC és IC értékek esetében általában a 10, 20 és 50% mértékű hatást okozó koncentrációt állapítjuk meg (van Leeuwen és Vermeire, 2007; Warne és van Dam, 2008). A nem környezettoxikológusok számára a káros hatást nem okozó koncentráció (NOEC) elnevezés meglehetősen félrevezető lehet. Definícója szerint egy környezettoxikológiai tesztben a NOEC a legnagyobb koncentráció, amely nem okoz szignifikáns toxikus hatást p ≤ 0,05 szignifikancia szinten a kontrollhoz képest, azonban ebből nem következik, hogy semmilyen toxikus hatást nem okoz. Általában a biológiai hatás mértéke melyet a NOEC okoz 10 és 30% között változik (US EPA, 1991; Hoekstra és Van Ewijk, 1993a; Moore és Caux, 1997) és nyilvánvalóan a LOEC érték még erősebb toxikus hatást eredményez. Ugyanakkor fontos megjegyezni, hogy a NOEC igenis megbízható paraméter lehet egy vegyi anyag toxikus hatást nem mutató koncentrációjának megállapításánál, amennyiben az adott tesztet számos ismétlésben, megfelelő precizitással, szisztematikusan végezték el (Warne és van Dam, 2008). A NOEC és LOEC értékeket általában a variancia analízist követő többszörös összehasonlítást végző statisztikai tesztekkel határozzuk meg arra keresve a választ, hogy a különböző kezelések hatásai közül melyik tér el szignifikánsan a kontrolltól. Az általánosan alkalmazott valószínűségi küszöbérték, melyet a statisztikai szignifikancia meghatározására alkalmazunk 0,05. A NOEC és LOEC értékek alkalmazása a környezettoxikológiában és különösen szabályozási szempontból erősen bírált számos tudományos munkában (Hoekstra és Van Ewijk, 1993a; Noppert és mtsai, 1994; Chapman és mtsai, 1996; Murrell és mtsai, 1998; OECD, 1998; Pires és mtsai, 2002; Warne és van Dam, 2008; Fox és mtsai, 2012). Laskowski (1995) az elsők között hívta fel a figyelmet a NOEC és LOEC használatának hátrányaira, és a vita jelenleg is tart (Kooijman, 1996; Environment Canada, 2007; Fox, 2009). Azonban a kritikák ellenére jelenleg is alkalmazott környezettoxikológiai végpontok. Továbbá a nemzetközi szabályozási és engedélyeztetési protokollok nem csak alkalmazzák, de meg is követelik ezen adatok szolgáltatását egy vegyi anyag hatásának felmérésehez (Murado és Pietro, 2013). Felmerül a kérdés, hogy mindezek ellenére miért határoznak meg a környezettoxikológusok manapság is NOEC és LOEC értékeket, valamint a szabályozásért felelős szervek miért fogadják még mindig el ezen paraméterek alkalmazását. Az ok a NOEC és LOEC értékek limitációjának, és a meghatározásukra alkalmazott statisztikai módszerelméletek ismeretének hiányában rejlik. Továbbá eddig egyetlen tudományos szervezet sem jelentette ki kategorikusan a NOEC és LOEC értékek használatának elvetését. A probléma egyrészt a NOEC és LOEC elnevezések félrevezető voltában rejlik, másrészt a meghatározásukra alkalmazott számítási módszer alkalmatlanságában és a statisztikai próbák invaliditásában (Warne és van Dam, 2008; Murado és Pietro, 2013). A környezettoxikológia a környezeti kockázatfelmérés egyik pillére, a környezeti kockázat meghatározásához szükséges alapvető adatokat szolgáltatja, vagyis a vegyi anyag hatására vonatkozó információkat. A vegyi anyag hatásán, a dózis-válasz illetve a koncentráció válasz összefüggés ismerete alapján meghatározható károsan még nem ható környezeti koncentráció, a PNEC érték (Predicted No effect Concentration). Ezen az értéken kell alapulniuk a környezetminőségi kritériumoknak és a határértékeknek is (Gruiz és mtsai, 2001). 26

1.2.2 A környezettoxikológia irányvonalai és aktuális kihívásai Az ökotoxikológiai szemléletmód az 1980-es évekbe került előtérbe, majd az 1990-es években már széles körben alkalmaztak mikrobiológiai teszteket. Peter Calow Handbook of Ecotoxicology c. könyvében 1997-ban ismerteti az ökotoxikológiai alapjait és megadja az ökotoxikológia definícióját: „olyan tudomány terület, mely a már ismert és az új szennyezőanyagokat, és azok környezetre gyakorolt ökológiai hatását tanulmányozza”. A 2000-es években pedig már az ökotoxikológia és ezzel együtt a környezettoxikológia is kiemelt szereppel bír a környezetmendezsmentben. Az utóbbi években a genomika ugrásszerű fejlődésével teret hódít két új terület a toxikogenomika és az ökotoxikogenomika. Az ökotoxikológia, ökogenomika, toxikogenomika és az ökotoxikogenomika kapcsolatrendszerét az 5. ábra szemlélteti.

ÖKOLÓGIA Ökogenomika

Ökotoxikológia

ÖKOTOXIKOGENOMIKA

GENOMIKA

TOXIKOLÓGIA

Toxikogenomika 5. ábra: Az ökotoxikogenomika fogalmi rendszere. Az elsődleges mezőket a zöld nyilakkal összekötve interdiszciplináris mezőket alkotnak, a kék nyilak azon eszközöket vagy tudást jelölik, melyeket integrált multidiszciplináris adathalmazok feldolgozására alkalmazhatunk, mint pl. ökológiai tanulmányok, genomikai eszközök és toxicitási tesztek. (Kim és mtsai, 2015 nyomán)

A toxikogenomika a toxikológia új ága, mely egy sejt vagy szövet toxikus vegyi anyagra adott válasza következtében megjelenő gén- és fehérjeaktivitással kapcsolatos információk gyűjtésével, interpretációjával és tárolásával foglalkozik. A toxikus hatás mögötti molekuláris mechanizmusokat igyekszik feltárni, kapcsolatot találni a toxikus hatás és molekuláris biomarkerek között, melyek segítségével korai stádiumban előre jelezhető a toxikus hatás az orvostudományi és a környezetvédelmi gyakorlatban egyaránt. Az ökotoxikogenomika a genomika integrációja a vízi és szárazföldi ökotoxikológiába, gyors megjelenése a genomika dinamikus fejlődésének köszönhető. Mind a toxikogenomika, mind az ökotoxikogenomika a mechanisztikus irányvonalat képviseli, a molekuláris szintű paramétereket vizsgálja. A környezeti szennyezőanyagoknak való kitettség következtében a nem-cél organizmusokban végbemenő gén- és fehérje expresszió szintjén detektálható válasz vizsgálatának tudománya (Snape és mtsai, 2004; Iguchi és mtsai, 2007; Gruiz, 2015; Wernerssoon és mtsai, 2015). 27

Az utóbbi évek kiemelt ökotoxikológiai kutatási irányaihoz tartozik a mikroszennyezőanyagok hatásának kutatása is, együtt az előbbiekben vázolt új részterületeivel a környezettoxikológiának. A mikro-szennyezőanyagok napjaink környezeti stressz-tényezőjét is jelentik, és kiemelt szerepet kapnak mind az ökotoxikológiai, mind ökotoxikogenomikai kutatásokban (Schwarzenbach és mtsai, 2006; Milinki, 2013). Doktori munkámban elsősorban a mikro-szennyezőanyagok egyed szintű ökotoxikológiai vizsgálatával, és az azokban rejlő lehetőségekkel foglalkoztam, a következő fejezetben ezen területen belül a szubletális hatásokkal foglalkozom. Az 1.3 fejezetben pedig az egyes modellrendszerekkel kapcsolatos új kutatási eredményeket ismertetem PhD dolgozatom témájához kapcsolódva. 1.2.2.1 Szubletális hatások és mérési végpontok a környezettoxikológiában Általánosan elmondható, hogy a szubletális hatások megjelenése megelőzi a letális hatásokat, és jóval alacsonyabb koncentrációk esetén manifesztálódnak (Gerhardt, 1996; McWilliam és Baird, 2002). A mikro-szennyezőanyagok folytonos megjelenése a vízi ökoszisztémában kis koncentrációkban (ng/L–µg/L), valamint szabványosított környezettoxikológiai tesztekkelt mért csekély hatásuk arra enged következtetni, hogy káros hatásukat nagy eséllyel alábecsüljük (Barata és mtsai 2008). A mikro-szennyezőanyagok megfelelő kockázatbecslése kihívást jelent a környezettoxikológia fundamentális koncepcióját és módszereit tekintve. A gyógyszerhatóanyagok receptor-mediált toxikodinamikai tulajdonságai szubletális hatásokat válthatnak ki nem-cél organizmusok homológ receptorain keresztül. Napjainkban nemcsak a humán toxikológia, hanem a környezettoxikológia területén is alternatív tesztek, érzékeny innovatív végpontok kifejlesztése a cél. Ez fokozottan érvényes az állati tesztorganizmusokat alkalmazó környezettoxikológiai eljárásokra is. Ezek az új, vagy továbbfejlesztett módszerek többlet információt szolgáltatnak a hagyományos végpontokhoz (letalitás, szaporodásgátlás) képest, akár fiziológiai hatások jellemzésével, akár például bizonyos biomarkerek jelenlétének kimutatásával. A biomarker enzimek jelenléte például szoros kapcsolatban van az élőlények életfunkcióival, így érzékenyebbek lehetnek, gyorsabban adhatnak választ a különböző szennyezőanyagok hatásaira. Az ösztrogén hatások kimutatása olyan új környezettoxikológiai módszerek kidolgozását igényelte, mint pl. a vitellogenin kimutatása halakban (Tyler és mtsai, 1996). A hormonhatást kiváltó vegyületekhez hasonlóan a nano-részecskék speciális tulajdonságaik révén interakcióba léphetnek specifikus receptorokkal. A hormézis jelensége még szintén kutatás tárgyát képezi a mikro-szennyezőanyagokkal kapcsolatban, és az sem kizárt, hogy még tovább bonyolítja a hatás felmérését és a törvényi szabályozást. A US EPA a jelenlegi vízi kritériumrendszer felülbírálatát szorgalmazza a mikro-szennyezőanyagoket illetően az ún. Clean Water Act (Tiszta Víz Törvény) égisze alatt. Az Európai Gyógyszerügynökség az akut környezettoxikológiai tesztek használatának felülvizsgálatát, valamint új, érzékenyebb szubletális végpontokkal való helyettesítését és krónikus tesztekkel való kiegészítését szorgalmazza (SETAC, 2009). Szintén a szubletális végpontok jelentőségét hangsúlyozzák Groh és munkatársai (2015) összefoglaló cikkükben, ahol ezen végpontok integrálását javasolják a kockázatfelmérési irányelvekbe, a finomabb hatások egyed szintű és populáció fittnesszre gyakorolt tanulmányozásával, felderítésével. 28

Ilyen szubletális innovatív végpontok lehetnek például a T. pyriformis stressz válaszának (Zhang és mtsai, 2012) és hőtermelésének (Beermann és mtsai, 1999) vizsgálata; az egysejtű makronukleuszának DNS-tartalma, mint mérési végpont (Stefanidou és mtsai, 2008); fiziológiai válasz kutatás az egysejtű ATP-tartalmán és savas foszfatáz aktivitásán keresztül (Nicolau és mtsai, 2004). Daphnia fajok esetén a táplálkozás-aktivitás változásának vizsgálata (Barata és mtsai, 2008; Pablos és mtsai, 2015), illetve az ún. mikrobiotesztek alkalmazása van terjedőben. Lovern és munkatársai (2007) különböző viselkedési és fiziológiai mérési végpontokat alkalmaztak D. magna tesztorganizmus esetében szén-nanocsövek és nano titán-dioxid toxicitásának jellemzésére, mint pl. az ugráló mozgás gyakorisága, táplálkozás-aktivitás, hasi örvénylő mozgás és a szívritmus. A L. minor apró békalencsével való tesztelés esetében a hagyományosan alkalmazott levélkeszám, száraz vagy nedves biomassza tömeg végpontokhoz képest újabb mérési végpontnak tekinthetjük a klorofill tartalom vagy a gyökérhossz meghatározását (Gopalapillai és mtsai, 2014). További szubletális végpontokra sorakoztatok fel példákat az 1.3 fejezetben. 1.2.2.2 Nanoanyagok ökotoxikológiája – nanoökotoxikológia Az ökotoxikológián belül a nanoökotoxikológia az utóbbi években kezdte térhódítását. Mivel kutatási munkámban is kiemelt szerepet kap a nanoanyagok ökotoxikológiája, szakirodalmi hátterével is részletesebbben foglalkozom. Napjaink egyre fejlődő nanotechnológiai megoldásai lehetővé teszik számunkra, hogy atomi méretekben befolyásoljuk az általunk létrehozott anyagi struktúrák elrendezését, ezzel szinte korlátlan lehetőségeket nyitva meg kutatóink előtt új gyógymódok, terápiás eszközök, gyártástechnológiák és alkalmazások kifejlesztésére. A nanotechnológia ugrásszerű térhódításával együtt jár a nanorészecskék környezetbe kerülése. Azonban számos esetben nem történik meg az újonnan előállított anyagok, és rendszerek in vivo és in vitro hatástani vizsgálata, annak ellenére, hogy ezen anyagok környezetbe való kikerülése elkerülhetetlen, és hatásukat (gyakran káros hatásaikat) kifejtik az ökoszisztémára, a benne élő szervezetekre és az emberre egyaránt. Éppen ezért szükséges ezeknek az anyagoknak és kölcsönhatásaiknak a minél pontosabb megismerése (Pándics, 2008; Jiang és mtsai, 2009; Bhatt és Tripathi, 2011). Sok esetben már eddig is használt anyagokról van szó, melyeken módosításokat hajtottunk végre az új lehetőségek birtokában, mint például a mikrostruktúra megváltoztatása vagy a szemcseméret csökkentése. Hajlamosak vagyunk elsiklani a tény fölött, hogy ha az anyagok kémiai összetételét nem is változtattuk meg, mégis jelentős hatásbeli különbségeket értünk el nem csak pozitív, de negatív hozadékokkal is. A mikrostruktúra és a szemcseméret drasztikus megváltozásának köszönhetően megváltozik az anyagok katalitikus aktivitása és a biológiai rendszerekbe való bejutás lehetősége (Farré és mtsai, 2008). A nanorészecskék tulajdonságai és a normál részecskék tulajdonságai közötti különbséget két fontos hatáscsoport okozza: a felületi hatások és a kvantumhatások, melyek nagyban befolyásolják az anyagok reaktivitását, mechanikai, optikai, elektromos és mágneses tulajdonságait. A méret csökkenésével párhuzamosan megnő a fajlagos felület és a fajlagos részecskeszám, ez okozza a felületi hatásokat. A fajlagos felület növekedésével nő az adott vegyület katalitikus aktivitása, vagy hordozó képessége adszorbensként (Buzea és mtsai, 29

2007). A humán egészségügyi alkalmazások fejlesztése a nanoanyagok alkalmazásának legtöbbet kutatott és legígéretesebb területe. Egyre nagyobb mennyiségben használnak nanoanyagokat a diagnosztikában (képalkotó eljárások) és a terápiás eljárásokban (gyógyszerhatóanyagok célba juttatása) egyaránt (Gellein és Syversen, 2009). A nanoanyagok viselkedése különböző környezeti elemekben – vizek, talajok, üledékek – sok fizikai-kémiai tényező és folyamat függvénye, amelyek mind befolyásolják az adott anyag környezettoxikológiai hatásait. Ezek közé tartozik a már említett aggregációs tulajdonság, vagy a képesség stabil diszperzió képzésére. Figyelembe kell venni a részecskék alakjának, méretének, felületének, felületi töltésének hatását az aggregációs tulajdonságokra és az ökotoxicitásra. Fontos tényező a nanoanyagok adszorpciós képessége különböző felületekre, beleértve a mikroorganizmusok sejthatároló felületeit. Végül figyelembe kell vennünk más abiotikus faktorok hatását az előzőekre, mint a pH, az ionerősség, a vízkeménység és a természetesen jelenlévő szerves anyagok (Handy és mtsai, 2008; Bhatt és Tripathi, 2011). Az előzőleg említett tulajdonságok figyelembevételével, az alábbi fontos következtetések vonhatóak le: a legtöbb ipari előállítású nanoanyag viselkedése és életútja jelentősen eltér tengervízben és édesvízben, így valószínűleg környezettoxikológiai hatásaik is jelentősen különböznek. Szerves anyagok jelenléte, a pH változása, és kationok (pl.: Ca2+) jelenléte jelentősen befolyásolja az édesvízben található nanoanyagok ökotoxicitását. Az adszorpció és az aggregáció jelensége nagy helyi koncentrációkat idézhet elő (pl.: üledékekben, biofilmekben, vagy felületi mikrofilmekben), így a környezeti kitettség nem homogén az egyes környezeti elemekben. Adszorpciós képességeiknél fogva felületi toxicitást fejthetnek ki mikroorganizmusokra anélkül, hogy bekerülnének a szervezetükbe (Handy és mtsai, 2008; Bour és mtsai, 2015). A nanoanyagok folyamatosan növekvő gyártása és használata következtében környezeti hatásuk növekedése elkerülhetetlen. Több tanulmány hívja fel a figyelmet arra, hogy használatukban rejlő potenciális előnyöket át kell gondolni, figyelembe véve lehetséges káros hatásukat az ökoszisztémára és az emberi egészségre egyaránt. Mivel a környezeti kockázatfelmérés hatás és expozíció alapú, a nanoanyagok környezeti kockázatbecslése számottevő mennyiségű adatot igényel a roppant mennyiségű különböző nanoanyag fajtának ökotoxicitásáról (Oberdorster és mtsai, 2005; Uyar és mtsai, 2008; Jiang és mtsai, 2009). A nanoanyagokat csoportosíthatjuk méretük, morfológiai tulajdonságaik, összetételük, homogenitásuk és aggregációs állapotuk alapján. Már igen kis morfológiai változások merőben befolyásolhatják az adott nanoanyag fizikai-kémiai tulajdonságait, éppen ezért elengedhetetlen minden egyes módosulat toxikus hatásának vizsgálata (Buzea és mtsai, 2007). A pH, ion koncentráció és az alkalmazott tesztközegben jelen lévő szervetlen sók, melyek feltétlenül szükségesek az adott tesztorganizmus tenyésztéséhez befolyásolhatják a nanoanyagok aggregálódását és kiülepedését a tesztközegben (Behra and Krug, 2008; Klaine és mtsai, 2008, Auroja és mtsai, 2009; Nowack, 2009; Kahru and Dubourguier, 2010; Nur és mtsai, 2015). Az ökotoxikológiai tesztekben a nanoanyagok heterogén tulajdonságai (pl. részecskeméret, koncentráció, felületkémia, alak, fajlagos felület, hidrofilitás) és az alkalmazott tesztközegek eltérő fizikai-kémiai tulajdonságai (pH, ionerősség, szerves anyag tartalom) miatt minden esetben szükséges volna a vizsgált nanoanyag jellemzése, hiszen a 30

kémiai és fizikai-kémiai tulajdonságok alapvetően meghatározzák a molekuláris szintű kölcsönhatásokat (Menard és mtsai, 2011; Minetto és mtsai, 2014). Következésképpen a környezettoxikológiai eredményeket minden esetben a megfelelően részletes fizikai-kémiai eredményekkel volna szükséges közölni (Minetto és mtsai, 2014; Silva és mtsai; 2015). Jelenleg is vita tárgyát képezi a nanoanyag-jellemzők interpretálásának szükségessége környezettoxikológiai tanulmányokban (Bouwmeester és mtsai, 2011), annak ellenére, hogy ezekkel együtt értékelhetőek csak megbízhatóan a hatások a tesztrendszerekben. Jellemzési módszerek széles skálája áll rendelkezésünkre, habár a nanoanyagok jellemzése nem csak kihívásokkal teli feladat, hanem fejlett és legtöbbször költséges módszereket igényel (Haselöv és Kaegi, 2009). Ezen kívül a módszer, mellyel a vizsgálatot végezzük, módosíthatja a nanorészecskék fizikai-kémiai paramétereit (von der Kammer és mtsai, 2012). A Mellékletek M3 táblázata az általam alkalmazott tesztorganizmusok esetében fellelhető, különböző tulajdonságú nTiO2 részecskék ökotoxikológiai hatását vizsgáló tanulmányok eredményeit foglalja össze. A táblázat adatai is jól szemléltetik, hogy bár számos tanulmány született, de jelenlegi tudásunk hiányos a nanoanyagok akut ökotoxicitásával kapcsolatban, a jelenleg elérhető adatok többsége csak édesvízi fajokra található meg, és elsősorban konvencionálisan alkalmazott végpontokkal, főként a mindennapos környezettoxikológiai tesztelés során alkalmazott tesztorganizmusokra (Daphniák és halak). Annak érdekében, hogy kielégítő képet nyerjünk a nanoanyagok környezetre gyakorolt hatásáról, több teszteredményre lenne szükségünk tengeri és szárazföldi gerinces fajokkal. A szárazföldi növényekkel és vízi makrofita fotoszintetizáló tesztorganizmusokkal végzett tesztek eredményei szintén hiányoznak (Handy és mtsai, 2008; Menard és mtsai, 2011). Az elmúlt két évtizedben kiterjedt kutatások foglalkoznak a nanorészecskék különböző ökoszisztémákra gyakorolt hatásának kockázatbecslésével. Ezek a kutatások jelenleg is gyerekcipőben járnak. Számos probléma vár megoldásra. Erős ellentmondások találhatóak különböző szerzők kutatási eredményei között, amely főként a nanorészecskék speciális tulajdonságainak köszönhető. A problémakörbe bele tartozik a nanoanyagok vízben való diszpergálása, ugyanis ez majdnem lehetetlen különböző adalékanyagok hozzáadása nélkül, mely befolyásolhatja az ökotoxikológiai tesztek eredményét. A fent említett tényekből arra következtethetünk, hogy a nanorészecskék természetes vizeinkben aggregálódni fognak, így ha ökológiailag reális hatásukat kívánjuk vizsgálni, természetesen aggregálódott szennyezőanyag formákat (is) tanácsos alkalmazni (Farré és mtsai, 2008; Minetto és mtsai, 2014). 1.3 A vizsgált modellrendszerek főbb jellemzői – helyzetfelmérés a kutatás-fejlesztés területén Kutatási munkám során a vízi ökoszisztéma különböző trofikus szintjeiről származó tesztorganizmusokat alkalmaztam felszíni vizeinkben kis koncentrációban megjelenő mikroszennyezőanyagok hatásának tanulmányozására elsősorban szubletális végpontokkal. Ezek közül kiemelt szerepet kapott az alábbi három ökotoxikológiában kedvelt modellorganizmus: Tetrahymena pyriformis állati egysejtű, Daphnia magna vízibolha és Lemna minor apró 31

békalencse. A következőkben ismertetem a három modellorganizmus főbb jellemzőit, valamint környezetoxikológiai alkalmazásuk kutatásaim szempontjából jelentősebb szakirodalmi eredményeit. Mivel a nano titán-dioxid átfogó környezettoxikológia jellemzéséhez az Aliivibrio fischeri tengeri biolumineszcens baktériumot és egysejtű édesvízi algákat is alkalmaztam, egy külön fejezetben röviden ezeket a tesztorganizmusokat is bemutatom. 1.3.1 Mikro-szennyezőanyagok tesztorganizmussal

toxicitásának

jellemzése

Tetrahymena

pyriformis

Állati egysejtű fajokat elterjedten alkalmaznak vízi ökoszisztémák vizsgálatára. Az egyik legelterjedtebben alkalmazott a Tetrahymena pyriformis édesvízi csillós egysejtű faj, amelynek jelenléte jól jelzi (tükrözi) a konkrét vízi környezet egészségi állapotát. Sejtjének felületét 18 párhuzamos sorban elhelyezkedő csillók ezrei borítják (Sauvant és mtsai, 1999). A protisztákban a csillós mozgás nem kizárólag helyváltoztatásra szolgál, hanem táplálkozásra is egyaránt (Kovács és mtsai, 1996), ezen kívül immunológiai válaszok detektálására is alkalmas folyamat (Gerhardt és mtsai, 2010). A szájmező mentén elhelyezkedő speciális csillók folyadékáramlást hoznak létre, mely a szájmező felé tereli a tápközegben lévő anyagokat. A szájmező bal oldali részén három kisebb csillókkal borított membrán található, mely az óramutató járásával megegyező irányba hajlik a sejtszáj (cytostoma) felé. Ennek a csillós struktúrának a koordinált mozgásának köszöhetően szállítódnak a táplálék részecskék a szájmezőbe majd a sejtszájba (Sauvant és mtsai, 1999). Miután a táplálék eléri a sejtszájat, egy membránnnal határolt táplálék vakuólumba záródik, mely lefűződve átvándorol a sejten. A vakuólumképződés ezen formáját nevezzük fagocitózisnak. A táplálék vakuólumok összeolvadnak a lizoszómákkal és a táplálék részecskék megemésztődnek. Az emésztetlen salakanyagok a sejt egy meghatározott hátsó részén, a sejtalrészen (cytoproct) keresztül ürülnek a környezetbe. A fent leírt folyamat 20 perctől akár 2 óra hosszáig is eltarthat. Mivel a csillók felelősek mind a helyváltoztatásért és a táplálék részecskék sejtszáj felé történő mozgatásáért, azon tényezők, melyek a csillók működését befolyásolják, a képződő táplálékvakuólumok mennyiségét is befolyásolják. A Tetrahymena állati egysejtű felettébb érzékeny különböző stressz-faktorokra, így nem csak immunhatást kiváltó anyagok, de akár hormon-analógok is befolyásolhatják a fagocitotikus aktivitást, ezért a protisztákban lejátszódó, olyan alapvető fiziológiai folyamatok tanulmányozása, mint a fagocitózis, értékes információkat szolgáltathat egy sejt hormonhatások miatt módosult állapotáról (Kovács és mtsai, 1996; Kőhidai és mtsai, 2003). A vakuólumok számát olyan anyagok is befolyásolhatják, mint pl. a hisztamin, lektinek, endorfinok és inaktív anyagok, mint a kínai tus részecskék és a nTiO2 (Kovács és mtsai, 1996). Mivel a fagocitózis jelenségének kiemelkedő szerepe van gerinces és gerinctelen szervezetekben egyaránt, a Tetrahymena fajok kiemelt jelentőségű modellorganizmusok. Alkalmazásuk előnye, hogy mind az egysejtű eukarióták, mind pedig a magasabb szerveződési szintű organizmus sejtjeinek jellemző tulajdonságaival rendelkeznek (Gerhardt és mtsai, 2010). Habár a Tetrahymena pyriformis sejt rendelkezhet olyan endogén molekulákkal, mint az ösztradiol és a tesztoszteron, nem rendelkezik szteroid receptorokkal, azonban szteroid 32

receptorokhoz hasonló kötőhelyekkel igen, melyek képesek felismerni exogén szteroid hormonokat (Kőhidai és mtsai, 1995; Kőhidai és mtsai, 2003). A Tetrahymena sejt olyan szignál molekulákat is képes termelni és specifikus receptoraival felismerni, melyek szerkezetileg nagyon hasonlatosak például az inzulin, ACTH és hisztamin hormonokhoz (Csaba, 1980; 1994). Az említett hormonokhoz kapcsolódó jelátviteli útvonalakkal és másodlagos hírvivő molekulákkal is rendelkezik. Az exogén hormonok olyan funkciókat képesek befolyásolni a Tetrahymena sejtben, mint például a mozgás, kemotaxis, fagocitózis, sejt növekedés és saját hormon-szerű szignál molekula termelés. A szteroid hormonok Tetrahymena hormonháztartásból való hiánya érthető, hiszen ezek a hormonok vízben oldhatatlonk, így a sejten belüli információ átvitelre nem alkalmasak. Azonban mind a hormon-szerű szignál molekula, mind a receptor képződés indukálható hormonális imprintinggel, mely egy adott hormon és kialakuló receptorának első találkozásakor lép fel az egyedfejlődés korai, kritikus szakaszában; és ezt követően meghatározó jelentőségű a sejt szignáltranszdukciós kapacitása szempontjából. Mindez azt jelenti, hogy a Tetrahymena sejtnek megvan a képessége szteroid hormon-szerű szignál molekulák termelésére, azonban ez normál körülmények között nem szükséges (Csaba, 2012). Kőhidai és munkatársai (2002) 17β-ösztradiol kemotaxisra gyakorolt hatását vizsgálták. Kísérleteik során azt találták, hogy a 17β-ösztradiol hormonnak kemorepellens hatása van és ez a hatás erősödik többszörös kemotaxis szelekcióval. 3. táblázat: Mikro-szennyezőanyagok hatása a T. pyriformis tesztorganizmusra Modell vegyület

Atrazin

2,4-diklór-fenol

Környezettoxikológiai végpont NOEC (48h) szaporodásgátlás EC50(24h) szaporodásgátlás IC50(9h) szaporodásgátlás EC50(24h) szaporodásgátlás EC50(48h) szaporodásgátlás EC50(72h) szaporodásgátlás EC50(24h) szaporodásgátlás EC50(48h) szaporodásgátlás EC50(72h) szaporodásgátlás EC50(96h) szaporodásgátlás

Na-diklofenák

EC50(24h) szaporodásgátlás

Ibuprofén

EC50(24h) szaporodásgátlás

Triklozán

EC10(24h) szaporodásgátlás EC50(24h) szaporodásgátlás

Értékek 14,5 µg/L (0,0145 mg/L) 119 µg/L (0,119 mg/L) 66,5 ± 11,4 mg/L 40,7 µg/L (0,0407 mg/L) 14,7 µg/L (0,0147 mg/L) 13 µg/L (0,013 mg/L) 3,69 mg/L 3,54 mg/L 3,02 mg/L 2,34 mg/L ─5 ─6 8,35×10 ± 7,09×10 M (26,56 ± 2,26 mg/L) ─4 ─6 2,05×10 ± 7,81×10 M (42,29 ± 1,6 mg/L) 714 µg/L (0,714 mg/L) 1063 µg/L (1,063 mg/L)

Referenciák (Huber és mtsai, 1991) (Bogaerts és mtsai, 2001) (Li és mtsai, 2010)

(Li és mtsai, 2014)

(Láng és Kőhidai, 2012)

(Gao és mtsai, 2015)

A fentebb közölt megfigyelések alapján a fagocitotikus aktivitásban végbemenő változások alkalmas fiziológia folyamatok lehetnek azoknak a viselkedésbeli változásoknak kimutatására, melyek rövid kontaktidő és kis szennyezőanyag koncentráció esetén megnyilvánulhatnak hormonhatású vegyületek esetén (Doi és mtsai 2005, Gerhardt és mtsai

33

2007), így a Tetrahymena pyriformis alkalmas modellrendszer lehet ösztrogén hatású xenobiotikumok káros hatásának előrejelzésére környezetileg releváns koncentrációban. Doktori munkám során vizsgált mikro-szennyezőanyagok hatásának tesztelésére Tetrahymena pyriformis fajjal is fellelhetők a szakirodalomban ökotoxicitási adatok, ezeket a 3. táblázatban foglaltam össze, de a fagocitózist, mint végpontot egyik modellvegyületnél sem tanulmányozták. A fagocitózis, mint mérési végpont alkalmazására talált mérési paramétereket a kapcsolódó eredményekkel a 4. táblázatban foglaltam össze.

34

4. táblázat: A szakirodalomban található Tetrahymena fajokkal történt vakuólumszám meghatározására alkalmazott módszerek és alkalmazásuk összehasonlítása Tetrahymena sp.

T. thermophila

T. thermophila T. thermophila

T. pyriformis

T. pyriformis T. pyriformis T. pyriformis T. pyriformis

T. pyriformis

T. thermophila

Modellvegyület szerotonin katekolamin metergolin spiperon propanolol alprenolol ergokriptin morfin met-enkefalin leu-enkefalin morfin naloxon morfin kokain amfetamin hasis inzulin adrenokortikotróp hormon inzulin, hisztamin di-jódtirozin melatonin oxytocin és származékai 17β-ösztradiol hidrokortizon progeszteron tesztoszteron dexametazon hisztamin hidroklorid difenhidramin

Alkalmazott koncentráció

0.001 µM–1 mM

1–100 nM 10–100 nM 20 µg/mL 20 µg/mL 0,5 µg/mL 0,1 µg/mL 10─6 M 10─8

M 10─10 M 10─8 M 10─10, 10─8, 10─6 µM 10

─12

µM

Alkalmazott koncentráció [µg/L] 0,176–1,76×105 0,125–1,25×105 0,404–4,04×105 0,395–3,95×105 0,259–2,59×105 0,249–2,49×105 0,576–5,76×105 2,85×105–2,85×107 0,574–57,4 0,556–55,6 2,853–28,53 3,273–32,73 2×104 2×104 500 100 62,4 4541 0,624 0,011 4,33

Jelölő anyag

Számlálás módszere

Kontaktidő

Sejt állapota

Referencia

tantál részecskék

fénymikroszkóp

6 min

nem éheztetett

Quinones-Maldonado és Renaud (1987)

tantál részecskék

fénymikroszkóp

6 min

nem éheztetett De Jesus és Renaud (1989)

tantál részecskék

fénymikroszkóp

6 min

nem éheztetett

kármin-festett inaktivált élesztő

fénymikroszkóp

20 min

nem éheztetett Stefanidou és mtsai (1990)

kínai tus

fénymikroszkóp

5 min

éheztetett

Kőhidai és mtsai (1995)

kínai tus

fénymikroszkóp

20 min

éheztetett

Schiess és mtsai (2001)

10 min

nem éheztetett

Kőhidai és mtsai (2002)

5 min

éheztetett

Kovács és mtsai (2002)

5 min

éheztetett

Kőhidai és mtsai (2002)

10 min

nem éheztetett

Buduma és mtsai (2013)

kínai tus

Neubauer haemocitométer fénymikroszkóp

kínai tus

fénymikroszkóp

2,3─8, 2,3─6, 2,3─4 FITC-jelölt E.coli 1,1

─9

10─9–10─3 mg/mL

10─6–1

10─6 µM–1000 µM

1,11─4–1,115 2,55─4–2,555

fluoreszcens µm Becton-Dickinson méretű Nílus vörös FACSCalibur gyöngyök áramlásos cytométer

35

Salaman és mtsai (1990)

1.3.2

A mikro-szennyezőanyagok tesztorganizmussal

toxicitásának

jellemzése

Daphnia

magna

A közönséges vízibolha (Daphnia magna) már évtizedek óta közkedvelt alanya a környezettoxikológiai kutatásoknak. Népszerűségét főként könnyű laboratóriumi fenntarthatóságának és tenyészthetőségének köszönheti, valamint kiemelkedő érzékenységének különböző xenobiotikumokkal szemben. Különböző korú egyedei az egész év folyamán megfelelő számban rendelkezésre állnak, a Daphnia egyedekkel végzett krónikus tesztek több generációra is kiterjeszthetőek. A felszíni édesvizekben szinte mindenütt előforduló D. magna-t a vízi tápláléklánc fontos tagjaként tartják számon (Ohe és mtsai, 2011). A felszíni-, felszín alatti- és szennyvizek, valamint egyedi szennyezőanyagok és keverékeik toxikus hatásának vizsgálatára a szabványosított D. magna letalitás és immobilitás tesztet (OECD, 2004) illetve a reprodukciós tesztet (OECD, 2012) alkalmazzák elterjedten (Barbosa és mtsai, 2008; Mansour és Gad, 2010). Különböző mikro-szennyezőanyagok hatását több kutatócsoport is tanulmányozta a konvencionális mérési végpontokkal. Barbosa és munkatársai (2008) a tesztoszteron és a 4hidroxi-androszténdion hatását vizsgálták a D. magna újszülött egyedek mortalitására krónikus tesztben. A 4-hidroxi-androszténdion már 0,84 mg/L koncentrációban növelte az újszülött egyedek mortalitását. Brennan és munkatársai (2006) az immobilizáció, mint végpont alkalmazásával EC50 (48 h) = 2,87 mg/L értéket állapítottak meg 17β-ösztradiolra, 1,55 mg/L-t dietilsztilbesztrolra, 7,75 mg/L-t biszfenol A-ra és 0,13 mg/L-t 4-nonilfenolra. Heinlaan és munkatársai (2008) nano részecseke méretű TiO2-al végzett kísérleteiben nem tapasztaltak toxikus hatást 20 mg/L koncentrációban a D. magna mozgásképességére. García és munkatársai (2012) szerint a nTiO2 részecskék inertek voltak toxicitás szempontjából. Lee és munkatársa (2009) nem tapasztaltak genotoxikus, vagy bármely más hatást a D. magna mortalitás és növekedés gátlás esetén a nTiO2 toxikus hatását vizsgálva. Flaherty és Dodson (2005) különböző gyógyszerhatóanyagok toxikus hatását vizsgálta a D. magna túlélésre és növekedésre, melynek során megállapították a vizsgált gyógyszerhatóanyagok normál fejlődésre gyakorolt negatív hatását, a kontaktidő hossza befolyásolta a toxikus hatás mértékét és az egyedi szennyezőanyagok keverékeinek hatása megjósolhatatlannak bizonyult az egyedi szennyezőanyagok hatása alapján. Wollenberger (2000) állatgyógyászati antibiotikumok hatását tanulmányozta akut és krónikus tesztekben D. magnával. Vizsgálataik során a következő EC50(48h, immobilizáció) értékeket határozták meg: oxolin sav: 4,6 mg/L, sztreptomicin: 487 mg/L, szulfadiazin: 221 mg/L, tiamulin: 40 mg/L és tilozin: 680 mg/L, oxitetraciklin: 1000 mg/L az ISO (1989) és OECD (1996) sztenderd protokollok szerint. A NOEC értékek a következőek voltak: tetraciklin: 340 mg/L; metronidazol és olakindox: 1000 mg/L. A fenti eredményeket tekintve megállapítható, hogy a konvencionális végpontok nem elég érzékenyek kis koncentrációban történő tesztelésnél, így a Daphnia magna tesztorganizmus esetén szükség van új, érzékenyebb szubletális végpontok kifejlesztésére, melyek már µg/L vagy ng/L koncentrációban is detektálni képesek a mikroszennyezőanyagok káros hatását. A szubletális végpontok alkalmazása is előtérbe került új irányként, elsősorban az utóbbi évtizedben. 36

Néhány szerző olyan szubletális végpontok alkalmazását javasolja, mint pl. a morfológiai abnormalitások, mozgás mintázatok, fototaxis index, táplálkozás gátlása, vagy a szívritmus (Villegas-Navarro és mtsai, 2003; Jeon és mtsai, 2010; Leoni és mtsai, 2008; Wu és mtsai, 2008; Kovács és mtsai, 2012). Ezek a módszerek alternatív megközelítést biztosítanak a Daphnia-félék mikroszennyezőanyagokra adott válaszával kapcsolatban, azonban néhány az említett végpontok közül nem biztosít számszerűsíthető hatást, kvantitatív eredményt. Annak ellenére, hogy a szívritmus pontosan számszerűsíthető és reprodukálható mérési eredményt biztosít, mindezidáig csak pár kutatás alkalmazta toxicitás felmérésre vízi ökoszisztémákban. Habár a D. magna szívritmus, mint szubletális fiziológiai mérési végpont használatára találunk példát a szakirodalomban, ezek a tanulmányok elsősorban olyan vegyületek hatását vizsgálták, melyek alapvetően a szívritmust befolyásoló vegyületek (pl. β-blokkolók) (Postmes és mtsai, 1989; Villegas-Navarro és mtsai; Dzialowski és mtsai, 2006; Vaidya és mtsai, 2009). A szakirodalomban fellelhető D. magna szívritmus mérési végpontot alkalmazó módszereket a 6. táblázatban foglaltam össze. Fent említett szerzők nagy hasonlóságot találtak a D. magna és az emberi szív különböző vegyületekre adott válaszában. A D. magna más magasabb rendű, a Crustacea törzsbe tartozó fajoktól eltérően automáciás, vagy ún. miogén szívvel rendelkezik, mely egy szívritmus-szabályozó egységet (pacemaker) is tartalmaz. Ez a felépítés felettébb hasonló a gerincesek szívének felépítéséhez (Spicer, 2001), mely egy vékony réteg miokardiális sejtet tartalmaz, ennek következtében már kardioaktív szerek kis koncentrációja is képes befolyásolni (Stein és mtsai, 1966). Ebből kifolyólag különösen hasznos modellrendszer a szívritmust befolyásoló vegyianyagok hatásának vizsgálata terén. Korábbi tanulmányok szerint a Daphnia szívének paraszimpatikus szabályozása nagymértékben hasonló a gerincesek szívének szabályozásához, azonban szimpatikus szabályozása eltéréseket mutat. Villegas-Navarro és mtsai (2003) négy kardioaktiv szer hatását tanulmányozták a D. magna szívritmusára, melynek során 48 óra kontakt idő elteltével mindegyik gyógyszerhatóanyag esetében gátló hatás volt tapasztalható. A következő EC50 értékeket határozták meg: ouabain: 2,03 mg/L; verapamil: 7,04 mg/L; metaproterenol: 32,45 mg/L; metoprolol: 76,21 mg/L. Dzialowski és munkatársai (2006) két β-blokkoló (propanolol, metoprolol) hatását vizsgálták D. magna tesztorganizmusra különböző mérési végpontokkal. Kutatásaik során a szívritmus bizonyult a legérzékenyebb mérési végpontnak. Az 5. táblázatban az általam vizsgált vegyületek hagyományos környezettoxikológiai végpontokkal mért LC50 és EC50 értékeit foglaltam össze a szakirodalomból. Az általam alkalmazott szívritmus végponttal nem állnak rendelkezésre szakirodalmi adatok.

37

5. táblázat: Mikro-szennyezőanyagok hatása a D. magna letalitás és immobilizáció mérési végpontokra Modell vegyület

Na-diklofenák

β-ösztradiol Metazaklór Nikotin Paracetamol (acetaminofen) Triklozán

EC50/LC50 értékek Daphnia magna immobilizáció/ letalitás teszt esetén EC50(24h) immobilizáció LC50(24h) mortalitás LC50(24h) mortalitás LC50(48h) mortalitás LC50(48h) mortalitás LC50(48h) mortalitás LC50(48h) mortalitás EC50(24h) immobilizáció EC50(48h) immobilizáció LC50(48h) mortalitás EC50(48h) immobilizáció EC50(48h) immobilizáció EC50(24h) immobilizáció LC50(48h) mortalitás EC50(24h) immobilizáció EC50(48h) immobilizáció

Értékek 48,5 mg/L 56,5 mg/ 74,27 mg/L 22,4 mg/L 39,9 mg/L 68 mg/L 80,1 mg/L 3,67 mg/L 2,87 mg/L 2,7 mg/L 22,3 mg/L 67,8 mg/L 5,68 mg/L 30,1 mg/L 2,04 mg/L 390 µg/L (0,39 mg/L)

38

Referenciák (Haap és mtsai, 2008) (Haap és mtsai, 2008) (Haap és mtsai, 2008) (Ferrari és mtsai, 2004) (Ferrari és mtsai, 2004) (Cleuvers, 2003) (Han és mtsai, 2006) (Trenholm és mtsai, 2006) (Brennan és mtsai, 2006) (Hirano és mtsai, 2004) (www.fao.org) (www.mauk.co.uk) (Martins és mtsai, 2007) (Dave és mtsai, 2012) (Kim és mtsai, 2007) (Orvos és mtsai, 2001)

6. táblázat: A szakirodalomban található alkalmazások összefoglalása szívritmus mérési végpontra A teszt kivitelezése Szívverés szám meghatározása előtt 3 órás adaptációs szakasz az 1 cm3 térfogatú plexi, kocka alakú vizsgáló kamrában, melynek alján fényáteresztő gumifelület található az állat mozgásának megakadályozására. Tenyésztő és tesztközeg: Balaton víz. Minden mérés előtt 5 perces fény-adaptációs időszak biztosítása. A 3 órás adaptációs időszak elteltével a Balaton vizet lecserélik a vizsgálandó tesztoldatra. Mérés 6 órán keresztül 30 percenként. Egy alumínium anódhoz kapcsolt műanyag cellában (tesztközeg 1:14 hígított tengervíz) történik a szívverés szám meghatározása 1 órás akklimatizálódási időszak elteltével. Mintánként 5 db tesztállat szívritmusának meghatározása mikroszkóp tárgylemezen a mintaoldat és a kontroll médium egy cseppjében, majd mérés 30, 60 és 90 sec.-ként. A tesztállatokat egyenként egy 50 mL térfogatú tesztoldatban inkubálják 2 órán keresztül szobahőmérsékleten, majd a tesztközeg nagy részét eltávolítják, ezzel megakadályozva az állatka mozgását.

Szívritmus meghatározásának módszere Szívverés szám meghatározása optoelektronikai módszerrel: a szív területét átvilágítják egy 50×es nagyítású Carl Zeiss profil projektorral, a kivetített kép fényintenzitás változása arányos a szívkontració mértékével. A fény változását elektronikus jellé alakítva történik a kontrakciók számának és mértékének mehatározása. Az állatka vizsgálata Szívverés szám meghatározása digitális képfeldolgozó szoftverrel 15°C-os hőmérsékleten a pixel intenzitás változásán alapuló kiértékelési módszerrel. Szívverés szám meghatározása mikroszkóp alatt. További módszerleírás nem található. Inverz mikroszkóp alatt digitális videó felvétel készítése (250 képkocka/sec), majd a felvétel lelassítása és a szívverés szám meghatározása okulometriásan.

Tesztorganizmus jellemzői

Vizsgált vegyületek és koncentrációik

Referencia

Daphnia magna 3,2−3,6 mm hosszú, legalább a 4. születésből származó egyedek.

dikonirt: 250 és 500 mg/L

Présing és Véró (1983)

Daphnia magna 2,5±0,2 mm méretű nőstény egyedek.

Az anoxia hatásának vizsgálata a D. magna szívritmusára és a szív kontrakciójának mértékére.

Paul és mtsai (1998)

nincs adat

chinetrin: 0,01−0,5 mL/L; Felszíni vízi minták a Tiszából, Balatonból és a Séd patakból.

Kiss és mtsai (2003)

Daphnia magna kor: 10 nap

ouabain: 0,0006─5,85 mg/L verapamil: 0,0455−45,46 mg/L metaproterenol: 0,021−21,13 mg/L metoprolol: 0,027−26,74 mg/L

VillegasNavarro és mtsai (2003)

Tesztelés hűtött (10−11°C) kamrában, 50 µL teszt médiumban, mely természetes szennyezetlen felszíni álló víz vagy mesterséges sóoldat. A mérés Petri-csészébe csepentett 50 µL térfogatú tesztközegben történik, melynek nagy részét eltávolítják 1−2 percre, ezzel megakadályozva az állatka mozgását, majd mérés 3×15 sec.-ig. sztereo mikroszkóp alatt.

Szívverés szám meghatározása fáziskontraszt mikroszkóp alatt okulometriásan.

Daphnia pulex 1−2 mm méretű állat

koffein: 194,2−1942 mg/L izoproteronol: 2,11−211 mg/L adrenalin: 18,32 mg/L propranolol: 25,93 mg/L karbakol: 18,27 mg/L

Campbell és mtsai (2004)

A tesztállatokat egyenként egy 30 cm térfogatú edényben 25 mL tesztközegben inkubálják 30 percig, majd vájt tárgylemezre helyezik. Fenntartóközeg: mesterséges kemény víz.

Inverz mikroszkóp alatt 15 sec hosszúságú videó felvételt készítenek, majd ennek egy 5 sec.-os részletét lelassítva okulometriásan megszámolják a szívverést.

Daphnia magna kor: 4 nap

propanolol: 0,8; 1,6; 3,2 mg/L metoprolol: 32; 64; 128 mg/L

Dzialowski és mtsai (2006)

Fáziskontraszt mikroszkóp alatt felvétel készítése 8,7 másodpercen keresztül (250 képkocka/sec).

Daphnia magna

nano-C60: 0,26 mg/L C60HxC70Hx: 0,26 mg/L nTiO2: 2 mg/L

Lovern és mtsai (2007)

Fáziskontraszt mikroszkóp alatt a szívverésszám megszámlálása okulometriásan.

Daphnia magna

kurkumin: 1,35 és 2,67 µM difenhidramin: 1,09 µM

Vaidya és mtsai (2009)

A tesztállat mókusszőrrel való rögzítése a tesztedényben, majd mérés előtt 45 perc akklimatizálódás 100 mL fenntartóközegben (mesterséges kemény víz). A mérés indításától számított 30 perc elteltével a fenntartóközeghez hozzáadják a vizsgálandó vegyi anyagot, majd 1 órán keresztül 15 percenként felvételt készítenek és meghatározzák a szívverésszámot. Petróleum zselével borított vájt tárgylemezen 200 µL tesztoldatban 2 perces intervallumokon belül kétszer mérik a szívritmust. A teszt összesen 12 percig tart, a 2─4 és 10─12 perc közti időintervallumban határozzák meg a szívritmust.

39

1.3.3 A mikro-szennyezőanyagok toxicitásának jellemzése Lemna minor tesztorganizmussal A vízi és szárazföldi növények érzékeny tesztorganizmusok számos környezetben előforduló szennyezőanyaggal szemben. Az édesvízi növények általánosságban kevésbé érzékenyek, mint a különböző állatfajok, azonban néhány vízi makrofita növény számos nehézfém és növényvédő szer esetében érzékenyebbnek bizonyult a halteszteknél (de Carvalho és mtsai, 2007; Paczkowska és mtsai, 2007). A különböző békalencse fajok (Lemnaceae) elsődleges termelőkként kulcsfontosságú elemei a vízi ökoszosztémáknak. Az algákhoz viszonyítva új tesztorganizmusoknak számítanak. A vízi környezettoxikológia tesztelés során főként a L. minor és L. gibba fajokat alkalmazzák. Kis méretük, egyszerű szerkezetük, gyors szaporodásuk és könnyű laboratóriumi fenntarthatóságuk és tenyészthetőségük miatt közkedvelt tesztorganizmusok. A levélkék számának duplázódási ideje 0,4–2,8 nap között változik, a velük végzett teszt egyszerű és költséghatékony. Számtalan eltérő teszt protokollt alkalmaznak a L. minor tesztorganizmussal történő tesztelés során. A tesztek ideje 4-től egészen 7 napig változhat, a leggyakoribb mérési végpontok a levélkeszám, száraz és nedves biomassza tömeg, a levélkeátmérő vagy felület, továbbá a gyökérhossz (Lemna EPA Test, OECD 221). Az elmúlt években főként a nehézfémek Lemna fajokra gyakorolt hatását vizsgálták különböző mérési végpontok alkalmazásával. Drost és munkatársai (2007) nehézfémek hatását vizsgálták időben fluktuáló koncentrációban azzal a céllal, hogy a környezetben természetes változó expozíciót modellezzék. Kis szennyezőanyag koncentrációkat alkalmazó expozíciós időszakok alatt egy ún. “gyógyulási” szakasz volt megfigyelhető. 7 nap kontaktidő elteltével a Cd és a Cu rendre EC50 = 134 és 610 µg/L, míg a Ni és Zn EC50 = 3300 és 3000 µg/L értékeket eredményezett szaporodás gátlás végpont esetén. Dirilgen (2011) a különböző nehézfémek L. minor szaporodására gyakorolt szinergista hatásvizsgálata során azt találta, hogy az ólom és a higany egyidejű alkalmazása egymás toxikus hatását erősítette. Az ólom által okozott EC50 (7 nap) érték 5,5 mg/L, míg a higany által okozz EC50 (7 nap) 0,48 mg/L volt. Horvat és munkatársai (2007) a L. minor faj alkalmazhatóságát vizsgálták nehézfémek keverékét tartalmazó oldatok toxikus hatásának meghatározására. A végpontok a relatív szaporodás és a levélkeszám/kolónia arány, a száraz és nedves biomassza tömeg és a levélketerület voltak. Ezen kívül a gvajakol-peroxidáz szintet is meghatározták, mely korai indikátora az oxidatív stressznek. Eredményeik alapján bizonyítást nyert, hogy nem csak egyetlen nehézfémet tartalmazó oldat, hanem több különböző nehézfém keverékét tartalmazó oldat toxikus hatásának tanulmányozására is alkalmas a L. minor tesztorganizmus. Park és munkatársai (2012) kifejlesztettek egy új, érzékeny módszert fémek tesztelésére békalencsével, mely a gyökér visszanövés vizsgálatán alapszik. Ezüstre EC50 = 5,3– 37,6 µg/L-t, míg rézre EC50 = 470, 4 µg/L-t mértek az új, érzékenyebb környezettoxikológiai végponttal. Gubbins és munkatársai (2011) nano-ezüst részecskék hatását tanulmányozták. Kísérleteik bizonyították, hogy a nano-ezüst már 5 µg/L koncentrációban káros hatást fejthet ki az ökoszisztémára az által, hogy a L. minor növekedését gátolja. A hatás hosszabb kontaktidő elteltével egyre erőteljesebb volt. Radic és munkatársai (2011) felszíni vízminták toxicitását vizsgálták különböző mérési végpontokkal, mint pl. a pigment tartalom, peroxidáz aktivitás és lipid peroxidáció. Juneau és munkatársai (2003) különböző 40

szennyvízminták toxicitását határozták meg össz-klorofill fluoreszcencia mérési végponttal L. gibba tesztorganizmus esetén. A C. ehrenbergii algafaj négyszázszor érzékenyebbnek bizonyult hidrofób anyagokkal szemben, mint a L. gibba tesztorganizmus. A vízi ökoszisztémára gyakorolt együttes, vagy egyedi hatása különböző növényvédő szereknek és metabolitjaknak kiterjedt kutatások témája napjainknak is (Geoffroy és mtsai, 2004; Olette és mtsai, 2008; Kumar és mtsai, 2011; Park és mtsai, 2012; Megateli és mtsai, 2013; Zezulka és mtsai, 2013; Gatidou és mtsai, 2015). A növényvédő szerek toxikus hatását legtöbb esetben a növekedésgátlás végponttal vizsgálták, azonban ennek a végpontnak az érzékenysége nem volt kielégítő környezetileg releváns koncentrációkban. Jelenleg kevés adat lelhető fel a mikro-szennyezőanyagok Lemna minor-ra gyakorolt potenciális másodlagos káros hatásáról. Habár Cedergreen és munkatársai (2007) és Gorzerino és munkatársai (2009) peszticidek hatását tanulmányozta L. minor tesztorganizmussal, kutatásaik nem terjedtek ki olyan mikro-szennyezőanyagokra, mint pl. gyógyszerhatóanyagok, ipari segédanyagok vagy testápoló szerek. Brain és munkatársai (2004) nyolc gyógyszerhatóanyag (atorvasztatin, acetaminofen, koffein, szulfametoxazol, karbamazepin, levofloxacin és trimetoprim) esetében állapított meg koncentráció függő hatást L. gibba tesztorganizmust alkalmazva. A 7. táblázat a jelen irodalomban található, a megfigyelhető káros hatást mutató legkisebb koncentrációkat (LOEC), továbbá a megfigyelhető káros hatást nem mutató koncentrációkat (NOEC: No Observed Effect Concentration) és az 50%-os gátlást okozó effektív koncentrációkat (EC50) szemlélteti azon vegyületek esetében, melyekkel kutatásfejlesztési munkám során dolgoztam. Jelen szakirodalomban a L. minor klorofill tartalom meghatározása ritkán alkalmazott módszer a mikro-szennyezőanyagok hatásának detektálására környezetileg releváns koncentráció-tartományban. 7. táblázat: Irodalmi EC50, NOEC és LOEC értékek a kutatási munkám során vizsgált mikroszennyezőanyagokre Lemna minor és Lemna gibba tesztorganizmusok esetén Vizsgált vegyület

Mérési végpont

Környezettoxikológiai végpont LOEC (7 nap) EC50 (7 nap) EC50 (7 nap) EC50 (7 nap)

Konc.

levélkeszám1 0,608 µM 1 klorofill-a 12,3 µM klorofill-b1 5,38 µM szaporodás gátlás1 32 mg/L levélke Biszfenol A NOEC (7 nap) 7,8 mg/L biomassza1 2 Na-diklofenák teljes levélterület EC50 (7 nap) 7,5 mg/L Na-diklofenák szaporodás gátlás2 EC50 (7 nap) 47,6 µg/L Acetoklór szaporodás gátlás1 EC50 (14 nap) 3,4 µg/L növekedés gátlás, Atrazin EC50 (10 nap) 56 µg/L levélkeszám2 Diuron levélkeszám2 EC50 (7 nap) 28,3 µg/L Metazaklór levélterület2 EC50 (7 nap) 2,8 µg/L Metazaklór szaporodás gátlás1 EC50 (5 nap) 21 µg/L 1 2 Tesztorganizmus: Lemna gibba; Tesztorganizmus: Lemna minor Koffein Koffein Koffein Biszfenol A

41

Konc. [µg/L]

Referencia

118 µg/L 463 mg/L 200 mg/L 32000 µg/L

Brain és mtsai (2004) Brain és mtsai (2004) Brain és mtsai (2004) Mihaich és mtasi (2009)

7800 µg/L

Mihaich és mtsai (2009)

7500 µg/L 47,6 µg/L 3,4 µg/L

Mihaich és mtsai (2009) Quinn és mtsai (2011) US EPA

56 µg/L

Kirby és Sheahan (1994)

28,3 µg/L 2,8 µg/L 21 µg/L

Gatidou és mtsai (2015) Müller és mtsai (2010) US EPA

1.3.4 Az Aliivibrio fischeri tengeri baktérium és az egysejtű édesvízi zöldalgák, mint ökotoxikológiai modellrendszerek Az Aliivibrio fischeri Gram negatív, pálcika alakú tengeri baktérium, mely alapvető életjelenségeként fény kibocsátásra képes. Ezt a jelenséget biolumineszcenciának nevezzük. Főként tengeri élőlényekkel él szimbiózisban, fénye kékes-zöldes, hullámhossza 420–660 nm. A fénykibocsátás erőssége arányos a sejt anyagcsere aktivitásával (Widder, 2010). A toxikus anyagok károsítják a baktériumok életfolyamatait, és gátolják a lumineszcenciát is, csökkentve a kibocsátott fény erősségét. A biolumineszcencia gátlása rövid hatóidő után (5–30 perc) mutatja a sejt energia állapotának zavarát, vagy súlyos szerkezeti károkat. Parvez és munkatársai (2006) más bakteriális tesztekkel összehasonlítva megállapították, hogy az A. fischeri biolumineszcencia volt a leginkább érzékeny számos toxikus vegyi anyagra és ipari szennyvizekre. Az összehasonlított módszerek a bakteriális nitrifikáció gátlás, légzés, ATP lumineszcencia, enzimaktivitás gátlási tesztek voltak. A biolumineszcencia teszt gyors és olcsó, emiatt gyakran választják első tesztnek (Parvez és mtsai, 2006). Szabványosított tesztmódszere is létezik 30 perces kontaktidővel (Gruiz és mtsai, 2001). Az algák használata a vízi rendszerek ökotoxikológiai vizsgálatára általánosan elterjedt a világon. A különböző ipari és kommunális szennyvizek, vagy egyéb felszíni és felszín alatti vizek toxicitásának felmérésére gyakran alkalmaznak különböző zöldalga fajokat (Chlorella vulgaris, Scenedesmus subspicatus és Pseudokirchneriella subcapitata). Az egysejtű algákat felhasználó teszteknek számos változata van, megkülönböztethetünk egy fajt és több fajt alkalmazó teszteket. A sejtszaporulat meghatározására számos módszer létezik, és a tesztszervezet expozíciós idejét tekintve is széles skálája elérhető a szabványosított és nem szabványosított módszereknek. Az alga szaporodási tesztek alapvetően a toxikus vegyi anyagoknak az elsődleges termelőkre gyakorolt gátló hatását vizsgálják (Gruiz és mtsai, 2001). Tesztorganizmusként nem csak édesvízi, de tengeri algákat is használhatunk. A 8. táblázat az édesvízi algákkal végzett különböző célú toxicitási teszteket foglalja össze Calow munkatársai (1997) nyomán: 8. táblázat: Édesvízi algák az ökotoxikológiában (Calow és mtsai, 1997 nyomán). Vizsgált vegyület Tiszta vegyület Növényvédőszerek Vízoldható vegyületek Tiszta vegyületek keveréke Humán és állati gyógyszerek

Tesztorganizmus Pseudokirchneriella subcapitata Microcystus aeruginosa Navicula seminulum Pseudokirchneriella subcapitata Navicula seminulum Anabena flos-aquae Pseudokirchneriella subcapitata Scenedesmus subspicatus, Chlorella vulgaris Pseudokirchneriella subcapitata Scenedesmus quadricauda, Chlorella vulgaris Pseudokirchneriella subcapitata Microcystus aeruginosa

42

Teszt időtartalma 5 nap

5 nap 3 nap 4 nap 4 nap

1.4 Direkt toxicitás vizsgálat (DTA) A környezettoxikológia aktuális területei és kihívásai között szerepel a komplex (környezeti) minták, valamint a kezelt és kezeletlen szennyvizek tesztelése, ahol az összetett sokkomponensű minták káros hatásának mértéke nem egyezik meg a mért vegyi anyag koncentrációknak megfelelő káros hatások aggregált értékével. A kémiailag és toxikológiailag eltérő vegyületek összetett keverékei biológiai hozzáférhetőségük és a környezet biotikus és abiotikus elemeivel való kölcsönhatásuk miatt is számottevő különbözőséget mutathatnak. Ezekben az esetekben a toxicitás közvetlen mérése, az úgynevezett direkt toxicitás vizsgálat módszere (DTA – Direct Toxicity Assessment) a célravezető. Speciális esetekben ezt WET (Whole Effluent Toxicity) teljes elfolyó toxicitási vizsgálatnak is nevezik. A DTA a mintának kockázatát méri az összes lehetséges expozíciós út figyelembe vételével anélkül, hogy azt kémiai „nyelvre”, koncentrációkra fordítaná le. Metodikája ismeretlen szennyezőanyagok aggregált hatásának jellemzésére is képes a különböző 9.1 elemekben. A DTA alkalmazásának koncepcióját szemlélteti a 6. ábra. környezeti Koncentráción alapuló kémiai kockázati modell

Ökoszisztéma és humán válasz

DTA „lefordítás” nélkül Környezeti hatás/szabadföldi felmérés Technológia monitoring és posztmonitoring

Kockázat menedzsment intézkedések

Toxicitáson alapuló modell

6. ábra: A DTA alkalmazásának koncepciója (Gruiz és mtsai, 2016)

A DTA által nyert eredmények közvetlenül a szárazföldi, vagy vízi élőhelyek vitalitását jellemzik. A DTA módszere közvetlenül alkalmas környezeti technológiák hatékonyságának jellemzésére, mint például víztisztítási technológia hatékonyságának vagy a szennyező anyag lebomlásának nyomon követése. A DTA módszer amellett, hogy meghatározza a káros hatás mértékét, annak egy elfogadható szintre való csökkentésének mértékét is megállapítja, az elfogadható környezetminőség elérése érdekében. A DTA módszer eredményei közvetlen kapcsolatban állnak a kockázattal, ezáltal a döntéshozatal és kockázatmenedzsment folyamataiban is támaszkodni lehet rájuk (Dam és Chapman, 2001, Tinsley és mtsai, 2004). A DTA módszer legfőbb hátránya, hogy a mért toxicitás nem kifejezhető koncentráció egységekben, így nem illik a jelenleg széles körben használt kémiai modelleken alapuló kockázat becslés metodikájába.

43

A DTA módszer nemzeti politikába való beillesztése már a 90-es években számos országban elkezdődött, a felszíni vizek minőségének javítása és a szennyvízzel való terhelés csökkentése céljából. Ezek a rendelkezések az Amerikai Egyesült Államokban (US WET Policy, 1995; US WET, 2002), valamint Ausztráliában és Új-Zélandon (Dam és Chapman, 2001; ANZECC/ARMCANZ, 2000), vagy a Brit Egyesült Királyságban is életbe léptek. Az Egyesült Királyságban a „National Rivers Authority” már 1989-ben kidolgozott egy DTA protokollt a környezetbe kibocsátott szennyvíz ellenőrzésére (Hunt és mtsai, 1989). Új-Zéland 1998-ban lefektette az alapjait egy sztenderd, teljes elfolyó szennyvizet jellemző módszernek (Hall és Golding, 1998). Az Egyesült Királyság Környezetvédelmi Ügynöksége (EA: Environment Agency) 2000-ben (UK DTA, 2000a és 2000b) harmonizálta DTA protokollját az Európai Integrált Szennyezés-megelőzés és Csökkentés Irodával (EIPPCB: European Integrated Pollution Prevention and Control Bureau) (DTA Protocol, 2006). A tesztmódszereket figyelembe véve a Környzetvédelmi Ügynökség három vízi tesztmódszert fogadott el a teljes elfolyó szennyvizek érékelésére. A tesztmódszerek a következőek voltak: osztriga embrió teszt (Oyster test for DTA, 2007), alga növekedésgátlási tesztek (Algal test for DTA, 2007 és 2008). A CEFAS (Centre for Environment, Fisheries and Aquaculture Science) a következő édesvízi élőlényekkel végzett tesztekre tett ajánlást, melyek direkt toxicitás felmérés célokra alkalmazhatóak: Daphnia magna 48 h immobilizáció teszt, Pseudokirchneriella subcapitata (zöld alga) 72 h szaporodásgátlás teszt és Oncorhynchus mykiss (pisztráng) akut 96 h teszt (CEFAS, 2006). Az Egyesült Királyság Környezetvédelmi Ügynöksége egy DTA monitoring tervet indítványozott 2010-ben (MCERTS, 2010), amelyben a DTA módszer (i) elfolyó szennyvíz ellenőrzésére és jellemzésére; (ii) elfolyó szennyvíz toxicitásának jellemzésére egy határértékkel szemben; (iii) a pontforrások befogadó vizekre gyakorolt hatásának felmérésére és (iv) a befogadó vizek általános minőség felmérésére tett javaslatot. 2012-ben Kanada törvényhozói olyan toxicitás felmérésen és ellenőrzésen alapuló határértékek megállapítását határozták meg, mely valós környezeti monitoring által nyert toxicitás értékeken alapul. A DTA módszer törvénybe vételét kiterjedt kutatás és egyeztetés, továbbá alkalmazhatóságának gyakorlati példákon keresztül való bizonyítása előzte meg. A SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) Teljes Elfolyó Szennyvíz Toxicitás Workshopját összegző könyve (Grothe és mtsai, 1995) nagyban hozzájárult a folyamathoz. Ezután számos tudományos cikk tudósított a DTA módszer alkalmazásáról (De Vlaming és mtsai, 2000; Chapman, 2000; Markle és mtsai, 2000; Moore és mtsai, 2000a,b; Warren és mtsai, 2000; Luckenbach és mtsai, 2001; Tinsley és mtsai, 2004; Wharfe és Tinsley, 2004). Az Egyesült Királyság Környezetvédelmi Ügynöksége készített egy közel 100 helyszínt tartalmazó listát, ahol szennyezés miatt ajánlatos lenne direkt toxicitás felmérést végezni. 2006-ban ki is adtak egy iránymutató dokumentumot a DTA elvárt információ igényével és a kivitelezendő tesztekkel kapcsolatban. A 100 helyszín közül mindössze 50 helyszínen történt meg az elfolyó szennyvizek DTA jellemzése, ezekből egyetlen minta mutatkozott veszélytelennek, míg a másik 49 esetben kis mértékben, vagy akár erősen toxikus volt a vizsgált minta a vízi ökoszisztémára. A kivitelezett 50 DTA felmérésből összesen három esetben voltak elérhetőek mindazon információk, melyek elégségesek a legrosszabb forgatókönyv szerinti toxicitás meghatározására az előzetes felmérés fázisában. 44

A legtöbb esetben 3 minta helyett egyetlen mintát teszteltek, vagy nem végeztek tesztet az ökoszisztéma meghatározott trofikus szintjeit képviselő ajánlott tesztorganizmusok mindegyikével (Leverett, 2011). A DTA módszernek különös jelentősége van a szennyezett felszíni, felszín alatti és szennyvizek kockázatának felmérésében, ugyanis a valós hatás és a kockázat aligha becsülhető a tiszta kémiai anyagok által okozott hatás extrapolációjával (Fernández és mtsai, 2005). DTA alkalmazása esetén nem szükséges a környezeti mintában található szennyezőanyagok minőségi és mennyiségi ismerete, továbbá a mért válasz arányos a szennyezőanyagok biológiailag hozzáférhető hányadával (Gruiz és mtsai, 2016). Habár a szabályozási és technikai háttér már kidolgozott, a DTA módszer elterjedését tekintve még nem ért el áttörést. A biológiai és ökotoxikológiai módszerek gyakran még mindig másodlagosak az analitikai-kémiai módszerek mellett, ennek oka főként a bürokraták és szakmai döntéshozók kémiai eredmények használatához való hozzászokottsága. Ez azonban a kémiai eredmények mechanikus menedzsmentjét eredményezi, mely a mért koncentrációk határértékekkel való összehasonlításában merül ki, kizárólag a kémiai eredményekre alapozva (Gruiz, 2016).

45

2. CÉLKITŰZÉSEK I.

Doktori munkám során a környezettoxikológia különböző területeihez, új irányvonalaihoz kapcsolódva elsősorban ökotoxikológiai módszerek alkalmazhatóságának tesztelését, problémaspecifikus továbbfejlesztését tűztem ki célul, kis koncentrációban jelenlévő, biológiailag aktív mikro-szennyezőanyagok, mint környezeti stressztényezők hatásának vizsgálatára, illetve korai jelzésére. A vízi ökoszisztéma különböző trofikus szintjeiről származó tesztorganizmusokat alkalmaztam felszíni vizeinkben kis koncentrációban megjelenő gyógyszerek, kozmetikumok, ipari segédanyagok, peszticidek hatóanyagainak, továbbá a nano titándioxid hatásának tanulmányozására, különböző szabványosított rutinszerűen alkalmazott végpontokkal, valamint kifinomultabb, nem konvencionális szubletális végpontokkal az alábbi teszrendszerekkel:  Daphnia magna vízibolha – immobilitás, letalitás és szívritmus tesztelése,  Tetrahymena pyriformis állati egysejtű – proliferáció és fagocitotikus aktivitás tesztelése,  Lemna minor apró békalencse – szaporodás és klorofill tartalom tesztelése. Arra kerestem a választ, hogy az alkalmazott végpontok érzékenysége megfelelő-e a vizsgált mikro-szennyezőanyagok környezeti szempontból releváns koncentrációjában való hatás felméréséhez, illetve a hatásuk korai figyelmeztető jelzésére.

II. A Daphnia magna szívritmus teszt esetében további célom volt a mérés eredményét befolyásoló vizsgálati paraméterek hatásainak feltárása, az optimális kísérleti beállítás meghatározása kifejezetten kis koncentrációban előforduló biológiailag aktív mikroszennyezőanyagok hatásának előrejelzésére. III. Kutatási munkám során a tesztelt mikro-szennyezőanyagok közül kiemelten kezeltem a nanoanyagok egyik legjelentősebb képviselőjét a nano titán-dioxidot. Mivel az irodalomban szereplő ökotoxikológiai tesztek eredményei mellett sok esetben nem tárgyalják sem a nanoanyag, sem a rendszer egyéb fizikai-kémiai jellemzőit, a nanoanyag aggregálódásának hatását, sem az időfüggést, melyek jelentősen befolyásolhatják a megnyilvánuló hatást, ezért célom volt a nano titán-dioxid részecsekemérettől és expozíciós időtől függő hatásának tanulmányozása a vizsgált nanoszuszpenziók alkalmazott tesztközegekben történő fizikai-kémiai jellemzésével együtt. A nano titándioxid szuszpenziók hatásainak komplex felméréséhez a nem konvencionális szubletális végpontokon kívül (Daphnia magna szívritmus, Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás és Lemna minor klorofill tartalom) olyan szabványosított környezettoxikológiai módszereket is alkalmaztam, mint pl. az édesvízi egysejtű zöldalgákkal (Chlorella vulgaris, Scenedesmus subspicatus és Pseudokirchneriella subcapitata) végzett szaporodásgátlási teszt és az Aliivibrio fischeri tengeri baktériummal végzett biolumineszcencia intenzitás teszt.

46

IV. A környezettoxikológia aktuális kutatási területei és kihívásai között szerepel a komplex (környezeti) minták, kezelt és kezeletlen szennyvizek ökotoxikológiai tesztelése, ahol a komplex minták káros hatásának mértéke nem egyezik meg a mért vegyi anyag koncentrációknak megfelelő káros hatások aggregált értékével. Ilyenkor a toxicitás közvetlen mérése, az úgynevezett direkt toxicitás vizsgálat módszere (DTA – Direct Toxicity Assessment) a célravezető, mely a mintának a kockázatát méri az összes lehetséges expozíciós út figyelembe vételével anélkül, hogy azt kémiai „nyelvre”, koncentrációkra fordítaná le. DTA protokollok kidolgozására és harmonizálására folyamatosak a törekvések, a szabályozási és technikai háttér már kidolgozott, de még kevés az elfogadott módszer. Ezért célom volt a DTA elfogadott protokollok között nem szereplő a Lemna minor tesztrendszer alkalmazhatóságának tanulmányozása erre a gyakorlati problémára. Kísérleteim annak a megválaszolására irányultak, hogy alkalmas-e az összklorofilltartalom mérése kezelt/elfolyó szennyvíz kockázatának megbízható előre jelzésére, a megfelelő hígítási fok meghatározására a kockázat csökkentéséhez. A fenti kutatási területeket a környezettoxikológia egyes aktuális problémái és a megoldási lehetőségként általam tanulmányozott ökotoxikológiai tesztrendszerek kapcsolják össze.

47

3. DOKTORI KUTATÓMUNKÁM SORÁN ALKALMAZOTT KÍSÉRLETI METODIKA 3.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok ökotoxikológiai vizsgálata Az alábbi fejezetekben az egyedi mikro-szennyezőanyagok káros hatásainak felmérésére alkalmazott kísérleti összeállítások kerülnek tárgyalásra, valamint az alkalmazott Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt, a Daphnia magna szívritmus teszt és a Lemna minor szaporodásgátlási teszt probléma-specifikus alkalmazásának metodikáját is ismertetem. 3.1.1 Tesztelt modellvegyületek A 9. táblázatban a vizsgált modellvegyületeket foglaltam össze a vizsgálatukhoz alkalmazott tesztorganizmusokkal és a tesztelt koncentráció tartományok megjelölésével. A 10. táblázat a modellvegyületek összegképletét, szerkezeti képletét, valamint Kow állandóját szemlélteti. Az oktanol-víz megoszlási hányadost (Kow vagy Pow) a lipofilitás számszerű jellemzésére használják a gyógyszerkémiában; a környezetvédelemben is gyakran alkalmazott a szennyezőanyagok megoszlásának jelelmzésére egy apoláris és egy poláris fázis között. Az adott vegyi anyagokat specifikusan választottam ki a modellorganizmusokhoz, egyrészt szakirodalom adatok, feltételezett hatásmechanizmusok és előzetes kutatásaink alapján, valamint hiánypótló jelleggel figyelembe véve az organizmus szinten rendelkezésre álló, illetve hiányos hatásfelmérési háttéradatokat. 9. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyaguk és alkalmazott koncentrációik [µg/L] Modellvegyület Diklofenák Paracetamol Metamizol-Na 17β-ösztradiol Triklozán Biszfenol A Dibutil-ftalát 3,4-diklór-fenol Acetoklór Atrazin Diuron Metazaklór Metolaklór Nikotin

Tesztorganizmusok és modellvegyület koncentráció-tartományok Tetrahymena pyriformis Daphnia magna Lemna minor 0,01–100 0,1–10.000 3125–50.000

– – 0,01–100 – 0,1–1000 0,05–500 0,005–50 – 0,05–500 – – – –

48

0,05–5000

–

– 0,01–1000 0,02–5000 – – – – – – 0,05–5000 – 0,1–10.000

10–100.000

– – 1562,5–25.000 – 0,025–2500 0,05–5000 0,01–1000 0,05–5000 5–50.000 0,05–5000 100–1.000.000

10. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyagok Modell vegyületek

Moláris tömeg [g/mol]

log KOW (log Pow)

C14H10Cl2NNaO2

318,129

4,02

C8H9NO2

151,163

0,34

C13H16N3NaO4S

333,338

4,60

C18H24O2

272,388

4,01

C12H7Cl3O2

289,540

4,76

C15H16O2

228,290

3,32

C16H22O4

278,340

4,05

C6H4Cl2O

162,997

3,33

C14H20ClNO2

269,767

4,14

C8H14ClN5

215,680

2,61

C9H10Cl2N2O

233,1

2,68

C14H16ClN3O

277,752

2,38

C15H22ClNO2

283,796

3,13

C10H14N2

162,230

1,17

Összegképlet

Szerkezeti képlet

Diklofenák CAS: 15307-79-6 Paracetamol CAS: 103-90-2 Metamizol-Na CAS: 8017-81-0 17β-ösztradiol CAS: 50-28-2 Triklozán CAS: 3380-34-5 Biszfenol A CAS: 80-05-7 Dibutil-ftalát CAS: 84-72-2 3,4-diklór-fenol CAS: 95-77-2 Acetoklór CAS: 34256-82-1 Atrazin CAS: 1912-24-9 Diuron CAS: 330-54-1 Metazaklór CAS: 67129-08-2 Metolaklór CAS: 51218-45-2 Nikotin CAS: 54-11-5

A paracetamol (A5000-100G), β-ösztradiol (E8875-250MG), nikotin (N0267100MG ≥99% TLC liquid), 3,4-diklór-fenol (99%, D70406-5G), metolaklór (36163-100MG49

PESTANAL®, standard-FLUKA), biszfenol A (239658-50G, ≥99%), Na-diklofenák (D689910G), dibutil-ftalát (524980-25ML; ≥99%) és acetoklór modellvegyületek (33379-100MGPESTANAL®, standard-FLUKA) a Sigma Aldrich Kft.-től; a metazaklór tartalmú növényvédőszer (Sultan 50SC, 500 g/L metazaklór tartalom) a Makhteshim-Agan Industries Kft.-től (Israel), míg az atrazin (>97.0%) és diuron (>97.0%) modellvegyületek a KISCHEMICALS Manufacturing and Mercantile Kft-től kerültek beszerzésre. A metamizolNa modellvegyületet a veresegyházi Sanofi-Aventis Kft. biztosította. A környezettoxikológiai tesztekhez a fent felsorolt vegyületekből desztillált vizes törzsoldatot készítettünk, melyet hígítottunk további lépésekben. Minden vegyület esetében a 25°C-on megállapított vízoldhatóság határa alatt dolgoztunk egyéb oldódást elősegítő adalékanyag alkalmazása nélkül. Fontosnak tartjuk leszögezni, hogy kutatási-fejlesztési munkánk során elsődleges célunk olyan innovatív környezettoxikológiai tesztmódszerek alkalmazhatóságának bizonyítása volt, melyeket, mint korai figyelmeztető rendszerek a vizeinkben ng/L–µg/L koncentrációban megjelenő mikro-szennyezőanyagok másodlagos káros hatásának előrejelzésére alkalmazhatunk környezetileg releváns koncentráció tartományban. Célunk elsősorban az alkalmazott módszerek széles koncentráció tartományban való érzékenységének bizonyítása volt, semmi képp sem olyan EC50 vagy NOEC értékek meghatározása, melyek alapján hatósági engedélyzési eljárások esetében kockázatbecslés végezhető. Ilyen irányú törekvéseink túlmutatnának jelen disszertáció terjedelmén, bár hosszútávú céljaink között szerepelnek. Ennek érdekében legtöbb esetben tízszeres hígítási faktort alkalmaztunk a mintaoldatok előállítása során, amely metodika helytállóságáról és elfogadhatóságáról a nemzetközi szakirodalomban talált példák alapján is megbizonyosodtunk (Rivetti és mtsai, 2016). 3.1.2 Tetrahymena pyriformis tesztrendszer, fagocitotikus aktivitási teszt A Tetrahymena pyriformis tesztorganizmus fagocitotikus aktivitási teszt esetén – a szakirodalmi adatokra támaszkodva - hipotézisünk volt, hogy a fagocitotikus aktivitás változása környezetileg releváns koncentráció tartományban érzékeny fiziológiás környezettoxikológia végpont lehet szerves mikro-szennyezőanyagok és azon belül ösztrogén hatással rendelkező vegyületek másodlagos káros hatásának előrejelzésére. Ennek érdekében a kistérfogatú rendszerben végzett fagocitotikus aktivitási teszt kísérleti paramétereinek beállítását követően a módszert egyedi mikro-szennyezőanyagok potenciális káros hatásának kimutatására alkalmaztuk több párhuzamos kísérletsorozatban. Kísérleteinkben többek között olyan mikro-szennyezőanyagok hatását tanulmányoztuk, melyek a szakirodalom szerint ösztrogén hatású (xenoösztrogén) vegyületek. A xenoösztrogén vegyületek közül két műanyagipari lágyító, a biszfenol A és a dibutil-ftalát, valamint egy növényvédő szer, az atrazin fagocitotikus aktivitásra gyakorolt hatását is vizsgáltuk. Ezen kívül a 3,4-diklór-fenol, mint bizonyítottan ösztrogén hatású vegyület káros hatását is vizsgáltuk (Rider és mtsai, 2010; Casa-Resino és mtsai, 2012). Kőhidai és munkatársai (2002) módszerétől eltérően nem alkalmaztunk éheztetett tenyészetet, sem kemotaktikus szelekciót, mert az általunk alkalmazott módszerben nem az előre érzékenyített, vagy szelektált populáció alkalmazhatóságát kívántuk tesztelni.

50

A T. pyriformis fagocitotikus aktivitási teszt részletes leírása a Mellékletek M1.2 fejezetében olvasható. A 11. táblázat a T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel vizsgált mikroszennyezőanyagokat és alkalmazott koncentrációjukat foglaltam össze. Az alkalmazott koncentrációk előkísérletek és irodalmi adatok alapján kerültek kiválasztásra. 11. táblázat: A T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel vizsgált mikro-szennyezőanyagok és alkalmazott koncentrációjuk Modellvegyület Atrazin Biszfenol A Dibutil-ftalát 17β-ösztradiol 3,4-diklór-fenol Na-diklofenák

Koncentráció [µg/L] 0,05; 0,5; 5; 50; 500 0,1; 1; 10; 100; 1000 0,05; 0,5; 5; 50; 500 0,01; 0,1; 1; 10; 100 0,005; 0,05; 0,5; 5; 50 0,01; 0,1; 1; 10; 100

3.1.3 A Daphnia magna szívritmus tesztrendszer problémaspecifikus módosítása 3.1.3.1 A módszer érzékenységének vegyületcsoportok esetén

és

alkalmazhatóságának

vizsgálata

különböző

Kutatás-fejlesztési munkánk során célunk volt a D. magna szívritmus teszt, mint fiziológiai végpont alkalmazhatóságának bizonyítása környezetileg releváns koncentráció tartományban mikro-szennyezőanyagok széles skáláját vizsgálva. A vizsgált kardioaktív vegyületek Campbell és munkatársai (2004) szerint két lehetséges módon befolyásolhatják a Daphnia szívritmusát: direkt módon a szívben található ioncsatornákra és réskapcsolatokra hatva, illetve közvetetten neuropeptidek vagy más transzmitter molekulák termelődését befolyásolva, melyek hatást gyakorolnak a szívben található ioncsatornákra és réskapcsolatokra. A Daphnia magna szívritmus teszt, mint nem-konvencionális környezettoxikológiai végpont kidolgozásakor feltételeztük, hogy a fent nevezett hatásmechanizmusokon keresztül nem kizárólag a kifejezetten kardioaktív vegyületek, hanem egyéb ioncsatornákra, neurotranszmitterek képződésére és idegrendszerre ható vegyi anyagok is befolyásolni képesek a Daphnia magna szívritmusát, mint pl. a diklofenák (Gan, 2010). Kísérleteink során arra kerestük a választ, hogy különböző gyógyszerhatóanyagok, testápoló szerek hatóanyagai, hormonok, ipari segédanyagok és élvezeti szerek másodlagos káros hatása előrejelezhető-e környezetileg releváns (ng/L–µg/L) koncentráció tartományban. Első lépésben előzetes, tájékozódó (ún. szkrínelő) méréseket végeztünk mikroszennyezőanyagok speciális képviselőivel az előbb említett csoportokból, környezetileg releváns koncentráció-tartományban a módszer alkalmazhatóságának vizsgálata céljából. Számos mikro-szennyezőanyag, többek között gyógyszerhatóanyagok, hormonok, ipari segédanyagok, élvezeti szerek, nanoanyagok és peszticidek hatását tanulmányoztuk a D. magna tesztorganizmus szívritmusára µg/L–mg/L koncentráció tartományban. Az előbbiekben felsorolt vegyületcsoportokon belül a Na-diklofenák, nikotin, metazaklór, paracetamol, triklozán és a 17β-ösztradiol szívritmusra gyakorolt hatását határoztuk meg a 12. táblázatban szereplő koncentrációkban. A D. magna szívritmus teszt protokolljának részletes leírása a Mellékletek M1.3.2 fejezetében olvasható. 51

12. táblázat: A D. magna szívritmus teszttel vizsgált mikro-szennyezőanyagok és alkalmazott koncentrációjuk Modell vegyület Na-diklofenák Metazaklór Paracetamol Triklozán 17β-ösztradiol Nikotin

Koncentráció [µg/L] 0,1; 1; 10; 100; 1000; 10.000 0,5; 5; 50; 500; 5000 0,5; 5; 50; 500; 5000 0,5; 5; 50; 500; 5000 0,01; 0,1; 1; 10; 100; 1000 0,1; 1; 10; 100; 1000; 10.000

3.1.3.2 Módszerfejlesztés – A Daphnia magna szívritmus teszt eredményét befolyásoló mérési paraméterek vizsgálata Egy környezettoxikológiai teszt eredményét számos tényező befolyásolhatja, ezért egy módszer fejlesztése vagy továbbfejlesztése általánosan magában foglalja a teszt által produkált biológiai válaszok összehasonlítását számos különböző környezeti feltétel mellett. Mivel egy biológiai módszer minősége és érzékenysége a megfelelő kísérleti körülmények beállításán alapszik, a D. magna szívritmus teszt esetében célunk volt az érzékenységet és reprodukálhatóságot tekintve a megfelelő kísérleti beállítás meghatározása, miután a módszer érzékenysége bizonyítást nyert előzetes kísérletsorozataink során. A befolyásoló paraméterek és hatásuk természetének feltárására kiterjedt vizsgálatokat végeztünk. Előkísérletek során megállapítottuk, hogy a mérést végző személy, mint potenciálisan befolyásoló tényező, nincs szinifikáns hatással a szívritmus teszt eredményére. A vizsgálatba bevont öt különböző személy mérési eredményei a Mellékletek M4 táblázatában közöljük. A módszerfejlesztés során egy kiemelt szennyezőanyaggal, a triklozán nevű antimikrobiális szerrel végeztünk további méréseket 0,2; 2; 20; 200 és 2000 µg/L koncentrációban azzal a céllal, hogy a tesztorganizmus kora, a fenntartóközeg minősége és az expozíciós idő esetleges befolyásoló hatásait feltárjuk a D. magna szívritmus, mint mérési végpont esetében. Választásunkat egyrészt indokolja, hogy előzetes kísérleteink során a D. magna szívritmus teszt kiemelkedő érzékenységet (LOEC = 0,5 µg/L) mutatott a triklozán antimikrobiális szer esetében, valamint a triklozán endokrin rendszert károsító tulajdonsága egyaránt (Wang és Tian, 2015). Kísérleteink során minden vizsgált teszt paraméter (diszkrét változó) esetében 2 szintet alkalmaztunk, melyeket a 13. táblázatban foglaltunk össze. A kísérletsorozat összesen nyolc beállítását két párhuzamosban végeztük. 13. táblázat: A vizsgált teszt paraméterek szintjei Dizkrét változók Expozíciós idő Tesztközeg A tesztorganizmus kora

Szintek 24 h csapvíz 3 nap

52

48 h OECD M7 médium 10 nap

Az optimális mérési paramétercsomagot a következő kritériumrendszer alapján választottuk ki: ─ ─ ─

Minél több kísérleti adat rendelkezésre áll, ennek következtében alacsony a kiegyensúlyozatlanság. A tesztorganizmusok érzékenyen reagálnak a vizsgált vegyület koncentrációjára, vagyis annak növelésével a szívritmus szignifikánsan csökken. A különböző koncentrációk esetén a variancia állandó és minimális.

3.1.4 A Lemna minor tesztrendszer klorofilltartalom meghatározásával 3.1.4.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok tesztorganizmussal

és

problémaspecifikus

toxicitásának

alkalmazása

meghatározása

Lemna

összminor

A Lemna minor (apró békalencse) tesztorganizmussal végzett kísérleti munkánk során egyrészt arra kerestük a választ, hogy a konvencionálisan alkalmazott levélkeszám mérési végpontnál érzékenyebb környezettoxikológiai végpontnak bizonyul-e az összklorofilltartalom meghatározása, valamint alkalmas-e a mikro-szennyezőanyagok másodlagos káros hatásainak kimutatására környezetileg releváns koncentrációtartományban. Az első fázisban 5 növényvédőszerrel (acetoklór, atrazin, diuron, metazaklór, metolaklró) mértük az elsődleges hatást a szaporodásra, klorofilltartalom alapján. Miután különböző peszticideket vizsgálva az össz-klorofilltartalom kiemelkedően érzékeny végpontnak bizonyult ng–µg/L koncentráció-tartományban, két ipari segédanyag és két gyógyszerhatóanyag toxicitásának felmérését is elvégeztük az említett módszerrel. A L. minor szívritmus teszt részletes leírása a Mellékletek M1.5 fejezetében olvasható. Hét nap expozíciós idejű tesztben a következő vegyületek hatását vizsgáltuk az apró békalencse szaporodására (14. táblázat). 14. táblázat: A L. minor szaporodásgátlási teszttel vizsgált mikro-szennyezőanyagok és alkalmazott koncentrációjuk Csoportosítás felhasználás alapján Ipari segédanyag Gyógyszerhatóanyag

Növényvédőszer

Modell vegyület Biszfenol A 3,4-diklór-fenol Metamizol-Na Na-diklofenák Acetoklór Atrazin Diuron Metazaklór Metolaklór

Koncentráció [mg/L] 1,5635; 3,125; 6,25; 12,5; 25 0,000025; 0,00025; 0,0025; 0,025; 0,25; 2,5 0,01; 0,1; 1; 10; 100 3,125; 6,25; 12,5; 25; 50 0,00005; 0,0005; 0,005; 0,05; 0,5; 5 0,00001; 0,0001; 0,001; 0,01; 0,1; 1 0,0005; 0,005; 0,05; 0,5; 5 0,0005; 0,005; 0,05; 0,5; 5; 50 0,00005; 0,0005; 0,005; 0,05; 0,5; 5

3.1.4.2 Technológia nyomonkövetés a Lemna minor szaporodásgátlási teszt alkalmazásával Az egyedi mikro-szennyezőanyagok elsődleges és feltételezett másodlagos hatásának felmérésén túl, technológia monitoringra is alkalmaztuk a módszert egy több-komponensű modelloldattal. 53

A Környezeti Mikrobiológia és Biotechnológia Kutatócsoportban a CDFILTER pályázat részeként, szűrésen alapuló (ivó)víz kezelési technológiát alapoztunk meg a vizeinkben megjelenő mikro-szennyezőanyagok hatékony eltávolítására β-ciklodextrin gyöngypolimert (BCDP) tartalmazó töltet alkalmazásával (Nagy és mtsai, 2014). A kísérletek elsődleges célja a pályázat keretében kifejlesztett termék, a β-ciklodextrin gyöngypolimer (BCDP) mikro-szennyezőanyag eltávolítási hatékonyságának felmérése volt vízből. Az ivóvízszűrésre kialakított, átfolyós rendszerű szűrőkkel a konyhai ivóvízszűrők fejlesztését céloztuk meg, ezért további szorbensekkel, köztük egy kiválasztott, a kereskedelemben forgalmazott szűrő gyári töltetével is összehasonlítottuk a β-ciklodextrin gyöngypolimer (BCDP) tartalmú szűrők hatékonyságát. További célunk volt különböző ökotoxikológiai tesztrendszerek alkalmazhatóságának tesztelése a technológiai hatékonyság jellemzésére. Vízkezelési kísérleteink során naproxén, Na-diklofenák, biszfenol A, 17βösztradiol, etinilösztradiol, ösztriol, koleszterin vegyületeket tartalmazó modelloldatot alkalmaztunk, melynek pontos összetétele a 15. táblázatban található. 15. táblázat: A modelloldat pontos összetétele

Naproxén Na-diklofenák Biszfenol A 17β-ösztradiol Etinilösztradiol Ösztriol Koleszterin

Modelloldat [µg/L] 3,89 4,66 4,06 3,23 3,45 2,32 2,44

SD* [µg/L] 0,15 0,13 0,22 0,19 0,10 0,03 0,02

LOQ** [ng/L] 1,10 1,40 9,40 0,56 0,56 1,15 18,50

*S.D. – standard deviáció **LOQ – meghatározási határ

A kísérlet során a modelloldat (adalékolt víz) előállítása a kiválasztott mikroszennyezőanyagokkal, a szűrt vizek komponens-koncentrációinak analitikai nyomon követése, valamint a mért kémiai-analitikai adatok értékelése partnerünknél, az ELTE Környezettudományi Kooperációs Kutató Központ csoportjánál zajlott. A modelloldatban alkalmazott vegyi anyagok felhasználásuk mértéke, vízi ökoszisztémában való előfordulásuk és feltételezett vagy már bizonyított emberre és ökoszisztémára gyakorolt káros hatásuk alapján kerültek kiválasztásra a CDFILTER prioritási listájáról (Molnár és mtsai, 2013).

54

A modelloldatot hat különböző összetételű szűrőközegen folyattuk át (7. ábra). 1. 50 g gyári töltet (GYT) 2. 25 g gyári töltet + 2,5 g β-ciklodextrin gyöngypolimer (BCDP) (GYT+CD) 3. 25 g gyári töltet + 25 g aktív szén (GYT+AC) 4. 25 g kvarchomok + 2,5 g BCDP (KH+CD) 5. 25 g kvarchomok + 25 g aktív szén (KH+AC) 6. 25 g aktív szén + 2,5 g előkezelt BCDP 7. ábra: Az átfolyós rendszerű (ivó)vízszűrők az (AC+CD) alkalmazott szűrőközegekkel Az ivóvíz szűrést modellező átfolyós rendszerű kísérletben hat különböző összetételű szűrőrendszert teszteltünk az ábrán látható összetételben, melyeknek az összetevői a következők voltak:  gyári töltet (GYT): kereskedelmi forgalomban kapható termék, ivóvízszűrő berendezés töltete, pontos összetétele nem ismert, szabadalmi oltalom alatt áll;  β-ciklodextrin gyöngypolimer (BCDP/CD): CYL-3417, CycloLab termék, szemcseméret: 0,1–0,3 mm, duzzadási térfogat: 5 mL/g, β-ciklodextrin tartalom 60%;  kvarchomok (KH): kvarchomok - szemcseméret (90%): 0,2–0,8 mm, (CAS-No: 14808-60-7, Spektrum 3D)  granulált aktív szén (AC): GAC 830 M, szemcseméret: 0,5–2,4 mm, BET: 1050 m2/g, Norit). A fent látható tömegek száraz tömegek, annak érdekében, hogy nedvesen is közel egyenlő szűrőközeg térfogatokat kapjunk, mivel a BCDP a tömegének megfelelő tízszeres vízmennyiséget képes magába szívni. A fenti szűrőrendszereken 3–3 L tesztoldatot szűrtünk át, az átlagos térfogat áram 2,4 ± 0,5 L/h volt. A technológiai kísérletek követésére és értékelésére integrált metodikát alkalmaztunk (analitikai kémiai és ökotoxikológiai módszereket) azzal a céllal, hogy a különböző szűrőközegek eltávolítási hatékonyságát jellemezzük. Az ELTE kutatócsoportja eljárást fejlesztett a vegyületek trimetilszilil (TMS) (oxim) észter/éterekként gázkromatográfiás-(tandem) tömegspektrometriás eljárással történő meghatározására a Varian 4000-GC-MS/MS rendszerrel (Walnut Creek, CA, USA). A készülékegyüttes egy Varian CP-8400 automata mintaadagolóval és programozható injektorral (Varian 1079) felszerelt Varian 3800-as gázkromatográfból és egy Varian 4000 GC-MS/MS típusú, ioncsapda analizátorral ellátott tömegspektrométerből áll. A kémiai analitikai módszer leírását a származékképzéses eljárással Sebők és munkatársainak (Sebők és mtsai, 2009), valamint Helenkár és munkatársainak (Helenkár és mtsai, 2010) munkája tartalmazza. A befolyó modelloldat és az elfolyó szűrletek toxicitását a korábbiakban bemutatott Lemna minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló szaporodásgátlási teszttel,

55

valamint Daphnia magna immobilizációs és szívritmus teszttel is jellemeztük. Ezen módszerek részletes leírását a Melléklet M1.3 és M1.5 fejezetei ismertetik. 3.1.5 Nano titán-dioxid hatásának komplex ökotoxikológiai vizsgálata Kísérleteink során a nanoökotoxikológia problémaköre is kiemelt szerepet kapott, így több lépcsőben végeztünk kísérletsorozatokat nano titán-dioxid hatásának felmérésére vízi tesztorganizmusokkal. Első fázisban egy kiemelt nano titán-dioxiddal (Degussa VP P90 nTiO2) végeztünk átfogó vizsgálatokat komplex ökotoxikológiai módszercsomaggal. Mivel a nanoanyagok ökotoxicitását és biológiai hozzáférhetőségét számos környezeti és tesztparaméter befolyásolhatja, mint a homo- és heteroaggregátumok képződése a környezetben és a tesztközegben egyaránt, célunk volt, hogy négy különböző kereskedelmi forgalomban kapható nano titán-dioxid termék vízi ökoszisztémára gyakorolt káros hatásait is felmérjük. Így kísérleteink következő fázisában a kiemelkedő érzékenységet produkáló környezettoxikológiai módszerekkel négy eltérő részecskemérettel rendelkező nTiO2 szuszpenzió részecskemérettől függő hatását tanulmányoztuk. 3.1.5.1 Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió vízi tesztorganizmusokra gyakorolt toxikus hatásának vizsgálata A 0,1 M-os sósavval aktivált Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió toxikus hatását különböző trofikus szintekről származó tesztorganizmusokkal vizsgáltuk. Mivel az irodalomban kevés adat áll rendelkezésre tengeri organizmusok és magasabb szerveződési szintű növényekkel végzett tesztekről, kísérleteink során egy tengeri, biolumineszkáló baktériumot (Aliivibrio fischeri) és egy édesvízi makrofita növényt, az apró békalencsét (Lemna minor) alkalmaztunk tesztorganizmusként. Ezen kívül a nTiO2 potenciális toxikus hatását olyan széles körben alkalmazott tesztorganizmusokkal is vizsgáltuk, mint pl. az édesvízi egysejtű algák (Pseudokirchneriella subcapitata, Scenedesmus subspicatus és Chlorella vulgaris), egy csillós protozoon (Tetrahymena pyriformis), és egy édesvízi kagylós rák, a vízibolha (Daphnia magna). A különböző tesztorganizmusok esetében alkalmazott nTiO2 koncentrációkat a 17. táblázatban foglaltuk össze. Az alkalmazott környezettoxikológiai tesztek részletes leírása a Mellékletek c. fejezet M1. pontjában olvasható. A Milli-Q® nagytisztaságú vízzel hígított nTiO2 szuszpenzió Zéta-potenciál és részecskeméret eloszlás meghatározását egy a dinamikus fényszórás elvén működő készülékkel (Malvern Zetasizer ZS, Malvern Instruments, UK) határoztuk meg. A Zétapotenciál meghatározása szintén a Malvern Zetasizer ZS készülékkel történt egy elektródákkal felszerelt kapilláris küvettában. A Zéta-potenciál és a részecskeméret meghatározásának leírása a Mellékletek M1.6 fejezetében olvasható.

56

Az alkalmazott nTiO2 szuszpenzió tulajdonságait a 16. táblázatban foglaltuk össze. 16. táblázat: Az alkalmazott Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió tulajdonságai Elsődleges részecskeméret [nm]

14

Fajlagos felület [m2/g] Tömeg szerinti részecskeméret eloszlás [nm]a Szám szerinti részecskeméret eloszlás [nm]b

90 ± 20 73

Koncentráció [m/m%]

58 4,00

Kristályforma 90% anatáz; 10% rutil a A diszperzióban található halmazok 50%-ának összesített térfogata (tömege) az adott méret alatt, 50%-a e feletti tartományban található. b A diszperzióban található halmazok 50%-a (szám szerint) az adott méret alatt, 50%-a e feletti tartományban található. 17. táblázat: A vizsgált Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió koncentrációk az alkalmazott tesztorganizmusok esetén Tesztorganizmus Aliivibrio fischeri Chlorella vulgaris Pseudokirchneriella subcapitata Scenedesmus subspicatus Tetrahymena pyriformis Daphnia magna Lemna minor

Koncentráció [µg/L] 0,01; 0,1; 1; 10; 100; 1000; 10.000; 100.000 80; 400; 1625; 2000; 3125; 6250; 10.000; 12.500; 25.000; 50.000 0,1; 1; 10; 100; 1000; 10.000 0,05; 0,5; 5; 50; 500 0,1; 1; 10; 100; 1000; 10.000

Az elvégzett környezettoxikológiai tesztekhez az eredeti nTiO2 törzsoldatból MilliQ® nagytisztaságú vízzel hígítási sort készítettünk, majd a megfelelő koncentrációjú hígítási tagokat 1:9 arányban elegyítettük az alkalmazott tesztorganizmusok számára szükséges fenntartóközeggel, hogy a tesztelni kívánt koncentrációkat beállítsuk. Az eredeti nTiO2 szuszpenzió MilliQ® nagytisztaságú vízzel való hígítása sarkalatos pont, ugyanis a nTiO2 szuszpenziót a tesztorganizmusok számára szükséges fenntartóközegekkel hígítva a nTiO2 részecskék aggregálódhatnak, így ha sorozatosan az előző töményebb, már aggregálódott hígítási tagból végeznénk a további hígításokat halmozódó hibát követnénk el a pontos koncentráció beállításakor. 3.1.5.2 A nTiO2 részecskemérettől függő hatásának vizsgálata Négy különböző részecskeméretű TiO2 szuszpenzió toxikus hatását vizsgáltuk különböző trofikus szintekről származó vízi tesztorganizmussal környezetileg releváns koncentráció tartományban (ngmg/L). Kísérleteink során az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási tesztet, a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás tesztet, a Daphnia magna szívritmus tesztet és az apró békalencse (Lemna minor) klorofilltartalmon alapuló növekedésgátlási tesztet alkalmaztuk. Mivel saját tapasztalataink és irodalmi adatok alapján a különböző nTiO2 szuszpenziók eltérő toxicitását a részecskeméretbeli különbségnek, illetve egyéb meghatározó tulajdonságok eltérésének – Zéta-potenciál, fajlagos felület, kristályforma – tulajdonítottuk, kiterjedt fizikai-kémiai vizsgálatokat folytattunk az alkalmazott nTiO2 szuszpenziókkal. 57

Elsődleges szempont volt, hogy mindegyik TiO2 szuszpenziót az alkalmazott tesztorganizmusok által igényelt tesztközegben is jellemezzük, mivel már kismértékű eltérés a pH, vezetőképesség, vagy ionerősségben gyökeresen megváltoztathatja az adott nTiO2 részecskék tulajdonságait, így a biológia rendszerekkel való reaktivitását. A tesztoldatok elektromos vezetőképességét (EC), kémhatását (pH), részecskeméret-eloszlást, illetve a Zétapotenciál értékeket is meghatároztuk. A módszereket a Mellékletek M1.6 fejezetében adtuk meg. A részecskék fajlagos felület (BET) adatait a gyártó cég biztosította. Alkalmazott TiO2 szuszpenziók: Az AERODISP® W 740 X és VP Disp. W 2370 X nTiO2 szuszpenziót az Evonik Resource Efficiency Kft forgalmazza. A P90M a Degussa VP P90 titán-dioxid por 0,1 M HClal aktivált formája, melyet szintén az Evonik Resource Efficiency Kft.-től szereztünk be. Az AFDC200 titán-dioxid por a Kemira Kft.-től került beszerzésre, melyet szintén aktivált állapotban alkalmaztunk. A vizsgált TiO2 szuszpenziók tulajdonságai a 18. táblázatban láthatóak. Az eredeti TiO2 törzs-szuszpenziókat 4°C-on tároltuk és felhasználás előtt kétszer 30 percig ultrahangoztuk ultrahangos tisztító berendezésben (Realsonic Cleaner RS-57F, Magyarország). Az ultrahangos tisztítót 30°C-on a következő paraméterekkel üzemeltettük: 400 W; 37 kHz; 5 L térfogatú vízfürdő. A törzs-szuszpenziók részecskeméretüket és Zétapotenciáljukat tekintve stabilak maradtak a felhasználás ideje alatt. Kísérleteinkben 0,1−10.000 µg/L koncentráció-tartományban dolgoztunk tízszeres hígítási léptékkel. 18. táblázat: Az alkalmazott nTiO2 szuszpenziók tulajdonságai

Tömeg szerinti részecskeméret elolszlás [nm]a Szám szerinti részecskeméret elolszlás [nm]b Koncentráció [m/m%]

W 2730X

W 740X

P90M

AFDC200

16

36

89

3264

13

23

73

2884

30 ± 1 40 ± 1 4 10 90% anatáz 90% anatáz 90% anatáz Kristályforma 100% anatáz 10% rutil 10% rutil 10% rutil Fajlagos felület [m2/g] 90 ± 20 8 35−65 70−110 a A diszperzióban található halmazok 50%-ának összesített térfogata (tömege) az adott méret alatt, 50%-a e feletti tartományban található. b A diszperzióban található halmazok 50%-a (szám szerint) az adott méret alatt, 50%-a e feletti tartományban található.

3.2 Direkt toxicitás felmérés szennyvízmintákon 3.2.1 Tesztelt szennyvízminták Az általunk vizsgált szennyvízminta egy biológiai szennyvíztisztító telepről származik, ahol egy harmadlagos kezelési technológia került alkalmazásra a biológiai szennyvíztisztítás hatékonyságának növelése céljából. A település 4000 fő lakossal rendelkezik, valamint egy kórház is található a területén. Így a kommunális és a kórházi szennyvíz együtt került kezelésre. A biológiai folyamat egy anoxikus és aerob reaktor kaszkád rendszerben történt hagyományos szennyvíz előkezeléssel. 58

Az első mintavétel időpontja egy tipikus nyári működtetési időszakba esett, amikor a befolyó szennyvíz minősége és egyéb technológiai paraméterek különböznek a tipikus őszi működtetési időszaktól (alacsonyabb hőmérséklet, különböző vízhasználati szokások). A szennyvíztisztítási technológia 800 m3/nap terheléssel, 4 nap tartózkodási idővel működött. A befolyó és elfolyó tisztított szennyvízben található mikro-szennyezőanyagok kimutatására érzékeny kémiai-analitikai elemzési technikát alkalmaztunk, a 2.1.4.2 fejezetben röviden ismertetett korszerű GC-MS módszert (Sebők és mtsai, 2009; Helenkár és mtsai, 2010). Mivel az ismételt mérések nem mutattak konzekvens tendenciát (a befolyó szennyvíz időben változó minősége miatt) és a mintavétel gyakorisága szintén korlátozott volt a költséges és időigényes analitikai mérések miatt, a monitoring koncepcióján módosításokat hajtottunk végre és gyakori környezettoxikológiai teszteléssel egészítettük ki. 3.2.2 Biológiai szennyvíz tisztító telep elfolyó szennyvizének direkt toxicitás vizsgálata Lemna minor tesztorganizmussal Kutatómunkám során célom volt egy olyan környezettoxikológiai módszer kiválasztása, mely az egyedi szennyezőanyagot tartalmazó mintaoldatok toxicitásának felmérésén túlmenően komplex környezeti minták aggregált hatásának jellemzésére egyaránt alkalmas. Kísérleteink során a 4000 főt számláló település elfolyó szennyvizét vizsgáltuk integrált metodikával. A környezeti minták direkt toxicitás vizsgálatának megközelítését alkalmazva a Lemna minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló szaporodásgátlási teszttel jellemeztük a befolyó és kezelt szennyvíz toxicitását. Célunk a DTA megközelítés (direkt toxicitás felmérés) előnyeit kihasználva a mintában található szennyezőanyagok által kifejtett (akár detektálási határ alatt megjelenő koncentrációban) aggregált toxicitásának felmérése volt. Mivel a jelenleg hivatalos DTA protokollokban nem szerepel a Lemna minor, mint direkt toxicitás felmérése alkalmas tesztorganizmus, annak alkalmazhatóságát is bizonyítani kívántuk. Annak érdekében, hogy jellemezni tudjuk a szennyvízkezelési technológia hatékonyságát, illetve a szükséges mértékét a további toxicitás csökkentésnek, az alábbi praktikus indikátorokat határoztuk meg: ─

Hatásos minta hányad (ESP: Effective Sample Proportion): azon mintahányad, mely a referencia mintával egyenértékű gátló hatást okoz. Amennyiben ez a % érték kisebb, mint 100, a minta toxikusabb, mint a referencia. Az ESP fordítottan arányos a toxicitással;

─

A kockázatot jellemző arány (RCR: Risk Characterization Ratio): megadja a minta relatív kockázatát a nem toxikus referencia mintához viszonyítva. Az RCR egyenlő a szükséges kockázatcsökkentés mértékével (RCR=RRR0);

─

A toxicitás csökkentésének szükséges mértéke (RRR20: Risk Reduction Rate): az a kockázat csökkentési arány mellyel elérjük a kívánt toxicitási szintet (H%<20%): ESPminta/ESPcél, RRR20 = ESPminta/80%; RRR≤ RCReredeti minta.

A DTA leggyakoribb végpontjai a gátlási százalék (H%), amit a mintának kitett tesztorganizmus válaszából számítanak a nem toxikus referenciához viszonyítva. További gyakori – hígítási soron alapuló - végpont az a minta dózis vagy térfogat, ami bizonyos mértékű gátlást eredményez. 59

Például NOEL: No Observed Effect Level - az a legnagyobb dózis, amely nem okoz megfigyelhető hatást vagy LOEL: Lowest Observed Effect Level - az a legkisebb dózis, amelynek hatása már megfigyelhető. A gátlás mértékének (H%) meghatározása kis toxicitású minták esetében folyamatok nyomon követésére ajánlott, ahol a toxicitás csökkenését várjuk. Amennyiben a toxicitás mértéke nagy, javasolt a minta hígítási sor egyes elemeinek vizsgálata, melyből megrajzolható a dózis-válasz görbe. A toxicitás keresett szintje (toxicity screening level) megadható, mint egy adott gátlási % érték. Praktikus okokból érdemes megkülönböztetni a nulla és nullától különböző keresett toxicitási szintet; az általában használt érték a max. 20% mértékű gátlás. Azokat a mintákat, melyek nem felelnek meg a 0%-os gátlási kritériumnak a referencia mintához viszonyított relatív kockázattal jellemezhetjük (RCR: a kockázatot jellemző arány = minta toxicitása/referencia minta toxicitása). A megcélzott gátlási százalék érték lehet 0% (ebben az esetben RCR=RRR), de meghatározható 20, 25, vagy akár nagyobb százalék érték a területhasználattól és menedzsment koncepciótól függően. Mivel a hatásos mintamennyiség teszt-függő, nagy szórású abszolút értéke nem használható a toxicitás általános jellemzésére. Ehelyett egy összehasonlítható és átváltható interpretáció szükséges, mint pl. a hígítási arány (pl. 10-szeres), vagy a hatásos minta hányada (ESP) (pl. 60%) a talaj- vagy vízmintának, mely egy bizonyos mértékű gátlást okoz (pl. 20%). Ezek az értékek megegyeznek a minta toxicitásának szükséges mértékével, hogy elérjük ugyanezt a megcélzott maximum 20% hatás szintet. 3.3 Eredmények értékelése Az ökotoxikológiai eredmények értékelésénél a mérési végpontokból (biolumineszcencia, fagocitotikus aktivitás, szívritmus, klorofilltartalom) statisztikai módszerrel határoztuk meg a vizsgálati végpontokat. A toxikus végpontok meghatározását a koncentráció–válasz összefüggés vizsgálata alapján végeztük. A vegyi anyagok hígítási sora alapján, a koncentráció függvényében mértük a hatást, és vettük fel a koncentráció-válasz görbét. A görbe illesztését, és a görbéről az 50 %-os gátláshoz tartozó EC50 értékek meghatározását az OriginLab 8.0 szoftverrel, logisztikus függvény illesztésével (y = A2 + (A1-A2)/(1 + (x/x0)^p)) végeztük. Valamennyi mérési eredmény statisztikai kiértékelése StatSoft® Statistica 12 szoftverrel történt. Az eredmények negatív kontrollhoz viszonyított eltérésének szignifikáns voltát egyutas ANOVA módszerrel határoztuk meg, a Dunnett-féle próba alkalmazásával (p<0,05 szignifikancia szinten). Az adatok varianciájának homogenitásáról a Levene-próba segítségével győződtünk meg. A korrelációanalízist szintén a StatSoft® Statistica 12 szoftver Pearson-féle korrelációanalízisével végeztük. A krónikus környezettoxikológiai tesztekben meghatározott LOEC analógiájára Lowest Significant Effect (LSE) értéket határoztam meg statisztikai módszerrel Dunnett próbával. Az LSE alkalmazásával egyszerű informatív mutatót igyekeztem találni, mellyel jól leírhatjuk és összehasonlíthatjuk a módszerek érzékenységét az adott kísérleti beállításokkal, az egyes tesztelt vegyületek esetén.

60

4. EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK 4.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok ökotoxikológiai vizsgálata és hatásának jellemzése 4.1.1 Tetrahymena pyriformis fagocitotikus alkalmazhatósága − eredmények

aktivitás

problémaspecifikus

Doktori munkám során a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitást, mint nemkonvencionális szubletális végpontot alkalmaztam mikro-szennyezőanyagok másodlagos káros hatásának felmérésére. A Tetrahymena pyriformis protozoon elterjedten alkalmazott tesztorganizmus a környezettoxikológiában elsősorban a proliferáció, mint mérési végpont meghatározásával. Emellett alkalmazott mérési végpontok még a membrán fluiditás, fagocitotikus aktivitás, kemotaxis, bizonyos stressz-hormonok jelenlétének és különböző enzimek aktivitásának vizsgálata. Jelenleg szabványosított teszt-protokoll nem elérhető. Kísérleteink során atrazin, biszfenol A, dibutil-ftalát, 17β-ösztradiol, 3,4-diklór-fenol és Na-diklofenák hatását vizsgáltuk a vakuólum képzésre. A szkrínelő felmérés során a módszer és a végpont érzékenységének és alkalmazhatóságának felmérése volt a célunk, ezért nem alkalmaztunk - Kőhidai és munkatársai (2002) módszerétől eltérően - éheztetett tenyészetet, sem kemotaktikus szelekciót. A kísérletsorozataink során tesztelt szennyezőanyagok koncentráció-tartománya 0,005−1000 µg/L között változott, melyen belül szignifikáns hatást találtunk minden mintaoldat esetében, kivéve a 100 µg/L koncentrációjú biszfenol A oldatot. Az atrazin, dibutil-ftalát, 17β-ösztradiol és a 3,4-diklór-fenollal történő kezelés koncentráció-függő, a koncentrációval növekvő fagocitotikus aktivitás csökkenést eredményezett (8. ábra). A legkisebb alkalmazott atrazin koncentráció (0,05 µg/L) 16%-os gátló hatást (19. táblázat) eredményezett a kontroll csoporthoz viszonyítva, míg a dibutil-ftalát 0,05 µg/L koncentrációban alkalmazva 19%-kal csökkentette az átlagos vakuólum számot a kontroll csoport átlagos vakuólum számához képest. A 17β-ösztradiol esetében a legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentrációnak 0,01 µg/L értéket határoztunk meg, mely 14%-os gátló hatást okozott. A Tetrahymena tenyészetet 3,4-diklór-fenollal kezelve kiemelkedő érzékenységet tapasztaltunk, a legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció (0,005 µg/L) 23%-os gátló hatást eredményezett, azaz ng/L szinten tudtunk a végponttal szignifikáns eltérést kimutatni a kontroll csoporthoz képest. A Na-diklofenák, mint nem szteroid típusú gyulladáscsökkentő, 0,01−100 µg/L koncentráció tartományban konstans és szignifikáns fagocitotikus aktivitás növekedést eredményezett (21−42%). A legérdekesebb választ a xenoösztrogén hatású biszfenol A eredményezte (ugyanezt a hatást mutatva több kísérletsorozatban), mely 0,1−1000 µg/L koncentráció tartományban nem mutatott koncentrációval arányos gátló hatást. Ellenben a két kisebb (0,1 és 1 µg/L), valamint a legnagyobb alkalmazott koncentrációkban (1000 µg/L) erős gátlást mutatott a táplálkozási aktivitásra, míg a közbülső vizsgált koncentrációkban (10 és 100 µg/L) ezzel ellentétes, serkentő hatást váltott ki.

61

8. ábra: A fagocitózis által képzett vakuólumok átlagos száma. A szignifikáns hatásokat csillag jelöli (*).

19. táblázat: A T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel meghatározott gátlái százalék értékek (expozíciós idő=30 min) Gátlás (H%)

0,05

16

0,1

58

0,05

19

0,01

14

0,005

3,4diklórfenol 23

0,5

35

1

88

0,5

22

0,1

51

0,05

26

0,1

−42

5

80

10

−67

5

38

1

64

0,5

59

1

−21

50

86

100

−33

50

48

10

57

5

100

10

−29

500

81

1000

81

500

74

100

79

50

100

100

−30

Konc. Konc. Atrazin [µg/L] [µg/L]

Biszfenol A

Konc. [µg/L]

Dibutilftalát

Konc. [µg/L]

17βösztradiol

Konc. [µg/L]

62

Konc. [µg/L]

Nadiklofenák

0,01

−36

20. táblázat: A T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel meghatározott legkisebb szignifikáns hatás (LSE) és EC50 értékek Modell vegyület LSE [µg/L] EC50a[µg/L] Std. hiba R2 3,4-diklór-fenol 0,005 0,18 0,098 0,934 17β-ösztradiol 0,01 0,07 0,105 0,892 Na-diklofenák 0,01 nm nm nm Atrazin 0,05 0,58 0,259 0,968 Dibutil-ftalát 0,05 29,87 12,82 0,958 Biszfenol A 0,1 nm nm nm a Az EC50 értékek meghatározása OriginLab 8.0 szoftverrel történt logisztikus függvény illesztésével (y = A2 + (A1-A2)/(1 + (x/x0)^p)). nm: megbízhatóan nem meghatározható a nem koncentrációval arányos koncentráció-válasz miatt.

Az általunk meghatározott legkisebb szignifikáns hatás értékeket (LSE: Lowest Significant Effect) (20. táblázat) a környezeti koncentrációkkal összehasonlítva megállapíthatjuk, hogy a fagocitotikus aktivitás módszere kiemelkedő érzékenységgel bír a tesztelt mikro-szennyezőanyagok káros hatásának előrejelzése tekintetében környezetileg releváns koncentráció tartományban alkalmazva azokat. Hintemann és munkatársai (2006), Esteban és munkatársai (2014) valamint a második Duna Víminőségi Felmérés (továbbiakban JDS2: Joint Danube Survey 2) 0,037 ng/L és <5 ng/L koncentrációt határoztak meg 17β-ösztradiolra felszíni vizekben. A Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt akár már 10 ng/L 17β-ösztradiol hatásának jelzésére is képes volt. A Tejo folyó medencéjében 0,24 µg/L atrazint mutattak ki (Silva és mtsai, 2015), a Vistonis tóban (Görögország) pedig 1,465 µg/L-t (Papadakis és mtsai, 2015). A JDS2 szerint 0,0001−5,6 µg/L koncentrációban volt atrazin kimutatható a Dunában, mely összemérhető a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt által kimutatott legkisebb koncentrációval (LSE=0,05 µg/L). A biszfenol A természetes vizekben megközelítőleg <0,01−1,9 µg/L koncentrációban van jelen (Olmez-Hanci, 2015). A JDS2 szerint a Dunában található biszfenol A mennyisége 0,004−0,49 µg/L. A Donghu tóban (Kína) mért mennyiség 0,02−0,534 µg/L (Jin és mtsai, 2013), míg az Elbában mért mennyiség 0,009−0,776 µg/L, az Északi tengerben megközelítőleg egy nagyságrenddel alacsonyabb a koncentráció (Heemken és mtsai, 2001). A fenti felszíni vizekben mért biszfenol A koncentrációkat figyelembe véve a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt – bár nem adta a hagyományos szigmoid lefutású koncentráció-válasz összefüggést – megfelelő biotesztnek bizonyult a biszfenol A-val szemben tanúsított érzékenysége alapján (H%=83%; 0,5 µg/L). Az endokrin rendszert károsító vegyületek nem-monoton dózis válasz összefüggést eredményező hatásának már kiterjedt szakirodalma van. A biszfenol A a vizsgálatok 20%ában nem-monoton dózis válasz görbét eredményez különböző biológiai végpontokat vizsgálva. A szakirodalom egyrészt azzal magyarázza ezt a nem szokványos dózis-válasz összefüggést, hogy a bonyolult, sok összetevőjű hatás mögött rejlő egyedi hatásmechanizmusok egyenként valószínűleg monoton dózis-válasz összefüggést eredményeznek, de eredő hatásuk nem-monoton lefutású görbét eredményez. Az egyed szintjén vizsgált fiziológiai hatás így mutathat nem szokványos dózis válasz összefüggést (Vandenberg, 2014). 63

Egy másik jól ismert mechanizmus a hormon koncentráció hatása a receptorok számára. Amikor a képzett receptorok száma nem egyenlő a degradálódott receptorok számával, a hormon koncentráció növekedésével csökken a válasz (von Zastrow és Kobilka, 1994). Néhány receptor esetében a nagyobb dózisokra való választ befolyásolhatja a deszenzitizáció jelensége, ekkor a receptorok biokémiailag deaktiválódnak a hormon koncentráció növekedésével (Freedman és Lefkowitz, 1996; Lohse, 1993). Más olyan mechanizmusok, mint az endokrin negatív visszacsatolási hurkok szintén elképzelhető okok lehetnek (Vandenberg, 2014). A nem monoton koncentráció-válasz összefüggést bizonyos újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagok esetében más szakirodalmi adatok is megerősítik (Amiard-Trique és mtsai, 2015; Lagarde és mtsai, 2015; Siddique és mtsai, 2016). Kísérleteink jelen fázisában eredményeink alapján még nem vonhatunk le egyértelmű következtetéseket a T. pyriformis fagocitotikus aktivitás esetében a mért diszkrepancia okának feltárására, a jelenség mögött álló konkrét okok felderítésére további vizsgálatok szükségesek. A dibutil-ftalát ivóvíz bázisokban mért koncentrációja 0,1−5 µg/L (ATSDR, 1990), míg a JDS2 eredményei szerint 0,2−7 µg/L található a Dunában. A Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás végpont ebben az esetben is érzékenynek bizonyult 0,05 µg/L dibutilftalátra, ez a hatás a növekvő koncentrációval arányosan nőtt, így dibutil-ftalát káros hatásának is lehet korai jelzőrendszere környezetileg releváns koncentráció tartományban. Heberer és munkatársai (2002) valamint a JDS2 szerint a Na-diklofenák környezeti koncentrációja 0,103 µg/L (Berlin), illetve 0,13 µg/L (Duna). A Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt érzékeny és figyelemfelkeltő választ adott 0,01 µg/L Nadiklofenákkal szemben. A fagocitotikus aktivitás konstans és szignifikáns növekedése (stimulálása) 0,01−100 µg/L koncentráció tartományban szintén fontos biológiai válasz lehet, ahogyan azt Kermiche és munkatársainak (2016) eredményei is alátámasztják. Esetükben a Paramecium sp. sejtek ibuprofén kis koncentrációjának kitéve (1 és 10 μg/L), szignifikáns értékeket produkáltak a sejtnövekedés és a légzési metabolizmus terén. A JDS2 felmérés szerint a maximum Dunában mért 3,4-diklór-fenol koncentráció 0,162 µg/L míg a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt érzékenynek bizonyult 0,005 µg/L 3,4-diklór-fenol koncentráció esetén. Ez egy környezeti hatás szempontjából is kiemelkedő eredmény, ami feltételezhetően az oxidativ stresszel köthető össze, hiszen a klórfenolok gyakori szennyezőanyagai vizeinknek, akár növényvédőszerek, fakonzerváló anyagok, akár más ipari segédanyagok bomlásából származhatnak. Így hatásuk korai bioindikálása - kis mennyiségben - kiemelt jelentőségű. Schüürmann és munkatársai (2003) a fenol-vegyületekhez köthető toxikus mechanizmust vizsgálták. Számos lehetséges hatásmechanizmusról számoltak be, mint például reaktív oxigén gyökök képzése, oxidatív szétkapcsolás, vagy az elektrofilicitás növelése, mely receptorok, enzimek, DNS és RNS károsodáshoz vezet. Schultz és munkatársai (1997) szerint a poláris narkózis szintén fontos hatásmechanizmus lehet. Schultz és munkatársai (2000) az endokrin rendszert károsító hatást, ezen belül is kifejezetten az ösztrogén hatást jelölték meg, mint a fenol-vegyületek jelentős hatásmechanizmusa. Ami az eredményeink hátterét is igazolhatja, mivel a koncentrácó-válasz hasonló lefutást mutatott a 17β-ösztradiol és a 3,4-diklór-fenol esetén.

64

Kísérleteink során a természetes ösztrogén hatású vegyület, a 17β-ösztradiol mellett négy olyan mikro-szennyezőanyag hatását is vizsgáltuk, melyeket a szakirodalom az endokrin rendszert károsító vegyületek csoportjába sorol, ösztrogén hatású (xenoösztrogén) vegyületként szerepelnek (Gascón és mtsai, 1997; El-Mubarak és Huisingh, 2001; Crain és Guliette, 2005; Brennan és mtsai, 2006; Ortiz-Zarragoitia és mtsai, 2006; Rider és mtsai, 2010; Casa-Resino és mtsai, 2012). Ezen vegyületek az atrazin, biszfenol A, dibutil-ftalát és a 3,4-diklór-fenol. A Tetrahymena fajok endogén, az emlős sejtek szteroidjaihoz hasonló vegyületeket termelnek (Csaba és mtsai, 1985), azonban az emlős szteroid receptorokhoz hasonló struktúrákat mindezidáig nem találtak (Gerhardt és mtsai, 2010), habár ezen tanulmányok szerint szteroid receptorhoz hasonló struktúrák révén a Tetrahymena sejteket befolyásolni képesek ezek a környezeti ösztrogén vegyületek. Az általunk vizsgált minden xenoösztrogén vegyület esetében a fagocitotikus aktivitás egyértelmű, és koncentráció függő megváltozását tapasztaltuk, mely valószínűsíthetően a homeosztázis hormonális megzavarásából fakad. A szakirodalomban kevés információt találhatunk az általunk vizsgált modellvegyületek (17β-ösztradiol, biszfenol A, dibutil-ftalát, atrazin és 3,4-diklór-fenol) egyéb végponttal mért hatásaira vonatkozóan T. pyriformis tesztorganizmussal. Elsősorban a 17β-ösztradiol hatására vonatkozóan találkozhatunk ökotoxicitási adatokkal, illetve néhány adat dibutil-ftalátra is előfordul. Dibutil-ftalát hatását vizsgálva a T. pyriformis proliferáció esetében EC50 (24 h) = 2200 µg/L értéket határoztak meg (WHO, 1997), míg T. termophyla faj esetében 2,4-diklórfenolt vizsgálva pedig EC50 (24 h) = 3,69 mg/L értéket határoztak meg (Li és mtsai, 2014). Mindkét vegyület esetében megközelítőleg 3–4 nagyságrenddel nagyobb érzékenységet kaptunk a fagocitotikus aktivitási teszt esetén. A T. pyriformis tesztorganizmus egyéb végpontjait alkalmazva, mint pl. a kemotaxis vagy a proliferáció, Kőhidai és munkatársai (Kőhidai és mtsai, 2003) nem találtak 17βösztradiol esetében kemoattraktív hatást vagy szaporodásbeli változást 1 ng/L−1 mg/L koncentráció tartományban. Ugyanakkor 5 ng/L 17β-ösztradiol halakban (Pimephales promelas) 104−106-szorosra növelte a mérhető vitellogenin koncentrációt 2 nap expozíciós idő elteltével (Flick és mtsai, 2014). Az ösztrogén hatású anyagok vizsgálatára széles körben elterjedtek azon in vitro tesztrendszerek, melyek vegyianyagok ösztrogén receptorhoz (ER: Estrogen Receptor) való kötődésének kvantitatív meghatározására alkalmasak. Az ösztrogén hatású anyagok ösztrogén receptorhoz való affinitásának meghatározásával jellemezni lehet azok ösztrogén potenciálját (Kinnberg, 2003). Az élesztő sejteket alkalmazó Yeast estrogen screen (YES) tesztrendszer a humán sejtvonalaknál egyszerűbben kezelhető, az ösztrogén hatású vegyületek kimutatására szolgáló módszer. Habár az élesztők eredendően nem rendelkeznek szteroid hormon receptorokkal, rendelkeznek a hormonválasz létrejöttéhez szükséges faktorokkal és útvonalakkal. Humán ösztrogén receptort kifejező transzgenikus élesztőben az ösztrogénhatás könnyen láthatóvá tehető olyan riporter konstrukciókkal, mint pl. az ösztrogén hormonválasz elem mögé épített β-galaktozidáz gén. Amennyiben ösztrogén hatásra β-galaktozidáz enzim termelődik, az egyszerűen kimutatható a reakció során színt változtató kromogén szubsztrát segítségével (Kinnberg, 2003).

65

A 30 perc expozíciós idejű Tetrahymena bioteszt érzékenysége összemérhető az általánosan alkalmazott in vitro Yeast Estrogen Screen (YES) esszé érzékenységével, mely ng/L koncentrációban képes az ösztrogén hatás kimutatására (LOQ=0,0031−0,038 µg/L) (Folmar és mtsai, 2002; Rajapakse és mtsai, 2002; Schultis és Metzger 2004) így ezen xenoösztrogén típusú vegyületek korai figyelmeztető tesztrendszere lehet. Számos NSAID vegyülethez hasonlóan a Na-diklofenák a prosztaglandin szintézisre fejt ki gátló hatást a ciklooxigenáz-1 és ciklooxigenáz-2 enzimrendszerek gátlásán keresztül. A tudomány jelenlegi állása szerint a diklofenák farmakológiai aktivitása túlmutat a ciklooxigenáz enzimek gátlásán, és új, még nem felderített hatásmechanizmusokon alapulhat (Gan, 2010). Ennek felderítésére további vizsgálatok is szükségesek molekuláris szintű paraméterek hatásával összekötve. Eredményeink alapján a fagocitotikus aktivitás, mint gyors és költséghatékony szubletális végpont alkalmas tesztrendszer lehet a xenösztrogén típusú vegyületek hatásának korai kimutatásában. Hasonlóan a Láng és Kőhidai (2012) által leírt kemotaxis jelenségén alapuló bioteszthez, a fagocitotikus aktivitás használható kvalitatív tesztként, mindazon által szubletális hatások kimutatására környezetileg releváns koncentráció tartományban. 4.1.2 A Daphnia magna tesztrendszer és problémaspecifikus módosítása – eredmények 4.1.2.1 A módszer érzékenységének és alkalmazhatóságának vizsgálata és értékelése különböző vegyületcsoportok esetén Doktori kutatómunkám során egy nem-konvencionális, fiziológiai végpontot, a szívritmust alkalmaztam különböző gyógyszerhatóanyagok, élvezeti szerek, egy növényvédőszer és testápoló szer hatóanyagok hatásának felmérésére a Daphnia magna tesztorganizmussal. Célom volt, hogy a módszer érzékenységét bizonyítsam a kiválasztott specifikus mikro-szennyezőanyagokkal szemben környezetileg releváns koncentráció tartományban. Továbbá az összehasonlíthatóság és az érzékenység jellemzése érdekében, a konvencionálisan alkalmazott, szabványosított végpontokkal is teszteltem a hatást (immobilitás és letalitás). A 9. ábrán látható BoxPlot diagramok a Daphnia magna szívritmus teszttel vizsgált hat mikro-szennyezőanyag (Na-diklofenák, paracetamol, 17β-öszradiol, triklozán, nikotin és metazaklór) szívritmusra gyakorolt hatását ábrázolják 24 és 48 h expozícios idő esetén. A kontroll csoporthoz viszonyított szignifikáns gátló hatást okozó szennyezőanyag koncentrációkat csillaggal jelöltük. A Na-diklofenák, 17β-öszradiol és metazaklór oldatok a legtöbb vizsgált koncentrációban szignifikáns (enyhe vagy közepes mértékű) gátló hatást eredményeztek a szívritmusra. 24 h expozíciós idő elteltével a Na-diklofenák gátló hatása a koncentráció csökkenésével nőtt, a 10 mg/L koncentrációjú oldat kivételével, ahol 14%-os gátló hatást határoztunk meg. A Na-diklofenák szignifikánsan csökkentette a szívritmust 48 h expozíciós idő elteltével az összes alkalmazott koncentrációban (H%=35–40) a kontroll csoport szívritmusához viszonyítva (21. táblázat), de ez nem volt hagyományos szigmoid lefutású koncentráció-függő hatás.

66

A vízibolhák esetében, melyek 0,05–50 μg/L paracetamolnak voltak kitéve szignifikáns gátló hatást nem tapasztaltunk 24 h elteltével, azonban az 500 és 5000 μg/L koncentrációjú paracetamol oldatokban a kontroll csoport szívritmusához viszonyítva szignifikáns szívritmus emelkedést tapasztaltunk. További 24 óra múlva (48 h) ugyanezekben a koncentrációkban már rendre 22 és 43% gátló hatást mértünk. Ezzel a megfigyeléssel kapcsolatban különböző feltételezéseket tehetünk: (i) a mikro-szennyezőanyagok szívritmusra gyakorolt hatását tekintve, különösen a gyógyszerhatóanyagok esetén, nem mutat hagyományos koncentrációval arányos összefüggést; (ii) a hatás kifejeződésnek különböző fázisai és válaszfajtái lehetnek, így a szívritmus emelkedhet a túlzott reakciónak (felfokozott életjelenség) köszönhetően. A lecsökkent szívritmus összefüggésbe hozható a fiziológiai aktivitás csökkenésével. Feltételezésünk szerint lehet ez stresszre adott válaszreakció; az első fázisban a „küzdő” magatartás jelentkezik aktivitás növekedéssel, majd a hosszabb expozíció esetén már csökkenés jelentkezik. Hasonló eredményeket kaptunk korábbi ökotoxikológiai vizsgálatainkban, ahol a szennyezőanyagokra adott válaszát a tesztorganizmusainknak hőtermelés alapján vizsgáltuk mikrokalorimetriás mérésekkel (Gruiz és mtsai, 2010). Ezt a feltételezést a későbbiekben stressz reakciókra adott enzimaktivitások (például glutation-s-transzferáz, kataláz, szuperoxid-diszmutáz) mérésével tervezzük tesztelni (Barata és mtsai, 2005; Jemec és mtsai, 2007). Ugyanakkor tendenciát figyeltünk meg a 17β-ösztradiol hormon hatását tanulmányozva, ahol kismértékű, de szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk (9. ábra) a koncentráció növekedésével. A 0,1–1000 μg/L koncentráció-tartományban koncentrációfüggő választ figyeltünk meg 24 és 48 h expozíciós idő esetén egyaránt. Ezzel szemben a 0,01 μg/L koncentrációjú 17β-öszradiol oldatban a szívritmus 11%-al emelkedett a kontroll csoporthoz viszonyítva 24 órás expozíciós idő esetén. A gátló hatás enyhe csökkenése figyelhető meg a 24 és a 48 órás eredményeket összehasonlítva, mely jelenség az idő előrehaladtával bekövetkező adaptációnak tulajdonítható.

67

9. ábra: A Daphnia magna szívritmus teszt eredményei szívverés szám/perc (bpm) egységekben megadva. A kontrollhoz viszonyított szívritmus szignifikáns lassulását vagy gyorsulását csillag (*) jelöli.

A hat vizsgált vegyület közül a triklozán antimikrobiális szer fejtette ki a legszámottevőbb hatást a Daphnia magna szívritmusára, jelentős immobilitást is okozva már 5 μg/L koncentráció tartományban 24 és 48 órás expozíciós idők elteltével (21. táblázat). A BoxPlot diagramokon is szemléltetett eredmények szerint a pszichoaktív szer, nikotin esetében csupán a 10.000 μg/L (24 h) és 1000–10.000 μg/L (48 h) koncentrációkban tapasztaltunk szignifikáns gátló hatást, ahol a gátlás mértéke 20 ill. 80% volt. Ez a negatív hatás egy nagyobb mértékű immobilitásban is jelentkezett, ami érzékenyebb választ mutatott a szívritmusnál a nikotin esetén mg/L szinten.

68

A növényvédőszer metazaklór koncentrációval arányos választ produkált a vizsgált koncentráció tartományban. Már az 5 μg/L koncentrációjú oldat 14% gátló hatást eredményezett 48 h expozíciós idő elteltével (21. táblázat). A 21. táblázat a Daphnia magna szívritmus teszt, az immobilizáció és letalitás teszt eredményeit foglalja össze. Az eredményeket gátlási százalékban (H%) adtuk meg. Letalitást csak triklozán esetében, immobilizációs hatást pedig triklozán és nikotin esetében tapasztaltunk. Ahol letalitást tapasztaltunk, a szívritmus végpont gátlási százalék értékeibe csak az életben maradt állatok szívverés számát vettük figyelembe, az elpusztult állatok nulla szívverés értékét figyelmen kívül hagytuk, mint egy eltérő mérési végponthoz (letalitás) tartozó eredményt. 21. táblázat: A Daphnia magna szívritmus teszt eredményei gátlási % értékekben kifejezve Na-diklofenák Nikotin 17β-ösztradiol 24 h 48 h 24 h 48 h 24 h 48 h 0,01 nm nm nm nm -11 0 0,1 17 39 2 5 13 12 1 12 35 4 3 15 13 10 6 40 7 4 22 12 100 5 34 4 5 24 17 1000 4 20 24 (20) 29 (20) 25 22 10,000 14 41 30 (80) 33 (80) nm nm Paracetamol Triklozán Metazaklór Koncentráció [µg/L] 24 h 48 h 24 h 48 h 24 h 48 h 0,05 -1 -2 4 1 2 12 0,5 1 1 19 5 3 4 5 -4 6 3 (60) 4 (60) 8 14 50 1 7 7 (90) 25 (40) 14 21 500 -5 22 23 (100) 22 (90) 16 24 5000 -5 43 100 100 20 36 a ( ): A zárójelben lévő számok a Daphnia magna immobilizáció teszt gátlási % eredményeit mutatják. b nm: nincs adat c Letalitást csak triklozán esetében tapasztaltunk. (24 h): 5000 µg/L: H%=100; 50 µg/L: H%=10; 5 µg/L: H=10%. Triklozán (48 h): 5000 µg/L: H%=100; 500 µg/L: H%=10; 50 µg/L: H%=50; 5 µg/L: H%=40; 0.5 µg/L: H%=10. d A - jelű értékek stimuláló hatást jelentenek a szívritmusra.. Koncentráció [µg/L]

Ahogyan azt a 21. táblázat adatai is szemléltetik, eredményeink alapján a Daphnia magna szívritmus meghatározása nagyságrendekkel érzékenyebb mérési végpontnak bizonyult, mint a konvencionálisan alkalmazott, szabványosított immobilitás és letalitás mérési végpontok, a kisebb koncentráció-tartományok (általában μg/L szinten) esetén minden vegyületnél, a nikotint és a paracetamolt kivéve. Ezen két utóbbi modellvegyület esetén a módszer érzékenysége nem megfelelő környezetileg releváns koncentrációk hatásának jelzésére. Bár monoton koncentráció-válasz összefüggés nem volt megfigyelhető minden vizsgált mikro-szennyezőanyag esetében, a kontroll csoport szívritmusához viszonyítva statisztikailag szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk minden vegyület esetében, ppb szinten a triklozán, Nadiklofenák és a 17β-öszradiol ás a metazaklór modellvegyületeknél , ahogyan az a 9. ábrán is látható. A legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció értékek (LSE) a 22. táblázatban kerültek összefoglalásra. 69

22. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyagok Daphnia magna szívritmus teszttel meghatározot LSE értékei Vizsgált vegyület Metazaklór Na-diklofenák 17β-ösztradiol Triklozán Paracetamol Nikotin

LSE [µg/L] – 48 h Szívritmus 0,05 0,1 0,1 0,5 500 1000

Immobilizáció > 5000 > 10.000 > 1000 50 >5000 1000

Az immobilizáció teszttel meghatározott legkisebb szignifikáns hatást (LSE) mutató koncentrációk nagyságrendekkel nagyobbnak bizonyultak, mint a szívritmus teszttel meghatározott LSE értékek metazaklór, Na-diklofenák, 17β-ösztradiol és triklozán esetében. Nikotin esetében nem találtunk számmottevő érzékenységbeli különbséget a szívritmus teszt és az immobilitás vizsgálata során. Mivel a jelenlegi szakirodalomban kevés adatot találunk a vizsgált mikro-szennyezőanyagok organizmus szintű környezeti hatásával kapcsolatban, a Daphnia fajok szívritmusára egyáltalán nincs szakirodalmi adat az általunk tesztelt modellvegyületekkel, a saját eredményeink összehasonlítása más kutatócsoportok eredményeivel meglehetősen nehézkes, habár néhány vizsgált vegyület esetében akut immobilizáció eredmények elérhetőek. Quinn és munkatársai (2011) jelezték, hogy a standard, akut környezettoxikológiai tesztek nem megfelelően érzékenyek a gyógyszerhatóanyagok állatokra gyakorolt másodlagos káros hatásának felmérésére, ezért krónikus tesztek szükségesek, mely hiányt számos másik publikáció megerősít (Boucard, 2006; Fent és mtsai, 2006). Az általunk alkalmazott szívritmus teszt előnyének többek között a krónikus tesztekkel ellentétben rövid kontaktidejét találjuk. A szívritmus, mint fiziológia végpont már 24 és 48 h expozíciós idő elteltével képes volt szignifikáns gátló hatást kimutatni a legtöbb alkalmazott vegyület környezetileg releváns koncentrációinak esetében is. A Na-diklofenák vizsgálata során kapott eredmények bizonyítják az innovatív mérési végpont alkalmazhatóságát. Ferrari és munkatársai (2003) 2000 µg/L koncentrációnak állapították meg a 10 napos LOEC értéket Ceriodaphnia dubia szaporodásgátlását vizsgálva, mely érték jóval nagyobb, mint a szívritmus teszttel kapott érték (0,1 µg/L). Míg a konvencionálisan alkalmazott és szabványosított immobilizáció teszt csak környezetileg nem releváns koncentrációban (mg/L) képes kimutatni a Na-diklofenák káros hatását, addig a szívritmus teszttel LSE=0,1 µg/L értéket határoztunk meg, melynek környezeti realitása sokkalta nagyobb, elsősorban kezelt, elfolyó szennyvizek esetén (Vieno és Sillanpää, 2014). Az általunk meghatározott LSE érték a Joint Danube Survey által a Dunában mért környezeti koncentrációhoz is közelebb esik (5 ng/L). A diklofenák, mint az egyik legelső és legtöbbször receptre felírt NSAID gyógyszerhatóanyag a ciklooxigenáz-2 enzimrendszer gátlásán keresztül a prosztaglandinokat gátolja, melyek közül bizonyos fajták elnyomása magas vérnyomáshoz és véralvadási zavarokhoz és egyéb keringési rendszer zavarokhoz vezethet emberekben (European Medicines Agency). Elképzelhető, hogy a D. magna szívritmusára gyakorolt hatása mögött hasonló hatásmechanizmus rejlik. 70

A paracetamol és Na-diklofenák gyógyszerhatóanyagok esetén a kolinészteráz aktivitás szétkapcsolásáról és a sejten belül redox állapotok megváltozásáról beszélhetünk (Oliveira és mtsai, 2015) Oliveira és munkatársainak vizsgálatai során paracetamol hatására a teljes kolinészteráz aktivitás és a szelén-függő glutation-peroxidáz aktivitás csökkenését tapasztalták D. magnában, míg diklofenák hatására az előbbi biomarkerek aktivitásának csökkenésén kívül a glutation-S-transzferáz aktivitása is jelentősen csökkent. A kolinészteráz aktivitás gátlásán keresztül a paracetamol és a diklofenák ezen kívül képes a D. magna neurotranszmissziós folyamatainak befolyásolására, ezáltal neurotoxikus hatást kifejtve, ezzel befolyásolva az idegi szabályozású szív működését. Gómez és munkatársai (2016) halakban szintén az oxidatív stressz növekedését mutatták ki ösztradiol hatására. Brennan és munkatársai (2006) akut EC50(48 h)=2,87 mg/L értéket állapítottak meg 17β-ösztradiol immobilizációs hatását vizsgálva, Trenholm és munkatársai (2006) pedig EC50(48 h)=3,67 mg/L-t. A D. magna szívritmus teszt során LSE=0,1 µg/L értéket állapítottunk meg, ami egyértelműen pozitív eredménye az alkalmazhatóság tesztelésének. Orvos és munkatásai (2001) triklozán immobilizációs hatását vizsgálva EC50(48 h)=0,39 mg/L-t határoztak meg, míg a szívritmus teszttel LSE=0,5 µg/L értéket kaptunk. Paracetamol esetében Kim és munkatársai (2007) akut immobilizáció teszttel paracetamolra EC50(24 h)=2,04 mg/L-t hatásos koncentráció adtak meg, saját eredményeink alapján az LSE érték 500 µg/L a szívritmus teszt esetén. A metazaklórra a FAO (1999) (Food and Agriculture Organization of the United Nations) által meghatározott akut immobilizáció EC50 érték 22,3 mg/L, a szívritmus teszttel általunk meghatározott LSE érték 0,05 µg/L. Összehasonlítva – screening vizsgálatainkban – a D. magna szívritmus teszttel meghatározott legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció értékeket a felszíni vizekben mért környezeti koncentrációkkal, megállapíthatjuk, hogy paracetamol és nikotin esetében a legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció nagyságrendekkel nagyobb, mint a környezetben mért paracetamol és nikotin koncentráció. Azonban metazaklór, Na-diklofenák, 17β-ösztradiol és triklozán esetében eredményeink alapján a nevezett mikroszennyezőanyagok ökológiai hatása korántsem elhanyagolható környezetileg releváns koncentrációkban. Figyelembe véve a szívritmus teszt akut eredményeit és az említett mikroszennyezőanyagok kiterjedt felhasználását és folyamatos bekerülését a vízi ökoszisztémába, krónikus környezeti kockázatuk felmérése további kutatásokat indokolt. 4.1.2.2 Módszerfejlesztés – A Daphnia magna szívritmus teszt eredményét befolyásoló mérési paraméterek vizsgálata és értékelése Egy környezettoxikológiai teszt eredményét számos tényező befolyásolhatja. Miután a D. magna szívritmus tesztmódszer érzékenysége bizonyítást nyert a kiválasztott újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagok hatásfelmérésében, a módszer eredményét befolyásoló paraméterek feltárására kiterjedt vizsgálatokat végeztünk. Kísérleteink során egy kiemelt szennyezőanyaggal, a triklozán nevű antimikrobiális szerrel végeztünk méréseket azzal a céllal, hogy a szívritmus teszt eredményét befolyásoló tesztparamétereket és azok hatását meghatározzuk. 71

Mivel előzetes összehasonlító méréseinkben a mérést végző személy hatását nem találtuk szignifikánsnak, a méréssorozatban a vizsgált befolyásoló paraméterek a következők voltak: a fenntartó közeg minősége, a tesztorganizmus kora, valamint az expozíciós idő (23. táblázat). 23. táblázat: A vizsgált teszt paraméterek szintjei Diszkrét változók Expozíciós idő Tesztközeg A tesztorganizmus kora

Szintek 24 h csapvíz 3 nap

48 h OECD M7 médium 10 nap

Kísérleteink eredményeképpen egy nagy terjedelmű adatsort kaptunk a vizsgált kísérleti paraméterek nyolc különböző beállítását két párhuzamos méréssel megismételve öt különböző triklozán koncentráció esetén. (A különböző beállítások eredményeit a Mellékletek c. fejezet M4/a. és M4/b ábrája szemlélteti.) Az így előálló 16 eredménysor megközelítőleg 800–1000 szívritmus adatot tartalmaz, mely az egyedenként elvégzett három egymást követő szívritmus mérés átlagából adódik. Ezen adathalmaz kiértékelésének elegáns módja egy megfelelő ANOVA modell létrehozása lenne, majd a vizsgált faktorok szignifikáns hatásainak illetve kölcsönhatásainak megállapítása, azonban számos nehézség merül fel ebben az esetben. Hogy párat említsünk: i.) Mivel a vizsgált egyedek bizonyos hányada elkerülhetetlenül elhalálozott a kísérletek során nem áll rendelkezésünkre azonos számú adat minden egyes kísérleti beállítás esetén. Számos megoldás létezik az ilyen jellegű kiegyensúlyozatlanság kezelésére, mint például a cellaátlagok nyers adatként való kezelése, a véletlenszerűen kiválasztott nyers adatok elhagyása, vagy olyan statisztikai modell alkalmazása, mely figyelembe veszi a kiegyensúlyozatlanságot (Shaw és Mitchell-Olds, 1993), de a kiegyensúlyozatlanságot valamilyen módon mindenképpen kezelni kell. ii.) A kísérleti körülmények összeállításánál bizonyos randomizációs korlátok kerültek a tervbe, ami jelentősen bonyolítja a statisztikai modellt, mellyel a kísérletsorozatban változtatott paraméterek hatását kellene kiértékelni (split-plot, illetve hierarchikus tervek). Pl.: A tesztorganizmusok nem egyenként, hanem tízes csoportokban lettek inkubálva, amely a kísérlet kivitelezése szempontjából meglehetősen praktikus, azonban statisztikai szempontból nem eredményez egymástól független szívritmus eredményeket a tíz, egyazon főzőpohárban inkubált tesztorganizmus esetében. Ezen kívül azon kísérletek, melyeket 48 órás expozíciós idővel végeztünk, a megfelelő 24 óra expozíciós idejű kísérletek meghosszabbításai voltak, így ezek sem függetlenek egymástól. Végül a nagy mintaszám miatt az időbeli szegregáció kiküszöbölését sem lehetett megoldani. Amennyiben ezeket a randomizációs korlátokat figyelmen kívül hagynánk, az statisztikai hibához vezetne, melynek következtében a p értékek jogtalanul kicsinek, a szignifikancia szintek pedig jogtalanul nagynak adódnának. Mivel egy olyan statisztikai modell megalkotása, mely mindezen korlátokat figyelembe veszi meglehetősen bonyolult és törekvéseinken túlmutat, ezért egy egyszerűbb, matematikai módszert alkalmaztunk, mely mindazonáltal kielégítő eredményt szolgáltat. Annak érdekében, hogy megállapítsuk, hogy melyik a legkedvezőbb kísérleti beállítás, elsőként le kell szögeznünk, mit találunk előnyösnek adott kísérleti körülmény mellett. Egy megfelelő kísérleti beállítás esetén a vizsgált mérési végpont intenzív választ ad a szennyezőanyag 72

koncentráció minden egyes növekedésére az egész vizsgált tartományban, valamint a válasz szórása kicsi. Ha egyáltalán nem tapasztalunk választ, a módszer nem megfelelő. Amennyiben intenzív választ tapasztalunk két egymást követő koncentráció szint esetében, azonban nem tapasztalunk változást a válaszban a további kisebb vagy nagyobb koncentráció szintek esetében, a módszer szintén nem megfelelő. Az eredmények kiértékelése során a nyolc különböző kísérleti beállítással kapott szívritmus adatokat beállításonként átlagoltuk minden egyes tesztedényben. Habár ez a szabadsági fokokat csökkentette, azonban ezzel együtt csökkent az adatok közötti függőség is. Következő lépésben relatív inhibíció értékeket számítottunk az egymást követő triklozán koncentráció szintekre. Példának okáért, a 20 μg/L triklozán koncentrációhoz tartozó relatív gátlást a következőképpen számítottuk ki: a 20 μg/L koncentrációhoz tartozó átlagos szívritmus értéket a 2 μg/L koncentrációhoz tartozó átlagos szívritmus értékhez hasonlítottuk minden egyes kísérleti beállítás két párhuzamosa esetén. Ezt követően az összesen 80 átlagot és azokból számolt “relatív inhibíciót” tartalmazó adatsort felbontottuk annyi adatsorra, ahány koncentrációval dolgoztunk. Így előállt egy adatsor a kontroll mintára, és ugyanígy a 0,2; 2; 20 és 200 μg/L koncentrációjú mintákra is. Minden ilyen altáblában a vizsgálandó három faktor minden szintje szerepelt, ezen belül is két párhuzamossal. Ezek után minden altáblában sorszámokat osztottunk, a legnagyobb inhibíció kapta a legkisebb sorszámot, a legkisebb a legnagyobbat. Koncentrációnként 16 esetet vizsgálva ez 1-től 16-ig sorszámozást jelent. Azonos értékek esetén megosztott sorszámot adtunk. Végül a relatív inhibíció rangokat minden triklozán koncentráció esetén átlagoltuk minden kísérleti beállításra (24. táblázat). 24. táblázat: Rangösszegek (SOR: Sum of Ranks) és EC50 értékek [µg/L] a különböző kísérleti beállítások esetén Fenntartó közeg Tesztorganizmus kora Expozíciós idő

SOR

LCIa 6,55

UCIb 276

Csapvíz

10 nap

48 h

53

EC50 35,2

Csapvíz

3 nap

24 h

75

303

207

466

Csapvíz

10 nap

24 h

81

327

200

587

M7

3 nap

48 h

86

334

243

480

M7

3 nap

24 h

91

329

247

450

M7

10 nap

24 h

92

340

259

453

M7

10 nap

48 h

96

379

310

469

369 315 437 Csapvíz 3 nap 48 h 106 LCI: A konfidencia intervalum alsó határa (Lower Confidence Interval) b UCI: A konfidencia intervalum alfelsőso határa (Upper Confidence Interval) c az EC50 értékeket OriginLab 8.0 szoftverrel logisztikus dózis-válasz függvény alkalmazásával határoztuk meg, a

melynek egyenlete: y = A1 + (A2−A1)/(1 + 10^((LOGx0−x)*p)).

A legtöbb vizsgált kísérleti beállítás közel azonosan teljesített, azonban egy közülük kiemelkedően jobbnak mutatkozott.

73

Annak érdekében, hogy megállapítsuk, hogy ez a különbség szignifikáns-e definiáltuk a rangösszegek eloszlásfüggvényét úgy, hogy létrehoztunk egy 16x5-ös mátrixot (16 kísérlet és 5 koncentráció), ezután a mátrix minden egyes oszlopában véletlenszerűen szétosztottuk a 16 rangot, ezeket soronként összegeztük, majd véletlenszerűen párokat generáltunk és ezek rangösszegeit ismét összegeztük. Az egész folyamatot sokszor megismételve a páronként is összegzett rangösszegekből előállt egy szimmetrikus eloszlás, melynek átlaga 85-nek, szórása pedig 14,07-nak adódott. Mivel a rangösszegek ilyen módon definiált eloszlásában az 53-as rangösszeghez tartozó p-érték 0,012-nek adódott, ezért úgy gondoljuk, hogy az a beállítás, amelyik a kísérlet sorozatban a legjobban teljesített szignifikánsan jobb a többinél. A nyolc különböző kísérleti beállítás két párhuzamos mérésének átlagához tartozó gátlási százalék értékeket a 25. táblázatban foglaltuk össze. Habár a tízes léptékű hígítási sor nem ideális EC50 értékek meghatározására, kísérletet tettünk annak érdekében, hogy a különböző beállítások érzékenységét az EC50 értékek alapján is összehasonlíthassuk. Az 50%os gátláshoz tartozó hatásos koncentráció értékeket a 24. táblázatban foglaltuk össze. Mindenképpen említést érdemel, hogy az EC50 értékek alapján történő rangsorolás korrelál a rangösszegeken alapuló jósági rangsorral (p = 0,02; R2 = 0,903 - Pearson korreláció analízissel), továbbá a legkisebb rangszámot kapott kísérleti beállítás érzékenysége (10 napos Daphnia csapvízben inkubálva 48 órán keresztül) szintén a legkisebb EC50 értékkel jellemezhető. 25. táblázat: Gátlási százalék (H%) értékek a D. magna szívritmus teszt esetén különböző kísérleti beállításokban Gátlási százalék [%] Kitettség

24 h

Tesztközeg

csapvíz

48 h M7 médium

csapvíz

M7 médium

Kor

3 nap

10 nap

3 nap

10 nap

3 nap

10 nap

3 nap

10 nap

0,2 µg/L

8

18

5

6

13

23

11

12

2 µg/L

7

18

12

16

8

28

15

14

20 µg/L

14

26

13

14

12

42

18

24

200 µg/L

31

29

22

19

5

48

24

9

2000 µg/L

100

100

100

100

100

100

100

100

A legjobb, legrosszabb és két mérsékelten jól teljesítő kísérleti beállítást Box&Whisker diagramokon (10. ábra) ábrázoltunk. Megállapítható, hogy a D. magna szívritmus érzékeny, koncentráció-függő választ produkál triklozánnal történő kezelésre. A legnagyobb szívritmus csökkenést a 10 napos tesztorganizmusok esetén tapasztaltuk csapvízben inkubálva 48 órán keresztül. A legkisebb alkalmazott triklozán koncentrácó (0,2 µg/L) szignifikánsan alacsonyabb szívritmust eredményezett a kontroll csoporthoz hasonlítva, ezzel is bizonyítva, hogy ez a szubletális mérési végpont megfelel korai stressz-indikátorként alkalmazva triklozán szennyezőanyag esetében. Ez a megállapítás kiemelkedő jelentőségű, hiszen különböző mikro-szennyezőanyagok a D. magna egyedekre gyakorolt szubletális hatása révén a populáció hanyatlásához vezethet, következésképpen változásokat eredményezhet más vízi organizmusok populációiban egyaránt. 74

10. ábra: A legjobb, legrosszabb és két mérsékelten teljesítő kísérleti beállítás a D. magna szívritmus teszt esetén. A kontrolltól szignifikánsan eltérő szívritmust csillag (*) jelöli. A diagramokon a vastag vízszintes vonal a mediánt, a „doboz” a 25 és 75% percentilis értékeket, a „talpak” az adatsor maximum és minimum értékeit jelölik.

Eredményeink alapján a különböző korú Daphnia egyedek különböző választ adnak az alkalmazott szennyezőanyagra különböző tesztközegekben és expozíciós idők esetén, habár vizsgálataink célja nem a különböző korú Daphnia egyedek eltérő érzékenysége mögött rejlő hatásmechanizmus feltárása volt. A jelenlegi szakirodalomban számos bizonyítékot találhatunk a triklozán vízi ökoszisztémára kifejtett káros hatásával kapcsolatban algákat, gerincteleneket és bizonyos halfajokat vizsgálva, melyek jóval érzékenyebbek triklozánnal szemben, mint az emlősök. Ez a széles körben alkalmazott antimikrobiális szer számos fogyasztói termék adalékanyaga, ezen kívül meglehetősen toxikus algákra nézve, illetve halak tekintetében fejlődési és reprodukciós toxicitással is bír (Tatarazako és mtsai, 2004; Ishibashi és mtsai, 2004; Dann és Hontela, 2011). 75

A toxikus hatás mögött rejlő hatásmechanizmus még nem teljesen ismert a különböző szerveződési szinteken lévő vízi élőlények esetében. Karimullina és munkatársai (2012) a HR96 receptor kifejeződését vizsgálták Daphniákban, mely a toxikus anyagokhoz való akklimatizálódásért felelős endo- és xenobiotikus nukleáris receptor (Sengupta és mtsai, 2015). Karimullina és munkatársai (2012) kutatásai rávilágítottak, hogy számos szennyezőanyag képes aktiválni a HR96 receptort, mint pl. az atrazin, klórpirifosz és a 17βösztradiol, míg ezzel szemben a triklozán és fluoxetin elnyomja a HR96 aktivitását. A HR96 receptor aktivitását < 2, 4, 7 és 14 napos Daphniákon vizsgálták és közel azonos aktivitási szinteket találtak a tesztorganizmus egész élettartama alatt. Ebből arra következtethetünk, hogy a 3 napos és 10 napos életkorú Daphniák érzékenységbeli különbsége mögött nem a HR96 receptor eltérő mértékű kifejeződése áll. A triklozán toxikus hatását gyakran kötik reaktív oxigén gyökök (ROS Reactive Oxigen Species) képződéséhez mely DNS károsodáshoz vezet (Binelli és mtsai, 2009; Riva és mtsai, 2012). A 10 napos Daphniák esetében tapasztalt kifejezettebb hatás egyik oka lehet az idősebb Daphniákban felhalmozódott szabad gyök mennyiség, így ezek a tesztorganizmusok érzékenyebben reagálhatnak triklozánnal történő kezelésre, mint a fiatalabb 3 napos egyedek, melyeket kevesebb stresszhatás ért rövidebb élettartamuk alatt (Schwarzenberge és mtsai, 2014). Peng és munkatársai (2013) szintén bemutatták a triklozánnal történő kezelés és az oxidatív stressz közti összefüggést. Eredményeik szerint a triklozán alkalmazása növelte a glutation S-transzferáz aktivitását és csökkentette a szuperoxid-diszmutáz aktivitását, mely sejtmembrán károsodásra utalhat, megerősítve ezzel a triklozán által okozott oxidatív stressz lehetőségét. 4.1.3 A Lemna minor tesztrendszer és probléma-specifikus módosítása, az összklorofilltartalom meghatározása – eredmények A Lemna minor tesztorganizmussal végzett kísérleteink első fázisában növényvédőszerek, ipari segédanyagok és gyógyszerhatóanyagok egyedi toxicitását jellemeztük az össz-klorofilltartalom meghatározásával, második fázisában a módszert egy laboratóriumi léptékű ivóvíz szűrést modellező technológia hatékonyságának nyomonkövetésére alkalmaztuk. 4.1.3.1 Egyedi mikro-szennyezőanyagok tesztorganizmussal

toxicitásának

meghatározása

Lemna

minor

Mivel eredményeink alapján az össz-klorofilltartalom meghatározása érzékenyebb mérési végpontnak bizonyult, mint a hagyományosan alkalmazott levélkeszám meghatározása Na-diklofenák, nikotin és 3,4-diklór-fenol esetében, kísérleteink második fázisában öt különböző nővényvédőszer (acetoklór, atrazin, diuron, metolaklór és metazaklór), valamint további négy egyéb mikro-szennyezőanyag (biszfenol A, 3,4-diklór-fenol, metamizol-Na és Na-diklofenák) hatását vizsgáltuk az apró békalencse össz-klorofilltartalmára. A Mellékletek c. fejezet M5.2/a és M5.2/b ábráin látható BoxPlot diagramok ábrázolják a vizsgált mikroszennyezőanyagok hatását az alkalmazott kocentrációkban. A diagramokon csillaggal jelöltük a statisztikailag szignifikáns hatást okozó koncentrációkat. A 26. táblázat a vizsgált mikroszennyezőanyagok különböző koncentrációjú tesztoldatai által okozott gátlást foglalja össze százalékban (H%) megadva. 76

Amint az a 26. táblázatban látható, kizárólag a biszfenol A esetében volt tapasztalható egyértelmű, monoton, hagyományos lefutást mutató koncentráció-függő csökkenés a klorofilltartalomban. A 3,4-diklórfenol, metamizol-Na és a legtöbb peszticid esetében a klorofilltartalom nem mutatott monoton koncentráció-függést, de statisztikailag jelentős toxicitást mutatott µg/L koncentráció tartományban a kontroll csoporthoz képest. A nem-szteroid típusú gyulladáscsökkentő szer, a Na-diklofenák szignifikáns gátlást (H%=33–64) fejtett ki az apró békalencse össz-klorofilltartalmára minden vizsgált koncentrációban (3,125–50 mg/L). Az 1,5625 mg/L koncentrációjú biszfenol A oldat esetében 12%-os gátló hatást tapasztaltunk. A metamizol-Na gyógyszerhatóanyag 0,01 mg/L koncentrációjú oldata 45%-os gátlást eredményezett. A 0,0025 mg/L koncentrációjú 3,4diklór-fenol oldat esetében 22%-os gátló hatást tapasztaltunk, míg a 0,025–2,5 mg/L-es koncentrációk 92–100%-os gátlást okoztak. A vizsgált peszticidek esetében kiemelkedő érzékenységet tapasztaltunk, azonban ez nem meglepő, mivel ezek elsődleges célja a gyomnövények csírázásának és növekedésének megakadályozása. Az atrazin és a diuron a PS-II fotokémiai rendszert gátolják, míg az acetoklór, metazaklór és metolaklór vegyületek növekedési zavart okoznak (mitózis és sejtosztódás gátlás, szöveti differenciálódás gátlás), ezen belül is a csíranövény szárnövekedését gátolják a hosszú láncú telített zsírsavak gátlásával (Pesticide MoA). Vizsgálataink során a 3,4-diklór fenol ipari segédanyag mutatott még számottevő toxicitást, mely növényvédőszerek bomlásterméke lehet, szerkezeti képletét tekintve hasonló a diuron növényvédőszerhez. Diuron tekintetében méréseink hasonló eredményt adtak, mint Teiseire és munkatásai (1999) eredményei, akik a levélkeszám meghatározáson alapuló szaporodásgátlási teszt során EC50=25 µg/L értéket határoztak meg és szignifikáns gátló hatást tapasztaltak már 5 µg/L koncentrációnál. Az össz-klorofill tartalom meghatározásán alapuló módszerrel esetünkben már 0,5 µg/L koncentrációban 33%-os szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk, mely koncentráció alacsonyabb, mint a Teiseire és munkatársai (1999) által közölt érték, így a legkisebb megfigyelhető káros hatást mutató koncentrációt (LOEC) statisztikai módszerrel 0,5 µg/L-nek állapítottuk meg. Teiseire és munkatársai (1999) a diuron oldatban való klorofilltartalom növekedésről számoltak be, azonban kísérleteink során nem tapasztaltunk hasonló jelenséget. A metazaklór nevű növényvédőszer 84%-os gátlást produkált 5 µg/L koncentrációban kísérleteink során, míg Müller és munkatársai (2010) EC50=2,8 µg/L-t állapítottak meg a levélketerület mérési végpont esetében. Mivel a 0,5 µg/L-es koncentrációban nem tapasztaltunk gátló hatást, a 0,5 és 0,05 µg/L koncentrációk közé eső EC50 érték megállapítására további kísérletek szükségesek. Az atrazin növényvédőszert vizsgálva Kirby és Sheahan (1994) EC50=56–153 µg/L értéket állapítottak meg a nedves biomasszatömeget és a levélkeszámot meghatározva, míg kísérleteink során atrazinra LOEC=100 µg/L értéket állapítottunk meg. Mihaich és munkatársai (2009) EC50=7,8– 32 mg/L értéket állapítottak meg a biszfenol A toxikus hatását vizsgálva levélkeszám és levél biomasszatömeg esetén, míg eredményeink alapján a meghatározott LOEC érték 12,5 mg/L. Quinn és munkatársai (2011) valamint Cleuvers (2003) az apró békalencse szaporodására gyakorolt hatás vizsgálata során a levélkeszám mérési végpontot alkalmazva rendre EC50=47,6 µg/L-t és 7,5 mg/L-t állapított meg Na-diklofenák esetében. Kísérleteink alapján

77

LOEC=3,125 mg/L-t állapítottunk meg Na-diklofenák esetében, ami jelen esetben nem jelent kiemelkedő érzékenységet. EC50 érték meghatározására nem volt lehetőségünk, ugyanis a koncentráció-válasz összefüggést nem a tipikus lefutású szigmoid görbe jellemezte, és célunk elsősorban ez érzékenység vizsgálata volt mind a peszticidek, mind a kiválasztott EP (Emerging Pollutants) vegyületek esetén. Az Amerikai Egyesült Államok Környezetvédelmi Ügynökségének Növényvédőszer Ökotoxikológia Adatbázisában acetoklór növényvédőszer esetén L. gibba fajra EC50=3,4 µg/L (növekedésgátlás) értéket találunk, saját eredményeink alapján LOEC=0,05 µg/L értéket határoztunk meg. A statisztikai elemzésen alapuló LOEC értékeket a 27. táblázatban foglaltuk össze. 26. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyagok vizsgált koncentrációi esetén tapasztalt gátló hatása a Lemna minor tesztorganizmus össz-klorofilltartalmára gátlási százelékban (H%) kifejezve Konc. [mg/L] ─ 1,5625 3,125 6,25 12,5 25

Biszfenol A ─ 12 13 35* 46* 88*

Konc. [mg/L] 0,000025 0,00025 0,0025 0,025 0,25 2,5

Konc. Konc. Acetoklór Atrazin [mg/L] [mg/L] 0,00005 94* 0,00001 11 0,0005 64* 0,0001 ─2 0,005 89* 0,001 9 0,05 91* 0,01 ─3 0,5 90* 0,1 70* 5 93* 1 85* ─ nincs adat *Kontrolltól eltérő szignifikáns hatás

3,4-diklórfenol 5 9 22* 92* 100* 100* Konc. [mg/L] 0,0005 0,005 0,05 0,5 5 ─

Konc. [mg/L] ─ 0,01 0,1 1 10 100

Diuron 33* 16 38* 86* 89* ─

Metamizol-Na ─ 45* 35* 57* 53* 47*

LOEC [mg/L] 0,00005 0,0005 0,0005 0,0025 0,005 0,01 0,1 3,125 6,25

78

Na-diklofenák ─ 36* 38* 33* 64* 37*

Konc. Konc. Metazaklór Metolaklór [mg/L] [mg/L] 0,0005 0 0,00005 11 0,005 84* 0,0005 47* 0,05 93* 0,005 61* 0,5 93* 0,05 44* 5 92* 0,5 92* 50 93* 5 95*

27. táblázat: A vizsgált mikro-szennyezőanyagok LOEC értékei Vizsgált vegyület Acetoklór Metolaklór Diuron 3,4-diklór-fenol Metazaklór Metamizol-Na Atrazin Na-diklofenák Biszfenol A

Konc. [mg/L] ─ 3,125 6,25 12,5 25 50

A mért adatok egyértelműen tükrözik, hogy a L. minor szaporodásgátlás teszt az összklorofilltartalom meghatározásával az elvárásoknak megfelelően érzékeny tesztmódszer a növényvédőszerek és metabolitjaik káros hatásának kimutatására. A kiválasztott egyéb EP típusú mikro-szennyezőanyagok esetén is mértünk gátló hatásokat, de a meghatározott LOEC értékek ebben az esetben nagyobbak voltak, mint a környezetben mért koncentrációk. A nem koncentráció-függő hatások hatásmechanizmusának felderítése érdekében további kutatások szükségesek. A békalencse fajok (Lemna sp.) kulcsszereplőként vannak jelen az édesvízi ökoszisztémákban. Ezek a vízi makrofita növények aktív résztvevői számos biogeokémiai ciklusnak és elsődleges termelőként létfontosságúak. A Lemna nemzetség széles körben elterjedt és elfogadott, mint tesztorganizmus a környezeti kockázatfelmérésben kis méretének és gyors növekedési rátájának köszönhetően, mindamellett, hogy könnyen tenyészthető és fenntartható laboratóriumi körülmények közt. Habár az ökotoxikológiai tesztekben elterjedten alkalmazzák a különböző Lemna fajokat, Lemna minor esetében a leginkább alkalmazott mérési végpontok a növekedést jellemző paraméterek (levélkeszám, száraz biomassza), azonban az össz-klorofilltartalom meghatározássa kevéssé elterjedt. Eredményeink alapján, megalapozottnak látjuk a klorofill tartalom meghatározásán alapuló Lemna minor bioteszt alkalmazását a vizeinkben kis koncentrációban megjelenő növényvédőszerek hatásának kimutatására. 4.1.3.2 Technológia nyomonkövetés és hatékonyság értékelés Lemna minor szaporodásgátlási teszt alkalmazásával Az előző kísérletsorozatokban a Lemna minor szaporodás gátlási teszt az összklorofilltartalom alapján jó érzékenységet mutatott az egyedi szennyezőanyagok hatásának kimutatására egykomponensű modelloldatokban. Munkámnak ebben a szakaszában a módszer alkalmazhatóságát teszteltem technológia monitoring céljára. A CDFILTER pályázat kockázatcsökkentést célzó speciális technológia-fejlesztéseinek keretében, β-ciklodextrin gyöngypolimert (BCDP/CD), aktív szenet (AC), kereskedelmi forgalomban kapható töltetet (GYT) és kvarchomokot (KH) különböző kombinációkban tartalmazó szűrőrendszereket teszteltünk naproxén, Na-diklofenák, biszfenol A, 17β-ösztradiol, etinilösztradiol, ösztriol és koleszterin eltávolítására. A technológiai kísérletek nyomon követésére integrált metodikát alkalmaztunk (kémiai analitikai és ökotoxikológiai módszereket) azzal a céllal, hogy a különböző szűrőközegek eltávolítási hatékonyságát jellemezzük. A befolyó modelloldat és az elfolyó szűrletek toxicitását egyaránt jellemeztük a Lemna minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló szaporodásgátlási teszttel. A 28. táblázat az ivóvíz szűrést modellező kísérlet eredményeit szemlélteti az ELTE kutatócsoportjának kémiai analízise alapján. Általánosan elmondható, hogy az alkalmazott szűrőközegek hatékonyságukat tekintve eltérőnek bizonyultak. Az eredmények jól tükrözik, hogy a KH+BCDP, a GYT+BCDP, és a GYT+AC tartalmú szűrőközeg képes volt a biszfenol A és a hormonok (17β-ösztradiol, etinilösztradiol, ösztriol) nagy részét eltávolítani. A koleszterol eltávolításának hatékonysága volt a legkisebb minden szűrőrendszer esetén, 15–75% között változott a szorbensektől függően. A nem szteroid gyulladáscsökkentők (NSAID), úgy mint a naproxén és a diklofenák eltávolításában is jóval kisebb hatékonyságot tapasztaltunk, mint a hormonok és a BPA esetén. Az aktív szén és kvarchomok kombináció bizonyult a legkevésbé hatékonynak a 79

tesztelt modellkomponensek eltávolításának tekintetében. A fenti eredményekből kiszámítottuk az egységnyi szűrőközegre (g szorbens) vonatkoztatott megkötött mikroszennyezőanyag mennyiséget (Nagy és mtsai, 2014; itt nem részleteztük, a cikkben bemutatva). A kapott eredmények megerősítették a ciklodextrin alapú szorbensek mikroszennyezőanyagok eltávolításra való alkalmazhatóságát. A ciklodextrin-tartalmú szűrőközegek (KH+BCDP, GYT+BCDP, AC+BCDP) kiemelkedő eltávolítási hatékonyságot produkáltak a hormonokra és a BPA-ra. A hatásfelmérés szempontjából azt vizsgáltuk, hogy a befolyó oldatban és elfolyó szűrletben mért koncentrációk változása hogyan jelenik meg az össz-klorofill tartalomban. A 11. ábra az ivóvíz szűrést modellező átfolyós rendszerű kísérlet környezettoxikológiai eredményeit szemlélteti Lemna minor tesztorganizmussal.

Gátlás össz-klrorofilltartalom alapján [%]

100 90 80

68

70 60 50 40 30

24 16

20

7

10 0 Befolyó

GYT

GYT+CD

GYT+AC

0

0

0

KH+CD

KH+AC

AC+CD

11. ábra: Az ivóvíz szűrést modellező kísérlet környezettoxikológiai eredményei Lemna minor szaporodásgátlási teszttel. A gátlási százalék értékek a kontroll mintához viszonyított százalékos gátlást mutatják.

A befolyó modelloldat által a Lemna minor tesztorganizmus össz-klorofilltartalmára gyakorolt 68%-os toxikus hatás megszűnt a KH+CD, a KH+AC és az AC+CD szűrőrendszereken történű átszűrés következtében. A kereskedelmi forgalomban kapható szűrőközegen átfolyt szűrlet bizonyult a legtoxikusabbnak (gátlás=24%), ezt követte a GYT+BCDP szűrőközegen átfolyt szűrlet és a CF+AC szűrőközegen átfolyt szűrlet rendre 16 és 7%-os gátló hatással. Fontos megjegyezni, hogy ezek a szűrőközegek a szennyezetlen desztillált vízzel történő kontroll kísérlet során is toxikus szűrletet produkáltak, bár az előírásoknak megfelelő előkezeléseket alkalmaztuk. A kereskedelmi forgalomban kapható töltet negatív hatását valószínűleg a gyárilag hozzáadott antimikrobiális összetevők okozzák (Nagy és mtsai, 2014). A Daphnia magna szívritmus teszt, amit szintén alkalmaztunk a hatás alapú hatékonyság jellemzésére, szintén egyértelműen és érzékenyen jelezte a gyári töltetből valószínűsíthetően kioldódó vegyi anyagok jelenlétét (Mellékletek M6 ábra).

80

28. táblázat: Az ivóvíz szűrést modellező átfolyós rendszerű kísérlet analitikai-kémiai eredményei Szennyezőanyag

LOQ (ng/L)

Befolyó (µg/L)

GYT

Átlag

S.D.

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

GYT+CD

Eltávolítás (%)

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

GY+AC

Eltávolítás (%)

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

Eltávolítás (%)

Naproxén

1,10

3,89

0,15

0,78

0,03

79

0,54

0,02

85

0,67

0,01

82

Na-diklofenák

1,40

4,66

0,13

1,17

0,03

75

0,75

0,02

84

0,98

0,03

79

Biszfenol A

9,40

4,06

0,22

0,37

0,01

90

0,34

0,01

91

0,24

0,01

94

17β-ösztradiol

0,56

3,23

0,19

0,19

0,03

94

0,00

0,00

>99

0,15

0,03

95

Etinil-ösztradiol

1,17

3,45

0,10

0,19

0,04

94

0,09

0,01

97

0,17

0,02

95

Ösztriol

1,15

2,32

0,03

0,30

0,07

87

0,16

0,01

93

0,14

0,01

94

Koleszterin

18,50

2,44

0,02

1,65

0,10

32

0,62

0,03

75

2,10

0,38

15

Szennyezőanyag

LOQ (ng/L)

Befolyó (µg/L)

KH+CD

Átlag

S.D.

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

KH+AC

Eltávolítás (%)

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

AC+CD

Eltávolítás (%)

Szűrlet (µg/L) Átlag S.D.

Eltávolítás (%)

Naproxén

1,10

3,89

0,15

2,99

0,10

19

1,34

0,03

64

1,38

0,05

63

Na-diklofenák

1,40

4,66

0,13

5,20

0,15

0

2,26

0,06

52

1,85

0,05

60

Biszfenol A

9,40

4,06

0,22

0,35

0,02

91

1,42

0,07

63

0,30

0,03

92

17β-ösztradiol

0,56

3,23

0,19

0,16

0,01

95

0,95

0,01

69

0,25

0,01

92

Etinil-ösztradiol

1,17

3,45

0,10

0,11

0,01

97

0,98

0,02

69

1,83

0,07

42

Ösztriol

1,15

2,32

0,03

0,14

0,02

94

1,06

0,06

53

0,38

0,01

83

Koleszterin

18,50

2,44

0,02

1,21

0,04

50

2,05

0,42

16

1,79

0,01

27

*S.D. – standard deviáció **LOQ – meghatározási határ A technológiai kísérlet 3 párhuzamos mintavételből származó mintáit elemeztük.

81

Pearson-féle korrelációanalízist is végeztem Statistica 12® programmal annak vizsgálatára, hogy a toxicitási adatok mutatnak-e összefüggést valamelyik modellkomponens eltávolításával. A statisztikai analízis eredményei nem mutattak korrelációt egyik komponenssel sem, a mikro-szennyezőanyagok együttes jelenlétének eredő hatását mutattuk ki a módszerrel. Az egyszerű módszer alkalmazhatóságának egyik legnagyobb pozitívuma, hogy kis koncentrációk esetén (ppb szinten) is követhető volt az eltávolítási hatékonyság változása a többkomponensű modelloldat esetén. Az ivóvíz szűrést modellező átfolyós rendszerű kísérlet analitikai-kémiai és környezettoxikológiai eredményeit figyelembe véve megállapíthatjuk, hogy a Lemna minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló szaporodásgátlási teszt jól mutatta a mikroszennyezőanyagok koncentráció változását az egyes közegekben, így alkalmas lehet biológiailag aktív mikro-szennyezőanyagokat tartalmazó ivóvizek tisztítását célzó víz kezelési technológiák hatékonyságának követésére és jellemzésére is. Az ökotoxikológián belül a nanoökotoxikológia az utóbbi évek egyik legdinamikusabban fejlődő területe. Az újonnan felismert káros hatással rendlekező vegyületek (EP) listáin is szerepelnek már a nanaoanyagok, doktori munkámban is jelentős szerepet kapott a szerves-mikro-szennyezőanyagok hatásának kutatása mellett, egyik jelentős képviselőjük, a nano titán-dioxid.

4.1.4 Nano titán-dioxid hatásának komplex ökotoxikológiai vizsgálata és értékelése A nano titán-dioxid hatásának felmérésére irányuló vizsgálataimat két lépcsőben végeztem. Az első fázisban egy kiemelt képviselőjükkel végeztem hatásfelmérést átfogó ökotoxikológiai tesztcsomagot alkalmazva. A Degussa VP P90 nTiO2 a vízi ökoszisztéma különböző trofikus szintjeiről származó tesztorganizmusokra gyakorolt káros hatást ismertetem az alábbiakban. Majd ezt követően a négy eltérő részecskemérettel rendelkező nTiO2 szuszpenzió részecskemérettől függő hatását és annak értékelését mutatom be részletesen. 4.1.4.1 Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió vízi ökoszisztémára gyakorolt toxikus hatásának értékelése Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlás teszt A Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió az Aliivibrio fischeri, tengeri baktérium biolumineszcens fénykibocsátására gyakorolt hatását vizsgáltuk 30, 60 és 120 min expozíciós idő elteltével Fluostar Optima (BMG LABTECH) készülékkel. A 29. táblázat a mért eredményekből számolt gátlási százalék értékeket foglalja össze. 30 és 60 perc elteltével csak a legtöményebb nTiO2 szuszpenziók okoztak szignifikáns gátlást a biolumineszcencia intenzitásban. 120 perc elteltével azonban már a 100−100.000 µg/L koncentrációknál szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk, a legkisebb káros hatást mutató koncentráció értéket 100 µg/L-nek állapítottuk meg (H%=18,8).

82

29. táblázat: A Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenziók Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszttel meghatározott gátlási százalék eredményei 30, 60 és 120 perc expozíciós idő esetén.

30 min

Gátlás [%] 60 min

120 min

0,01

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

0,1

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

1

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

10

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

100

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

18,8*(16,6−21,0)

1000

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

12,0 (11,4−12,6)

10,000

0,0 (0,0−0,0)

0,0 (0,0−0,0)

29,4*(27,0−31,8)

75,0*(71,6−78,4)

73,8*(71,7−75,9)

Koncentráció [µg/L]

100,000 59,9*(54,3−65,5) *szignifikáns gátlás; Átlag gátlási % értékek szórással.

Alga szaporodásgátlás teszt A Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió egysejtű édesvízi algafajokra gyakorolt gátló hatását vizsgáltuk 80−50.000 µg/L koncentráció tartományban. Az alkalmazott algafajok mindegyike kiemelkedő érzékenységet mutatott. C. vulgaris esetében a 12.500; 25.000 és 50.000 µg/L-es koncentrációk rendre 33, 36 és 49%-os gátló hatást eredményeztek. P. subcapitata esetében az alkalmazott nTiO2 32−50% gátló hatást eredményezett a 3125−25.000 µg/L-es koncentráció tartományban, míg enyhén toxikusnak bizonyult a legnagyobb alkalmazott koncentrációban (H%=10–50.000 µg/L esetében). A S. subspicatus algafajjal végzett kísérletek eredménye szerint, az alkalmazott nTiO2 20−45% gátlást okozott a 3125−50.000 µg/L koncentráció tartományban (12. ábra). Monoton koncentráció-függő választ egyedül a C. vulgaris faj esetében tapasztaltunk.

12. ábra: A Degussa VP P90 nTiO2 alga szaporodásra gyakorolt hatása gátlái százazél (%) értékekben kifejezve. A szignifikáns gátlást okozó koncentrációkat csillag (*) jelöli.

Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt A korábbiakban bemutatott fagocitotikus aktivitást, mint innovatív környezettoxikológiai végpontot is alkalmaztuk a különböző koncentrációjú Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenziók toxikus hatásának felmérésére. 83

A 13. ábra a 80 db sejt vakuólumszámának eloszlását ábrázolja, ahol az egy sejtben megszámlálható vakuólumszámot először az előfordulás-gyakoriság függvényében ábrázoltuk, majd Gauss-Kernel eloszlásgörbét illesztettünk rájuk. A 13. ábra kiegészítéseként a 30. táblázat az egyes koncentrációk esetén meghatározott vakuólumszám geometriai átlagát foglalja össze.

13. ábra: A fagocitózis által létrejött, kínai tus részecskéket tartalmazó vakuólumok számának Gauss-Kernel eloszlása

Az alkalmazott koncentráció tartományban (0,1−10.000 µg/L) a 0,1−1000 µg/L koncentrációjú szuszpenziók eredményeztek szignifikáns gátló hatást. Fordított arányosságot figyeltünk meg a geometriai átlag és a vizsgált koncentrációk között. Már a legkisebb alkalmazott koncentrációjú szuszpenzióban közel csak fele annyi vakuólum képződését figyeltük meg, mint a kontroll csoportban. Ez az arány megközelítőleg hasonló volt az 1 és 10 µg/L koncentrációjú minták esetén (30. táblázat). A legnagyobb alkalmazott koncentráció esetén nem tapasztaltunk szignifikáns gátló hatást. 30. táblázat: 80 sejtben megszámlálható kínai tus részecskéket tartalmazó vakuólumok számának geometriai átlaga. Koncentráció [µg/L] Kontroll 0,1 1 10 100 1000 10.000 *szignifikáns gátlás

Geometriai átlag 11,0 5,7* 6,2* 5,8* 7,5* 9,0* 10,5

Daphnia magna szívritmus teszt A Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenzió másodlagos káros hatását vizsgáltuk a D. magna szívritmus teszttel a 0,5−500 µg/L koncentráció tartományban, ahol minden koncentráció esetén szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk 24 h expozíciós idő elteltével (14. ábra). 84

A 31. táblázatban a D. magna szívritmus teszt gátlási százalék (H%) értékei találhatóak.

400 350

*

*

*

*

50

500

*

Szívritmus [bpm]

300 250 200 150 100 50 0

Medián 25%-75% Kiugró érték Extrém érték

Kontroll

0,05

0,5

5

nTiO2 koncentráció [µg/L]

14. ábra: A Degussa VP P90 nTiO2-al végzett D. magna szívritmus eredmények Box Plot diagramjai 24 h expozíciós idő esetén. A statisztikailag szignifikáns szívritmus csökkenést csillaggal (*) jelöltük. A diagramok középpontja az átlagot jelöli, a “dobozok” also és felső vonala a 25 és75%-os percentilis értékeit az eloszlásnak; A “talpak” az átlag ± SD-t szemléltetik. 31. táblázat: A Degussa VP P90 nTiO2 hatása a D. magna szívritmusára gátlási százalék (H%) értékekben megadva 24 h expozíciós idő esetén. Koncentráció [µg/L] 0,05 0,5 5 50 500 *szignifikáns gátlás

Gátlási százalék [%] 15* 17* 17* 20* 20*

Lemna minor szaporodásgátlás teszt A Degussa VP P90 nTiO2 szuszpenziók L. minor össz-klorofilltartalmára gyakorolt hatását a 1–1000 µg/L koncentráció tartományban teszteltük, mely 17–32% gátló hatást eredményezett (15. ábra). Az alkalmazott legnagyobb koncentráció esetén (10.000 µg/L) szabad szemmel is látható aggregációját és kiülepedését figyeltük meg a nTiO2 részecskéknek, továbbá szignifikáns gátló hatást ebben az esetben nem tapasztaltunk (32. táblázat).

85

Össz-klorofilltartalom [µg]

45 40 35 30

34,8

33,4

33,4 28,7

25

27,7

28,6 23,8

20 15 10

5 0 Kontroll

0,1

1

10

100

1000

10,000

nTiO2 koncentráció [µg/L] 15. ábra: A nTiO2 Lemna minor össz-klorofilltartalomra gyakorolt hatása. A szignifikáns klorofilltartalom csökkenést csillag jelöli (*). 32. táblázat: A Degussa VP P90 nTiO2 hatása a L. minor össz-klorofilltartalmára gátlási százalék (H%) értékekben megadva 7 nap expozíciós idő esetén. Koncentráció [µg/L] 0,1 1 10 100 1000 10,000 *szignifikáns gátlás

Gátlási százalék [%] 4 18* 21* 18* 32* 4

Ezen előzetes screenelő kísérletsorozat eredményei alapján egyértelművé vált, hogy a nTiO2 jelentős káros hatást gyakorolhat a vízi ökoszisztéma tagjaira. A különböző trofikus szintekről származó tesztorganizmusokkal meghatározott legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció értékeket (LSE) a 33. táblázatban foglaltuk össze. 33. táblázat: Legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentrációk (LSE) az alkalmazott tesztorganizmusok esetén Tesztorganizmus Daphnia magna Tetrahymena pyriformis Lemna minor Aliivibrio fischeri Pseudokirchneriella subcapitata Chlorella vulgaris Scenedesmus subspicatus

Ökotoxikológiai végpont szívritmus (24 h) fagocitotikus aktivitás (30 min) klorofilltartalom (7 nap) biolumineszcencia gátlás (120 min) szaporodás gátlás (5 nap) szaporodás gátlás (5 nap) szaporodás gátlás (5 nap)

LSE [µg/L] 0,05 0,1 1 20 1625 3125 3125

Eredményeink alapján a D. magna kagylós rák és a T. pyriformis csillós protozoon kiemelkedő akut érzékenységet produkált az egyéb általunk alkalmazott tesztorganizmusokhoz viszonyítva. A D. magna és T. pyriformis tesztorganizmusok érzékenységéhez képest az alkalmazott algafajok (Pseudokirchneriella subcapitata, 86

Scenedesmus subspicatus és Chlorella vulgaris) az LSE értékeket tekintve jóval érzékenyebbnek bizonyultak. Méréseink során az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlás teszt H%=18,8−73,8 gátlást mutatott 120 perc expozíciós idő elteltével a 100−100.000 µg/L-es koncentráció tartományban, míg más szerzők nem tapasztaltak gátló hatást ~6 nm és 25−70 nm részecskeméretű nTiO2 esetében 20,000 mg/L és 0,4395−112,5 mg/L koncentrációjú szuszpenziót vizsgálva (Heinlaan és mtsai, 2008; Strigul és mtsai, 2009). Eredményeink alapján a toxikus hatás egyértelműen függ a kitettség időtartamától: míg 20 µg/L nTiO2 nem eredményezett gátlást 30 és 60 perc expozíciós időnél, szignifikáns biolumineszcencia csökkenést tapasztaltunk (~20%) 120 perces expozíciós idő esetén. Az egysejtű édesvízi algákat alkalmazó környezettoxikológiai tesztek esetében a szaporodásgátlás végpont meglehetősen gyakori. Ji és munkatársai (2011) EC30(6 nap)=30 mg/L, Sadiq és munkatársai (2011) EC50(72 h)=16,12 mg/L-t hatásos koncentráció értékekket határoztak meg C, vulgaris egysejtű algára. Esetünkben maximálisan 50%-os gátló hatást tapasztaltunk a vizsgált 0,08−50 mg/L koncentráció-tartományban. Warheit és munkatársai (2007) két különböző részecskeméretű nTiO2 hatását vizsgálták Pseudokirchneriella subcapitata. egysejtű algára. A két nTiO2 közül az egyik felületi bevonatot is tartalmazott. A bevont felületű nTiO2 részecskeméretét tekintve kétszer akkora volt, mint a nem felület-kezelt, ezen kívül nagyon eltérő fajlagos felülettel rendelkezett. A fajlagos felületük rendre 38,5 és 5,8 m2/g volt. A nagyobb méretű (380 nm) nTiO2 esetében EC50(72 h) = 61 mg/L, a kis méretű (140 nm) esetében EC50(72 h) = 87 mg/L értéket határoztak meg. Blaise és munkatársai (2008) EC25(72 h) = >100 mg/L értéket közöltek, míg Aruoja és munkatársai (2009) EC50(72 h) = 5,38 mg/L-t. Aruoja és munkatársai (2009) 25−70 nm részecskeméretű nTiO2-t alkalmaztak, mely a Warheit és munkatársai által alkalmazottnál (2007) jóval kisebb, ezen kívül alacsonyabb EC50 értéket (5,38 mg/L). eredményezett. Hartmann és munkatársai (2010) még kisebb részecskeméretű nTiO2 hatását vizsgálta (10 és 30 nm) melyek rendre EC50(72 h) = 241 és 71 mg/L-t eredményeztek. Eredményeink alapján a 73 nm elsődleges részecskeméretű nTiO2 50%-os gátlást okozott erre a Pseudokirchneriella subcapitata egysejtű algára 3,125 és 12,5 mg/L koncentráció esetén, azonban a hatás nem volt koncentráció-függő. A Scenedesmus subspicatus faj közel azonos érzékenységet produkált, mint a C. vulgaris faj a 25 nm-es nTiO2-al végzett kísérletekben (rendre EC50(72 h) = 21,2 és 16,12 mg/L). Eredményeink alapján a 73 nm elsődleges részecskeméretű nTiO2 45%-os gátló hatást eredményezett 50 mg/L koncentrációban, azonban a hatás nem volt koncentráció-függő. Számos kutatás megerősítette, hogy a nanorészecskék képesek az algasejtek felszínéhez kötődni, mint például a Pseudokirchneriella subcapitata és Chlorella sp (Huang és mtsai, 2005; Sadiq és mtsai, 2011). Nagyméretű nTiO2 aggregátumok magukba zárhatják a sejteket, amely jelenség hozzájárulhat a szaporodás gátlásához (Aruoja és mtsai, 2009). nTiO2 részecskék alga sejtekre kifejtett hatásának mechanizmusa még nem tisztázott. azonban egyes szerzők beszámolnak reaktív oxigén gyökök képződésének elősegítéséről, melyek károsíthatják a sejtmembránt, de lehetséges okok közt szerepel a fehérje oxidáció és DNS károsodás is (Neal, 2008; Cherchi és Gu, 2010; Kim és mtsai, 2010). A nTiO2 Tetrahymena pyriformis-ra gyakorolt hatásáról kevés szakirodalom lelhető fel. Ud-Daula (2009) nem tapasztalt gátló hatást <10 nm méretű nTiO2 hatását vizsgálva 87

400 mg/L koncentráció tartományban 28 h expozíciós idő elteltével, azonban más csoportok ilyen kitettségnél a membrán fluiditásának csökkenését figyelték meg (Rajapakse és mtsai, 2012). Eredményeink alapján a fagocitotikus aktivitás teszt kiemelkedő érzékenységet mutatott 0,1–1 µg/L koncentráció tartományban, ahol közel 50%-os gátló hatást tapasztaltunk. Ud-Daula (2009) eredményei alapján a nTiO2 kezelés alkalmazása során tapasztalt hatás kapcsolatban lehet a membránstruktúra megváltozásával.

16. ábra: A nTiO2 agglomerátumok exocitózisának folyamata (24 h expozíciós idő, 10 µg/L nTiO2 koncentráció). Az utolsó (jobb alsó) ábra a kontroll csoportot ábrázolja üres vakuólumokkal (NIKON ECLIPSE E400 fluoreszcens mikroszkóp; 600x nagyítás).

Mikroszkóppal végzett vizsgálataink információt szolgáltatnak a nTiO2 részecskék sejten belüli sorsáról. Habár a protozoa sejtek képesek fagocitózissal bekebelezni a nTiO2 részecskéket, nem képesek megemészteni őket. A tesztközegben található nTiO2 részecskéket a Tetrahymena sejtek azonnal felveszik és vakuólumokba aggregálják. Rajapakse és munkatársai (2012) szintén tapasztalták a vakuólumok ilyen jellegű megtöltődését. Ezekben a vakuólumokban a sejt egy ideig tárolja a nTiO2 agglomerátumokat, majd exocitózis folyamatával kiválasztja őket sejten kívülre (16. ábra). A fenti jelenségek következtében a Tetrahymena képes befolyásolni vizes környezetben a nanorészecskék bioaggregációját (UdDaula, 2009). Az endocitózis és exocitózis folyamata során a nTiO2 részecskék hatást gyakorolnak a sejt növekedésére és ebből kifolyólag akut toxikus hatást váltanak ki. Mivel a Tetrahymena sejtek bekebelezik és akkumulálják a nTiO2 részecskéket, a káros hatások megnyilvánulhatnak a táplálékláncon keresztül. Ebben az esetben megnő annak a kockázata, hogy magasabb szerveződési szintek organizmusaira is hatást gyakorol a nTiO2. Kísérleteink ezen fázisában célunk a nTiO2 okozta táplálkozási viselkedés módusulásának vizsgálata volt. A jelenség mögött álló pontos hatásmechanizmus felderítése további vizsgálatok tárgyát képezi. A nTiO2 Daphnia magna szívritmusra gyakorolt hatásának vizsgálata során 15–20%-os gátló hatást tapasztaltunk 0,5−500 µg/L koncentráció tartományban. Ezzel szemben Heinlaan és munkatársai (2008) nem tapasztaltak gátló hatást 25–70 nm részecskeméretű nTiO2-ot vizsgálva még 20.000 mg/L és 48 óra expozíciós idő esetén sem. Strigul és munkatársai (2009) nem találtak immobilizáló hatást ~6 nm részecskeméretű nTiO2 részecskék toxikus hatását vizsgálva 48 h expozíciós idő esetén 2,5–250 mg/L koncentráció tartományban, míg Clément és munkatársai (2013) EC50(72 h)=1,3, 3,15 és 3.,44 mg/L értéket állapítottak meg az 88

immobilizáló hatást vizsgálva rendre 15, 25 és 32 nm elsődleges részecskeméretű TiO2 esetén. Ezzel szemben a krónikus reproduktivitás végpontot alkalmazó Daphnia tesztek már kisebb koncentrációban képesek voltak a nTiO2 káros hatásának kimutatására. Seitz és munkatársai (2013) LOEC(21 nap)=0,06 és 0,2 mg/L értéket állapítottak meg kummulatív utódszám és testhossz végpontokat alkalmazva a szaporodásgátlás teszt során 6 nm részecskeméretű nTiO2 hatását vizsgálva. Ezzel szemben 21 nm részecskeméretű nTiO2-ot vizsgálva még kismértékű gátló hatást sem tapasztaltak 0,02–2 mg/L koncentráció tartományban. Mivel a D. magna a szűrve-ülepítve táplálkozó organizmusok csoportjába tartozik, táplálkozási módjából kifolyólag képes akkumulálni a környezetben található nTiO2 részecskéket, mely a táplálkozási képesség vagy a salakanyag ürítés abnormalitását okozhatja. Az említett abnormalitások közvetlenül befolyásolhatják az olyan fiziológiai paramétereket, mint a növekedés és szaporodás (Zhu és mtsai, 2010). Mind a Tetrahymena fajok, mind pedig a Daphnia fajok kulcsfontosságú elemei a vízi ökoszisztémák táplálékláncának, éppen ezért viselkedésükben vagy fiziológiájukban végbemenő változások nagyobb, a teljes ökoszisztémát érintő hatásoknak is indikátorai lehetnek. Kísérleteink bizonyították a nTiO2 felhalmozódásának jelenségét a protozoa sejtben és a vízibolhában, melyből a nTiO2 magasabb trofikus szintekhez tartozó tesztorganizmusokban való biomagnifikációjára következtethetünk. A nTiO2 L. minor össz-klorofilltartalmára gyakorolt esetleges gátló hatását szintén vizsgáltuk, melynek során a 10 mg/L koncentrációjú minta aggregációját és leülepedését tapasztaltuk a L. minor tesztközegben már 1 óra elteltével. Ebben a koncentrácóban nem tapasztaltuk a klorofilltartalom csökkenését, míg a 0,001–1 mg/L koncentrációjú nTiO2 szuszpenziók 17–32% gátló hatást eredményeztek a kontrollhoz viszonyítva. Li és munkatársai (2013) ezzel szemben nem tapasztaltak gátló hatást 0,01–5 mg/L koncentráció 21 nm részecskeméretű nTiO2 hatását vizsgálva, azonban a L. minor felszínén akkumulálódott nTiO2 részecskéket találtak. Ez a felszíni akkumuláció a nanorészecskék sejtfalhoz való erős adhéziós kötődésével magyarázható. Habár a nTiO2 részecskék nem voltak képesek bejutni a növényi szövetbe és az algasejtekbe, a növényi sejtfal felületének reaktív csoportjai lehetőséget nyújt a tesztközegben található nanorészecskékkel való interakcióra (Sadiq és mtsai, 2011). Jelenleg elenyésző mennyiségű mérési adat áll rendelkezésre a nTiO 2 környezeti koncentrációját illetően. Legtöbb esetben a szennyvízkezelő telepek és technológiák eltávolítási hatékonysága és a szennyvizekbe való kibocsátás a mért paraméterek (Menard és mtsai, 2011; Cherchi és Gu, 2010). A szennyvízkezelő telepek elfolyó szennyvízében mért nTiO2 koncentráció 1,37−220 µg/L érték között változik a szakirodalom szerint (Menard és mtsai, 2011; Sun és mtsai, 2014). Néhány tanulmányban modellezésen alapuló koncentrációkat is megállapítottak, a környezetben előrejelezhető koncentráció (PEC) így 0,002 µg/L és16 µg/L között változik (Menard és mtsai, 2011; Sun és mtsai, 2014). Eredményeink és a legfrissebb irodalmi adatok tükrében megállapíthatjuk, hogy a TiO 2 nanorészecskék hatásának ökológiai következményei nagyobb jelentőségűek, mint azt korábban gondoltuk. Mivel a baktériumok, protozoák, egysejtű édesvízi algák, Daphnia-félék és az apró békalencse mind kiemelkedő fontosságú tagjai a vízi ökoszisztémáknak, a vízi táplálékláncon keresztül bioakkumuláció révén még abban az esetben is káros hatást 89

gyakorolhat egy felsőbb rendű tesztorganizmusra, ha adott esetben a vizsgált alacsonyabb rendű tesztorganizmusra semminemű negatív hatást nem gyakorolt. Eredményeink megerősítik a szubletális, fiziológiai végpontok alkalmazásának előnyét a nanorészecskék hatásának hátterében álló mechanizmus felderítésében. A szakirodalomban ellentmondó véleményeket találunk, miszerint a nanorészecskék ökotoxikológiai hatását stabil állapotukban folyamatos tesztszuszpenzió megújítással vagy környezetileg inkább releváns aggregált állapotban tanácsos vizsgálni. Az a tény mindenképpen megfontolásra érdemes, mi szerint a nanoanyagok tulajdonságai nagyban változnak a pillanatnyi részecskeméret függvényében. Ezen kívül a nTiO2 részecskék hatásmechanizmusa még kevéssé ismert. A nTiO2 részecskék nagymértékű variabilitásából kifolyólag különböző szerzők publikációiban egymásnak ellentmondó eredményeket találunk a szakirodalmoban, még abban az esetben is, ha ugyan azt a tesztprotokollt követve és ugyan azt a tesztorganizmust alkalmazva is végezték méréseiket. Tehát annak érdekében, hogy átfogó és részletes képet kapjunk a nTiO2 toxikus hatásáról kiterjedt vizsgálatok szükségesek lehetőleg minél szélesebb skálájával a nano méretű TiO2nak. 4.1.4.2 A nTiO2 részecskemérettől függő hatásának vizsgálata és értékelése Három különböző részecskeméretű nTiO2 szuszpenzió (16, 36 és 89 nm) és egy mikrométer részecskemérettel rendelkező TiO2 szuszpenzió toxikus hatását vizsgáltuk különböző trofikus szintekről származó vízi tesztorganizmusokal környezetileg releváns koncentráció tartományban (ngmg/L). Kísérleteink során módosított szabványosított teszteket, mint pl. az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt és a Lemna minor (apró békalencse) klorofiltartalmon alapuló növekedésgátlási teszt, illetve nem konvencionális fiziológiai végpontokat alkalmazó bioteszteket (Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás tesztet, Daphnia magna szívritmus teszt) használtunk. A vizsgált nTiO2 szuszpenziók jellemzését is elvégeztük MilliQ® nagytisztaságú vízben és az alkalmazott tesztközegekben egyaránt. A vizsgált minták elektromos vezetőképesség és pH értékeit minden esetben meghatároztuk az alkalmazott expozíciós idő elteltével, ezen kívül a mintaszuszpenziókban található titán-dioxid részecskék hidrodinamikai átmérőjét és Zéta-potenciál értékét is meghatároztuk. A fajlagos felület adatokat a gyártó szolgáltatta. Rivetti és munkatársai (2016) megközelítéséhez hasonlóan tízes léptékű koncentráció sort alkalmaztunk annak érdekében, hogy széles koncentrációtartományban találjunk érzékeny választ a viselkedésbeli és fiziológiai végpontok használata során környezetileg releváns koncentráció tartományban. A TiO2 nano- és mikro-részecskék jellemzői az alkalmazott tesztközegekben A vizsgált TiO2 szuszpenziók tömeg szerinti részecskeméret-eloszlását egy dinamikus fényszóródás elvén alapuló módszerrel (DLS) határoztuk meg. A mintavétel minden egyes tesztedény esetében a felülúszó felső 1 cm-es rétegéből történt. A vizsgált szuszpenziók részecskemérettel kapcsolatos jellemzőit a 34. táblázatban foglaltuk össze. A DLS módszer számos korlátja közül az egyik a nem megfelelő érzékenysége kis koncentráció-tartományban, ennél fogva a legkisebb vizsgált koncentráció 0,1 mg/L volt. A DLS módszerrel a vizsgált 90

nanorészecskék esetében egy átlagos részecskeméretet határozhatunk meg, a pontos átmérőről azonban nem nyerünk információt, csupán a szuszpenzió polidiszperzitása becsülhető meg. A módszer elvéből kifolyólag a kis mennyiségű, nagyon kisméretű részecskék rejtve maradhatnak a jóval nagyobb részecskék mellett, ezáltal a nagy részecskék (agglomerátumok és aggregátumok) eltolhatják az eloszlást a nagy hidrodinamikai átmérő felé (Tiede és mtsai, 2009; Poda és mtsai, 2011). A fent említett okok következtében nem kapunk információt a tesztközegben valóban jelen lévő nem aggregált nanoméretű részecskékről, amelyek toxikus hatással rendelkezhetnek. 34. táblázat: A nanorészecske aggregátumok és agglomerátumok DLS módszerrel meghatározott átlagos hidrodinamikai átmérője az alkalmazott tesztközegekben. Referencia átmérőként MilliQ ® vízben is meghatároztuk az alkalmazott nTiO2 szuszpenziók tulajdonságait. Koncentráció [mg/L] Részecskeméret [nm] 100 16 0,1 1326 1 1314 A. fischeri 10 1270 100 1350 W 2730X 0,1 1199 T. pyriformis 1 1234 10 1214 0,1 110 (24%); 572 (76%) D. magna 1 175 (3%); 982 (67%); 5447 (30%) 10 64 (15%); 615 (85%) ® MilliQ víz 100 36 0,1 1833 1 1901 A. fischeri 10 1866 100 1991 W 740X 0,1 1299 T. pyriformis 1 1316 10 1324 0,1 86 (13%); 386 (87%) D. magna 1 43 (7%); 198 (93%) 10 55 (8%); 529 (92%) MilliQ® víz 100 89 0,1 1834 1 1899 A. fischeri 10 1817 100 1991 M P90 0,1 30 (10%); 422 (76%); 2564 (14%) T. pyriformis 1 696 10 1324 0,1 41 (10%); 165 (90%). D. magna 1 55 (8%); 529 (92%) 10 63 (15%); 584 (85%); a A zárójelben lévő értékek a különböző részecskeméretű frakciók arányát jelölik % egységekben megadva. nTiO2

Tesztközeg MilliQ® víz

91

A Zéta-potenciál értékek csak a legnagyobb nTiO2 koncentrációjú közegek esetében lettek meghatározva, mivel ez az érték nem koncentráció-függő (Tiede és mtsai, 2009; Poda és mtsai, 2011). A Kemira AFDC TiO2 szuszpenzió esetén a szuszpenzió mikro részecskeméret-tartományú volt, ezért nem került jellemzésre a szuszpenzió. Ez a szuszpenzió nem mutatott Tyndall-jelenséget, valamint MilliQ® vízben és az alkalmazott tesztközegekben is a diszpergálást követően pár perccel aggregálódott és leülepedett. A nanorészecskék Zéta-potenciál értékei és részecskeméret-eloszlása nem került meghatározásra a Lemna minor tápközeg esetében tekintettel a TiO2 részecskék nagymértékű aggregálódására. A felülúszó már 2 órával a tesztszuszpenzió összeállítása után nem tartalmazott nano-részecskéket, a nTiO2 aggregálódott és kiülepedett a tesztedény alján. A nanorészecskék stabilitásáról a Zéta-potenciál adhat elképzelést: a 30 mV alatti és +30 mV fölötti Zéta-potenciállal rendelkező részecskék stabilnak tekinthetőek (pH=7 értéken) míg a 30 és +30 mV közötti Zéta-potenciál értékkel rendelkező nanorészecskék nem tekinthetőek stabilnak, hajlamosak idővel aggregálódni. A vizsgált tesztszuszpenziók expozíciós idő letelte után mért pH, elektromos vezetőképesség és Zéta-potenciál értékeit a 35. táblázatban tüntettük fel. A DLS módszerrel meghatározott hidrodinamikai átmérőket és a megfelelő tesztközeg vezetőképességét figyelembe véve megállapítható, hogy a nagyobb vezetőképességű tesztközegekben jellemzően nagyobb mértékben aggregálódnak a nanorészecskék, azonban csupán a vezetőképesség értékek alapján a nanorészecskék aggregációjáról direkt következtetés nem vonható le. A Zéta-potenciál értéke (35. táblázat) az elektrosztatikus és a töltésből származó vonzó vagy taszító erők nagyságát mutatja meg. A Zéta-potenciál az egyik kulcsparaméter, amely a stabilitásra hatást gyakorol (Zuin és mtsai, 2011). A MilliQ® vízzel hígított P90M, W 2730X és W 740X nTiO2 szuszpenziókat stabilnak tekintettük Zéta-potenciál értékeik alapján, melyek rendre: 39,3; 31,2 és 29,5 mV. A tesztorganizmus számára szükséges tesztközeggel hígítva, egyedül a D. magna tesztmédiummal hígított W 740X nTiO2. Zéta-potenciál értéke esett közel a stabilnak mondható, alsó küszöbhöz a 27 mV értékkel. A P90M és a W 2730X nTiO2-t tartalmazó D. magna tesztközegekben a nanorészecskék Zéta-potenciálja közelebb esett a stabil tartományhoz összehasonlítva az A. fischeri és T. pyriformis tesztközegekkel. Ezekben a részecskék 17,5 és 15,9 mV értékükkel erősen instabilnak tekinthetőek. Az A. fischeri és a T. pyriformis tesztmédiumokban mind a három különböző nTiO2 részecske instabilnak bizonyult (Zéta-potenciál~(10 mV) és idővel aggregálódtak (35. táblázat).

92

35. táblázat: A vizsgált nTiO2 részecskék pH, elektromos vezetőképesség (EC) és Zéta-potenciál értékei az alkalmazott teszt médiumokban pH

EC [mS cm─1]

W 2730X

MilliQ® víz A. fischeri T. pyriformis D. magna L. minor

Koncentráció [mg/L] 100 100 10 10 100

6,51 8,05 7,26 7,53 6,85

0,008 26,7 1,23 0,313 0,641

Zéta-potenciál [mV] 31,2 10,2 9,4 15,9 -

W 740X

MilliQ® víz A. fischeri T. pyriformis D. magna L. minor

100 100 10 10 100

7,16 8,09 7,27 7,54 6,81

0,086 26,7 1,22 0,313 0,641

29,5 10,6 9,9 27,0 -

P90M

MilliQ® víz A. fischeri T. pyriformis D. magna L. minor

100 100 10 10 100

6,12 7,86 7,34 7,32 6,71

0,063 28,3 1,33 0,183 0,645

39,3 10,4 9,8 17,5 -

AFDC200

A. fischeri T. pyriformis D. magna L. minor

100 10 10 100

8,02 7,28 7,55 6,88

26,8 1,23 0,313 0,648

-

Tesztközeg

A. fischeri T. pyriformis D. magna L. minor

0 (kontroll)

7,78 7,58 7,79 7,45

28,9 1,43 0,510 0,713

nTiO2

Tesztközeg

Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt Négy különböző méretű TiO2 szuszpenzió részecskemérettől függő káros hatását vizsgáltuk Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszttel. A rutinszerűen alkalmazott szabványosított biolumineszcencia teszt inkubációs ideje 30 perc, azonban kísérleteink során a TiO2 szuszpenziók késleltetett hatását is tanulmányozni kívántuk, ennek érdekében a lumineszcencia intenzitás mérését Fluostar Optima műszer alkalmazásával a konvencionális 30 és 120 perces inkubációs idő elteltével is elvégeztük. A biolumineszcencia csökkenésének mértékét a kontrollhoz viszonyított gátlási százalék értékek alapján a 17. ábra szemlélteti.

93

17. ábra: A vizsgált TiO2 szuszpenziók A. fischeri biolumineszcencia intenzitásra kifejtett hatása gátlási százalék értékekben kifejezve. A kontrolltól való szignifikáns eltérést csillag (*) jelöli.

Jelentős gátlást (H%=27) tapasztaltunk a P90M nTiO2 szuszpenzió esetében 10– 100 mg/L koncentráció tartományban. A mikroméretű AFDC200 TiO2 szuszpenzió is szignifikáns gátlást eredményezett (H%=18–39) a 0,01–100 mg/L koncentráció tartományban, míg a W 2730X szignifikáns gátló hatást (H%=9–79) fejtett ki a 0,001– 100 mg/L koncentráció tartományban. A W 740X nTiO2 szuszpenzió vizsgálata során minden alkalmazott koncentrációban gátló hatást tapasztaltunk (H%=6–46) a 120 perces expozíciós idő esetében. Eredményeink bizonyítják, hogy a különböző nano- és mikroméretű részecskéket tartalmazó TiO2 szuszpenziók vízi ökoszisztémára gyakorolt toxikus hatását alábecsüljük 30 perces expozíciós idő alkalmazásával. A megnyújtott expozíciós idő nagyobb gátlási százalékokat eredményezett minden vizsgált TiO2 szuszpenzió esetében. Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitási teszt Négy különböző méretű TiO2 szuszpenzió részecskemérettől függő káros hatását vizsgáltuk a fiziológiai szubletális mérési végpontot alkalmazó Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitási teszttel, melynek során a fagocitotikus aktivitás változását vizsgáltuk. A fagocitózis által képzett vakuólumok számának átlagát a 18. ábra szemlélteti, a kontroll csoporthoz viszonyított gátlási százalék értékek a 36. táblázatban találhatóak.

94

18. ábra: A fagocitózis által képződött vakuólumok átlagos száma. A kontrolltól való szignifikáns eltérést csillag (*) jelöli.

A P90M esetében a vizsgált koncentráció tartományban (0,1−10.000 µg/L) szignifikáns gátló hatást tapasztaltunk. Fordított arányosságot találtunk a vakuólumszám átlaga alapján meghatározott gátlási százalék értékek és az alkalmazott koncentrációk között. A legkisebb alkalmazott koncentráció esetében a Tetrahymena fele annyi vakuólumot képzett, mint a kontroll mintában. Ez az arány majdnem megegyezett az 1 és a 10 µg L koncentrációjú minták esetében (36. táblázat). 36. táblázat: A T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel meghatározott gátlási százalék értékek Koncentráció [µg/L]

a

W 2730X

Gátlás [%] W 740X

P90M

AFDC200

0,1

26*

─8

48*

14*

1

24*

─1

43*

─4

10

23*

─1

46*

─4

100

13*

2

26*

─1

1000

20*

22*

17*

─6

10.000

20*

100*

3

─7

A kontroll csoporthoz viszonyított szignifikáns eltérést csillag (*) jelöli.

Az AFDC200 esetében csupán 14%-os fagocitotikus aktivitás gátlás volt tapasztalható a 0,1 µg/L-es koncentrációban. A W 2730X nTiO2 szuszpenzió 11−25%-os fagocitotikus aktivitás gátlást eredményezett minden vizsgált koncentrációban (0,1−10.000 µg/L), míg a W 740X nTiO2 szuszpenzió esetében az 1000 és 10.000 µg/L-es koncentrációk 21% és 100%os gátlást okoztak (36. táblázat).

95

Daphnia magna szívritmus teszt Négy különböző TiO2 szuszpenzió részecske mérettől függő káros hatását vizsgáltuk a nem-konvencionális, szubletális végpontot alkalmazó D. magna szívritmus teszttel.

19. ábra: D. magna szívritmus teszt eredményei BoxPlot diagramokon ábrázolva a különböző részecskeméretű nTiO2 szuszpenziók esetében 24 és 48 h kontaktidő elteltével. A statisztikailag szignifikáns szívritmus csökkenést vagy növekedést csillag jelöli (*). A diagramok középpontja az átlagot, a dobozok felső és alsó vonala a 25 és 75%-os percentilis értékeket, míg a talpak az átlag±szórást jelölik.

A mért szívritmus értékeket a 19. ábra szemlélteti. A P90M nTiO2 esetében egyedül a legnagyobb koncentrációban történő expozíció okozott jelentős gátló hatást 48 óraidő elteltével, míg az AFDC200 jelentős szívritmus növekedést okozott 48 órás kontaktidő elteltével minden vizsgált koncentrációban (1–10.000 µg/L). A W 2730X nTiO2 jelentős szívritmus növekedést csak 100, 1000 és 10.000 µg/L koncentrációknál idézett elő 48 óra után, míg a W 740X nTiO2 csupán 10.000 µg/L-es koncentrációban eredményezett szignifikáns hatást a 48 órás expozíciós idő esetében. A D. magna szívritmus teszttel meghatározott gátlási százalékokat a 37. táblázatban tüntettük föl.

96

37. táblázat: A D. magna szívritmus teszttel meghatározott gátlási százalék értékek 24 és 48 h kontaktidő után. A szívritmusban bekövetkezett gyorsulást negatív gátlási százalékok jelölik. Gátlás [%]

Koncentráció [µg/L]

W 2730X

P90M

W740X

AFDC200

24 h

48 h

24 h

48 h

24 h

48 h

24 h

48 h

1

─4

─2

─5

8

2

5

2

─11*

10

─2

─2

─11

─4

4

4

─3

─11*

100

─6

─5*

─5

─3

7

10

─5

─10*

1.000

─6

─11*

0

0

6

4

─3

─12*

10.000 29* 10 21* ─13* ─20* ─4 ─2 ─35* Daphnia magna szívritmus teszt eredményei gátlási százalék egységekben megadva. A szignifikáns gátló hatást csillag (*) jelöli. a

Lemna minor össz-klorofilltartalom A különböző részecskeméretű TiO2 szuszpenziók össz-klorofilltartalomra gyakorolt hatását vizsgáltuk L. minor tesztorganizmussal, mely eredményeket a 20. ábra szemlélteti, az össz-klorofilltartalom értékekből számított gátlási százalék értékeket pedig a 38. táblázatban foglaltuk össze. Az 1–1000 µg/L koncentráció-tartományban a P90M nTiO2 (89 nm) 18–32% gátló hatást okozott, míg nagyobb koncentrációban (10.000 µg/L) szabad szemmel is látható aggregációt tapasztaltunk szignifikáns gátló hatás nélkül. Az AFDC200 TiO2 (3264 nm) nem fejtett ki gátló hatást a L. minor tesztorganizmusra, éppen ellenkezőleg, serkentette annak növekedsét. A W 2730X nTiO2 (16 nm) 13–47% gátló hatást eredményezett az 1– 10.000 µg/L-es koncentráció tartományban, egyedül a legkisebb alkalmazott koncentrációjú szuszpenzió (0,1 µg/L) nem gátolta a Lemna minor szaporodását. A W 740X nTiO2 (36 nm) esetében a legkisebb és legnagyobb alkalmazott koncentrációjú szuszpenziókban (0,1– 10.000 µg/L) nem tapasztaltunk gátló hatást, azonban az összes többi szuszpenzióban igen (H%=32–45). 38. táblázat: A négy különböző részecskeméretű TiO2 hatása a Lemna minor apró békalencse összklorofilltartalmára gátlási százalék egységekben kifejezve.

a

Gátlás [%]

Koncentráció [µg/L]

W 2730X

W 740X

P90M

AFDC200

0,1

9

7

4

─31*

1

47*

32*

18*

─45*

10

28*

33*

21*

─32*

100

13*

36*

18*

0

1.000

13*

45*

32*

─62*

17

4

─28*

10.000 29* A szignifikáns kontrolltól való eltérést csillag (*) jelöli.

97

20. ábra: A négy különböző részecskeméretű TiO2 hatása a Lemna minor apró békalencse összklorofilltartalmára. A szignifikáns gátlást okozó koncentrációkat csillag (*) jelöli.

A legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció (LSE) értékeket a különböző tesztorganizmusokkal végzett mérések esetében a 40. táblázatban foglaltuk össze. A TiO2 szuszpenziók alkalmazott koncentrációi és az azokra adott válaszok közti korrelációt Pearson-féle korreláció analízissel vizsgáltuk minden tesztorganizmus esetén (39. táblázat). 39. táblázat: Az alkalmazott TiO2 koncentrációk és a biotesztek válaszának korreláció analízise Vizsgált TiO2 szuszpenziók W 2730X W 740X P90M AFDC200 r

Tesztorganizmus és végpont

Aliivibrio fischeri - biolumineszcencia (120 min) -0,8486 -0,8118 Tetrahymena pyriformis – fagocitotikus aktivitás (30 0,1547 -0,9664 min) Daphnia magna - szívritmus (48 h) 0,5751 0,4481 Lemna minor – össz-klorofilltartalom (7 nap) -0,2494 0,1121 A kiemelt korrelációs együtthatók szignifikánsak p< 0.05 szignifikancia szinten.

-0,8926

-0,7276

0,4973

-0,3440

-0,6032 0,2414

0,7046 0,0589

Eredményeink alapján erős negatív korreláció fedezhető fel az Aliivibrio fischeri biolumineszcenciájában minden vizsgált TiO2 nanoszuszpenzió esetében (39. táblázat). A W740X nTiO2 szuszpenzió koncentrációja szintén erősen korrelál a képződött vakuólumok számával a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszttel vizsgálva. A Daphnia magna szívritmus teszt erős pozitív korrelációt mutatott az AFDC200 szuszpenzió esetében, mely a legnagyobb részecskemérettel rendelkezik (3264 nm), valamint közepes, de negatív korrelációt a P90M nTiO2 szuszpenzió esetében. A Lemna minor össz-klorofiltartalmát vizsgála nem találtunk szignifikáns korrelációt az alkalmazott TiO2 szuszpenziók és a klorofiltartalom között (39. táblázat). A tesztorganizmusok érzékenységét a legkisebb

98

szignifikáns hatás értékekkel jellemeztük (Dunnett teszt, STATISTICA 12 szoftver (40. táblázat)). 40. táblázat: A vizsgált nTiO2 szuszpenziók legkisebb szignifikáns hatást okozó koncentráció (LSE) értékei Tesztorganizmus

Ökotoxikológiai végpont

Aliivibrio fischeri

biolumineszcencia (120 min) fagocitotikus aktivitás (30 min) szívritmus (48 h) össz-klorofilltartalom (7 nap)

Tetrahymena pyriformis Daphnia magna Lemna minor

Legkisebb szignifikáns hatás [µg/L] W 2730X W 740X P90M AFDC200 1 0,1 10.000 10 0,1

1000

0,1

0,1

100 1

10.000 1

10.000 1

1 0,1

A különböző részecskeméretű TiO2 szuszpenziókkal végzett kísérleteink eredményei alapján az alábbi következtetéseket vonhatjuk le. Az Aliivibrio fischeri tesztközeg kivételével az összes tesztközeg pH értéke enyhe csökkenést mutatott (4−10%), az eltérés valószínüleg a titán-dioxid nanorészecskék pufferkapacitásának tulajdonítható (Nur és mtsai, 2015). Ezen kívül bizonyos anionok és kationok adszorpciója is szerepet játszhat a pH érték megváltozásában (Janusz és mtsai, 1999). Az aggregátum képződés jelensége kapcsolatba hozható az elektromos vezetőképességgel. A magasabb elektromos vezetőképességű tesztközegekben a részecskék hidrodinamikai átmérője nagyobbnak bizonyult, így megállapítható, hogy az alkalmazott tesztközeg minősége fontos szerepet játszik a nanorészecskék destabilizációjában és az aggregátum képződésben, ahogyan azt Nur és munkatársai (2015) is leírták. Ez az aggregálódási jelenség nagyban befolyásolja a nanorészecskék és a tesztközegben jelenlévő tápanyagok biológiai hozzáférhetőségét, valamint a toxicitást is. Jelenleg kevés adat áll rendelkezésre a nTiO2 környezeti koncentrációjával kapcsolatban. A titán-dioxid nanorészecskék koncentrációja szennyvíztisztító telepek elfolyó tisztított szennyvizében 1,37 és 220 µg/L érték között változott (Menard és mtsai, 2011; Sun és mtsai, 2014). A becsült környezeti koncentrációja a titán-dioxid nanorészecskéknek felszíni vizekben különböző országokban 0,002−0,16 µg/L (Neal és mtsai, 2008; Menard és mtsai, 2011). Kísérleteinkben az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlás teszt kiemelkedő, expozíciós időtől függő érzékenységet mutatott minden vizsgált nTiO2 szuszpenzió esetében. Habár a szabványosított kontakidővel kivitelezett biolumineszcencia teszt csak nagyon kismértékű gátlást mutatott, vagy egyáltalán nem mutatott gátlást 30 perc expozíciós idő elteltével, a megnyújtott 120 perces expozíciós idő elteltével már szignifikáns, koncentrációval-függő gátló hatást tapasztaltunk nagy korrelációs együtthatókkal. Ebben az esetben a rövid expozíciós idejű teszt komoly korlátokkal rendelkezik a nTiO2 szuszpenziók vízi ökoszisztémákra gyakorolt toxikus hatás felmérésének tekintetében. Froehner és munkatársai (2000) szintén leírtak ilyen jellegű késleltetett toxikus hatást, azonban pentaklórfenol, dodecil-piridínium-bromid, 3,4-diklór-anilin, nalidixic sav, klóramfenikol és sztreptomicin-szulfát esetében. A titán-dioxid hosszútávú toxikus hatását eddig még nem tanulmányozták, ez az első tanulmány a nano- és mikroméretű TiO2 részecskék késleltetett hatásával kapcsolatban.

99

A W 2730X és a W 740X szignifikáns gátló hatást gyakoroltak az alkalmazott koncentráció tartományban (0,1−1 µg/L), mely összemérhető a környezetben mért nTiO2 koncentrációkkal. Habár az eredeti részecskemérete a W 2730X és W 740X nTiO2 szuszpenzióknak rendre 16 és 36 nm, a DLS módszerrel történő részecskeméret meghatározás során bebizonyosodott, hogy a nTiO2 részecskék azonnal aggregálódnak az A. fischeri médiumban a magas sótartalomnak köszönhetően. Az aggregálódott részecskék tulajdonságai nem változtak a 120 perces expozíciós idő alatt. A nTiO2 aggregátumok tipikus mérete a 1270−1991 nm-es tartományban mozgott, −10 mV körüli Zéta-potenciál értékkel. Ha nanoméretű részecskék jelen is vannak a tesztközegben, azok takarásba kerülnek a jóval nagyobb mennyiségű aggregátumok által. A DLS módszer korlátai miatt sajnos nem válik lehetővé ezeknek a jóval kisebb méretű részecskéknek a kvantitatív jellemzése, ugyanakkor toxikus hatásukat ettől függetlenül kifejtik a vizsgált tesztorganizmusra. Heinlaan és munkatársai (2008), valamint Strigul és munkatársai (2009) nem tapasztaltak gátló hatást ~6 nm és 25−70 nm részecskeméretű nTiO2 A. fischeri tesztorganizmusra gyakorolt esetleges gátló hatását vizsgálva 20.000 mg/L vagy 0,4395−112,5 mg/L koncentráció tartományban, azonban ebben az esetben nincsen információink az alkalmazott részecskék másodlagos részecskeméretéről. Mivel a nTiO2 részecskék bizonyítottan képesek reaktív oxigén vegyületek képződését indukálni − ezzel sejtmembrán és DNS károsodást, valamint fehérje oxidációt előidézve − lehetséges, hogy ilyen módon befolyásolják az A. fischeri sejtek fiziológiáját, mely szoros összefüggésben van a biolumineszcencia jelenségével (Neal és mtsai, 2008). Mivel esetünkben a DLS meghatározás alapján elsősorban mikroméretű titán-dioxid részecskék voltak jelen a tápközegben, a koncentráció-függő káros hatás a mikroméretű TiO2 aggregátumoknak tulajdonítható. A TiO2 nanorészecskék különböző ökotoxikológiai tesztközegekben való aggregációs viselkedése megváltoztatja azok biológiai hozzáférhetőségét és toxicitását (Nur és mtsai, 2015), azonban ez a jelenség a TiO2 nanorészecskék vízi ökoszisztémákba jutásakor is megtörténhet, ezáltal egy kiemelkedően fontos expozíciós útvonalat képviselve. Hatósági előírásoknak megfelelően biolumineszcencia teszteket rutinszerűen alkalmaznak kezelt szennyvízek toxicitás felmérésére, ellenben ezek a vizsgálatok legtöbbször egyáltalán nem mutattak toxikus hatást ilyen rövid expozíciós időt alkalmazva a nano-titán részecskék esetében (Froehner és mtsai, 2000; Garcia és mtsai, 2011; Heinlaan és mtsai, 2008; Strigul és mtsai, 2009), tehát eredményeink alapján ajánlott a késleltetett toxicitás vizsgálata. Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás tesztet alkalmazva már a 0,1 µg/L környezetileg releváns koncentrációban alkalmazva szignifikáns gátló hatást eredményeztek a nTiO2 szuszpenziók. A T. pyriformis tesztmédiumban 100, 1000 és 10.000 µg/L koncentrációjú szuszpenziók esetében 1199−1324 nm méretű TiO2 aggregátumok képződtek, melyek Zéta-potenciálja −10 mV körüli érték volt. A P90M nTiO2 viselkedése nagyban eltért részecskeméret-eloszlás tekintetében. Az 1000 és 10.000 µg/L koncentrációjú szuszpenziók átlagos részecskemérete rendre 696 és 1324 nm volt, míg a 100 µg/L koncentrációjú szuszpenzióban három különböző részecskeméretű frakciót különböztetett meg a DLS módszer. A szuszpenzióban található részecskék 10%-a 30, 76%-a 422, 14%-a 2564 nm volt. Eredményeinkből arra következtethetünk, hogy a P90M nTiO2 részecskék a koncentráció növekedésével hajlamosabbak aggregálódásra ebben a médiumban. A 100 µg/L 100

koncentrációjú P90M nTiO2 szuszpenzió nagymértékű toxikus hatással rendelkezett a T. pyriformis tesztorganizmus fagocitotikus aktivitásának tekintetében, mikor is a részecskék 10%-a 30 nm átmérűjű volt. A P90M nTiO2 tesztszuszpenzióban való koncentrációja és a gátló hatása között fordítottan arányos összefüggést találtunk. Valószínűsíthető, hogy kisebb koncentrációk esetében kevesebb részecske aggregálódik és ezek a nem aggregálódott részecskék nagyobb toxikus hatást fejtenek ki, mint az aggregálódott mikrométer méretűek. Ud-Daula (2009) nem tapasztalt gátló hatást a T. pyriformis szaporodását vizsgálva <10 nm részecskeméretű nTiO2 esetében még 400 mg/L koncentráció és 28 h kontaktidejű teszt során sem, azonban ebben az esetben nincs információnk az alkalmazott szuszpenziók másodlagos részecskeméretével kapcsolatban. A tesztközegben található nTiO2 részecskéket a T. pyriformis sejt azonnal fagocitálja, majd vakuólumaiban kiválasztásig (exocitózis) tárolja az agglomerátumokat. Az endocitózis és exocitózis folyamata során a sejt kölcsönhatásba lép a TiO2 részecskékkel, így az akut toxikus hatást indukál a sejt fiziológiáját tekintve. Rajapakse és munkatársai (2012) a membrán fluiditás csökkenéséről számolt be kísérleteik során a TiO2 Tetrahymena sejtekre gyakorolt toxikus hatását vizsgálva, tehát az általunk tapasztalt fagocitotikus aktivitás csökkenés összhangban van a membrán szerkezetben történt változásokkal. A titán-dioxid nanorészecskék toxikus hatását egy másik nem-konvencionális, szubletális végponttal is, a Daphnia magna szívritmus teszttel is vizsgáltuk 24 és 48 h expozíciós idővel. Ennek a tesztrendszernek az esetében is nőtt a tesztorganizmusok válasza az expozíciós idő növelésével. A 10,000 µg/L koncentrációjú P90M nTiO2 szuszpenzió 21% gátló hatást eredményezett 48 h kontaktidő elteltével, amikor is a részecskék 15% 63 nm átmérőjű volt a DLS módszerrel meghatározva. A gátlási százalék adatok alapján a legkisebb és a legnagyobb részecskeméretű TiO2 szuszpenziók, mint a 2730X (16 nm) és az AFDC200 (3264 nm) sokkal kifejezettebb hatást gyakorolnak a D. magna tesztorganizmusra (kisebb LSE értékekkel), mint a közepes nagyságú részecskéket tartalmazó szuszpenziók, a 36 nm elsődleges részecskemérettel rendelkező W 740X és a 89 nm elsődleges részecskemérettel rendelkező P90M nTiO2 szuszpenziók. A 3264 nm méretű AFDC200 eltömítette a tesztorganizmus tápcsatornáját, ezzel képtelenné téve a táplálkozásra és a salakanyag ürítésre. Az AFDC200 szuszpenzióval kezelt tesztorganizmusok küzdöttek a nTiO2 tápcsatornájukból való kiürítésével − ezzel visszaállítva a normál fiziológiájukat − a tesztállatok felgyorsult szívveréssel reagáltak. Ez a magas mértékű bioakkumuláció hatást gyakorol a normál táplálkozásra, melynek következtében a növekedésre és szaporodása is befolyással bír (Zhu és mtsai, 2010). Mindemellett az AFDC200 koncentrációjának növelésével párhuzamosan egyenes arányban nőtt a szívverés szám, bár az emögött álló hatásmechanizmus még felderítetlen. Baun és munkatársai (2008) a D. magnával folytatott kísérleteik során a titándioxid részecskék antennákra és egyéb függelékekre való tapadását észlelték. Amennyiben nagyobb mennyiségű nanorészecske aggregátum akkumulálódik az állatok felületén, az nagy valószínűséggel mobilitás problémákhoz vezet (Baun és mtsai, 2008). Ilyen jellegű felületi akkumulációt kizárólag az AFDC200 TiO2 szuszpenzió esetében tapasztaltunk. Tan és munkatársai (2016) titán-dioxid nanorészecskék eloszlását vizsgálta Daphnia egyedekben különböző vizualizációs technikákkal. Eredményeik szerint a nanorészecskék az állat egész testében jelen volt, azonban a legnagyobb koncentrációt a tápcsatornában és a hasi területen találták. A tesztközegben a nanorészecskék mikrométer méretű aggregátumokat 101

képeztek, melyeket az állat felvett, koncentrálva azokat a tápcsatornában, míg a jól diszpergált nanorészecskék felvétele endocitózissal és passzív ivással történt. A L. minor tesztorganizmussal történő vizsgálataink során minden alkalmazott nTiO2 szuszpenzió esetében idővel aggregálódást és kiülepedést tapasztaltunk, azonban az összklorofilltartalom így is csökkent a kontrollhoz képest számos esetben. Az AFDC200 TiO2 serkentette a növekedést szinte minden tesztelt koncentrációban. Li és munkatársai (2013) nem tapasztaltak gátló hatást a 0,01−5 mg/L koncentráció tartományban 21 nm részecskeméretű nTiO2 hatását vizsgálva, azonban a nanorészecskék felületi akkumulációját figyelték meg, mely valószínűleg esetünkben is igaz. A felületi akkumuláció a nanorészecskék a növényi sejtfalhoz való erős adhéziója révén valósult meg. Habár a L. minor tesztmédiumban a nanorészecskék rövid időn belül aggregálódtak, kis hányaduk ez idő alatt is kapcsolódhatott a növény sejtfalához ez által toxikus hatást kifejtve a 7 napos kontaktidő alatt. Bár a TiO2 nanorészecskék nem képesek bejutni a növényi sejtbe, a sejtfal reaktív csoportjai lehetőséget biztosítanak a nanorészecskékkel való kölcsönhatáshoz (Li és mtsai, 2013). Mind a környezet mind a környezettoxikológiai vizsgálatokban alkalmazott tesztközeg minősége fontos szerepet játszik a nanorészecskék destabilizációjában és az aggregátum képződésben. Ez az aggregálódási jelenség nagyban befolyásolja a nanorészecskék és a közegben jelenlévő tápanyagok biológiai hozzáférhetőségét, valamint a toxicitást is. Bár az alkalmazott tesztközegek mindegyikében tapasztaltunk kisebb-nagyobb mértékű aggregálódást méréseink során, de néhány esetben az aggregálódott TiO2 részecskék mérete is még nano tartományba esett. Ugyanakkor az aggregálódott TiO2 részecskékkel való expozíció is eredményezhet (gátló) hatást, ahogy ezt a szakirodalmi adatok és eredményeink is szemléltetik (Aruoja és mtsai, 2009; Sadiq és mtsai, 2011; Nur és mtsai, 2015). A nagyméretű aggregátumok nem csak sejteket zárhatnak magukba, hanem fontos tápanyagokat is. Ezáltal a hozzáférhetőség befolyásolásával, szintén hatást gyakorolhatnak az egyes organizmusokra. Mind a homo-, mind a hetero-aggregátum képződésnek fontos szerepe lehet a kifejtett hatás alakulásában (Xing és mtsai, 2016). Egyrészt kisebb biológiai hozzáférhetőséget eredményezhet, amennyiben a nagyobb méret miatt nem tud így átjutni a sejtfalon, vagy sejtmembránon. Ugyanakkor azoknál a szervezeteknél, amelyek felveszik táplálkozás során a részecskéket (homo- vagy hetero-aggregátum formájában) szintén befolyásolhatja a megnyilvánuló hatást az aggregátumok képződése. A nanorészecskék környezeti paraméterektől függő, változó tulajdonságaik és az alkalmazott tesztközegben való pillanatnyi részecskeméretük miatt alkalmasabbnak ítéljük toxikus hatásaiknak vizsgálatát természetesen aggregált formájukban, mint stabil, erősen idealizált állapotukban, melyet számos esetben folyamatos tesztszuszpenzió megújítással sem érünk el egyéb adalékanyagok alkalmazása nélkül, melyek számottevően befolyásolhatják a környezettoxikológiai tesztek erdeményeit, nem beszélve a szinergista vagy antagonista kölcsönhatásokról. Az állandó tesztszuszpenzió megújítás számos esetben aligha kivitelezhető, mikor a stabil nTiO2 szuszpenzió azonnal aggregálódik és kiülepszik. Más részről a környezettoxikológia tesztelés esetében a környezetben előálló természetes aggregáció jóval relevánsabb, mintha a tesztorganizmus idealizált, a környezetben nem jelentkező hatásokkal néz szembe. Különösen igaz ez pédául a szűrve-táplálkozó élőlények

102

esetében, minta a D. magna, amikor is az aggegálódott nanorészecskékkel való interakció fontos expozíciós útvonalat képvisel. 4.2 Direkt toxicitás felmérés szennyvízmintákon 4.2.1 Egy biológiai szennyvíztisztító telep elfolyó szennyvizének direkt toxicitás vizsgálata Lemna minor tesztorganizmussal Doktori kutatómunkám során célom volt egy olyan környezettoxikológiai módszer kiválasztása, mely az egyedi szennyezőanyagot tartalmazó mintaoldatok toxicitásának felmérésén túlmenően komplex környezeti minták aggregált hatásának jellemzésére egyaránt alkalmas. Kísérleteink során egy 4000 főt számláló település elfolyó szennyvízét vizsgáltuk integrált metodikával, ahol a szennyvíztisztító telepen egy harmadlagos kezelési technológia került alkalmazásra a biológiai szennyvíztisztítás hatékonyságának növelése céljából kommunális és kórházi szennyvizek keverékének esetében. A biológiai folyamat egy anoxikus és aerob reaktor kaszkád rendszerben történt hagyományos szennyvíz előkezeléssel. A befolyó és elfolyó tisztított szennyvízben található mikro-szennyezőanyagok kimutatására a CDFILTER projekt keretein belül az ELTE kutatócsoportja egy érzékeny kémiai-analitikai elemzési módszert, a korszerű GC-MS analitikai módszert alkalmazta (Sebők és mtsai, 2009; Helenkár és mtsai, 2010). A sok-összetevőjű, trimetil-szilil (oxim) éter/észter származékképzésen alapuló elemző rendszer 72 szennyezőanyag azonosítását és mennyiségi elemzését tette lehetővé. A főbb mikro-szennyezőanyagok a benzoesav, 2,4diklór benzoesav, fenilecetsav, ezen vegyületek különböző hidroxi-csoporttal szubsztituált vegyületei és a zsírsavak voltak (Perlné és mtsai, 2010). Ebből 26 vegyület mennyisége olyan mértékben közel volt a kimutatási határhoz, hogy az eltávolítás hatásfokát nem lehetett meghatározni. Húsz szennyezőanyag eltávolítási hatásfoka 95–100%, míg tizenhárom szennyezőanyagé 80–95%, közé esett. Tíz szennyezőanyag csak csekély mértékben bomlott el vagy került eltávolításra, valamint tíz vegyület esetében nagyobb koncentrációt tapasztaltunk a második mintavétel időpontjában (szeptemberben), mint az első mintavétel során (július hónapban). A klór tartalmú szerves vegyületek; a 2,4-diklór-benzoesav, triklozán és a diklofenak eltávolítási hatásfoka messze átlag alattinak mutatkozott. Ezen anyagok különös figyelmet érdemelnek, hiszen nagy környezeti kockázatot jelenthetnek a Duna és más befogadó folyók élővilága számára, klór tartalmuk miatt ellenállnak a mikrobiológiai lebontásoknak, ezért célzottan megválasztott utókezelési módszer alkalmas csak hatékony eltávolításukra (Perlné és mtsai, 2010). A két eltérő időpontban történt mintavétel egyes analitikai-kémiai eredményei a Mellékletek M7 táblázatban kerültek összefoglalásra. Mivel az ismételt mérések nem mutattak konzekvens tendenciát (a befolyó szennyvíz időben változó minősége miatt) és a mintavétel gyakorisága szintén korlátozott volt a költséges és időigényes analitikai mérések miatt, a monitoring koncepcióján módosításokat hajtottunk végre és gyakori környezettoxikológiai teszteléssel egészítettük ki. Az általunk alkalmazott környezettoxikológiai módszeregyüttes elemei az alábbiak voltak:

103

 Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt – DTA protokollokban jelenleg nem szerepel;  Alga szaporodásgátlási teszt (Pseudokirchneriella subcapitata, Scenedesmus subspicatus és Chlorella vulgaris) – DTA protokollokban szerepel már;  Daphnia magna immobilitás teszt – DTA protokollokban szerepel már;  Lemna minor szaporodásgátlási teszt a levélkeszám és az össz-klorofilltartalom meghatározásával – DTA protokollokban jelenleg nem szerepel. A DTA módszer előnye, hogy anélkül is jellemzi a környezeti minták káros hatását/kockázatát, hogy azonosítani kellene a szennyezőanyagokat és a kölcsönhatásokat; a módszerek és eszközök elérhetőek, a toxicitáson alapuló határértékek és az ekvivalens toxicitás érték segítségével a mechanikusan gondolkodó szakemberek is tudják alkalmazni. Továbbá mérhető a gátlási százalék, vagy a dózis‒válasz összefüggés, ezen kívül egy vagy több faj is alkalmazható párhuzamosan, illetve a több fajt alkalmazó tesztek és mikrokozmoszok is alkalmazhatóak. Hátrányt jelent azonban, hogy a környezet változékonyságából adódóan és a mintavétel sajátságaiból adódóan nagy a szórása, ezen kívül jelenleg kevés DTA tesztmódszer van szabványosítva (Gruiz és mtsai, 2016). A Daphnia magna tesztorganizmussal való vizsgálatokra csak a szeptemberi mintavétel esetében került sor. A D. magna immobilitás teszt eredményei csak kismértékű gátló hatást mutattak a 10x-esen hígított befolyó szennyvíz, a közbülső reaktorkaszkád és az elfolyó tisztított szennyvíz esetében. Az eredményeket a Mellékletek fejezet M7 ábráján ismertetjük. Az Aliivibrio fischeri tesztorganizmussal végzett 30 perc expozíciós idejű biolumineszcencia gátlási teszt esetében szintén nem tapasztaltunk gátló hatást (H%=0–5), míg az egysejtű édesvízi algákkal végzett vizsgálataink serkentő hatást mutattak (35–270%-os növekedés). A fentiekkel ellentétben a Lemna minor szaporodásgátlási teszt az összklorofilltartalom végponttal kiemelkedő érzékenységet produkált még a levélkeszám mérési végponthoz hasonlítva is (21. ábra). A 21. ábrán az apró békalencse tesztorganizmus esetében alkalmazott levélkeszám és össz-klorofilltartalom mérési végpontokkal meghatározott gátlási százalék eredményeket mutatjuk be két időben eltérő mintavétel esetén. 120

100

Gátlás [%]

80 60 40 20 0 Befolyó

Belső reaktor kaszkád

Elfolyó

1. mintavétel - 2010 július

Befolyó

Belső reaktor kaszkád

Elfolyó

2. mintavétel - 2010 szeptember

Levélkeszám

72

36

16

77

67

33

Össz-klorofilltartalom

98

60

47

97

95

60

21. ábra: Két időben eltérő mintavételből származó szennyvízminta toxicitása Lemna minor tesztorganizmusra gátlási százalék (H%) egységekben kifejezve

104

Annak érdekében, hogy jellemezni tudjuk a szennyvízkezelési technológia hatékonyságát, az esetleges környezeti kockázatot, illetve a szükséges mértékét a további toxicitás csökkentésnek, az alábbi praktikus indikátorokat határoztunk meg és számítottunk ki, mint pl. az ESP, RCR és RRR:  Hatásos minta hányad (ESP: Effective Sample Proportion): azon mintahányad, mely a referencia mintával egyenértékű gátló hatást okoz. Amennyiben ez a % érték kisebb, mint 100, a minta toxikusabb, mint a referencia. Az ESP fordítottan arányos a toxicitással;  A kockázatot jellemző arány (RCR: Risk Characterization Ratio): megadja a minta relatív kockázatát a nem toxikus referencia mintához viszonyítva. Az RCR egyenlő a szükséges kockázatcsökkentés mértékével (RCR=RRR0);  A toxicitás csökkentésének szükséges mértéke (RRR20: Risk Reduction Rate): az a kockázat csökkentési arány mellyel elérjük a kívánt toxicitási szintet (H%<20%): ESPminta/ESPcél, RRR20 = ESPminta/80%; RRR≤ RCReredeti minta. Az apró békalencse válasza információt szolgáltat az alkalmazott technológia hatékonyságáról és a kezelt szennyvíz toxicitásról. Az első mintavétel időpontja egy tipikus nyári működtetési időszakba esett, amikor a befolyó szennyvíz minősége és egyéb technológiai paraméterek különböznek a tipikus őszi működtetési időszaktól (alacsonyabb hőmérséklet, különböző vízhasználati szokások). A szennyvíztisztítási technológia 800 m3/nap terheléssel, 4 nap tartózkodási idővel a harmadlagos reaktorban kevesebb, mint 20% toxicitást eredményezett a levélkeszám mérési végpont tekintetében a kezelt szennyvízre. A 21. ábrán látható gátlási százalék értékekből a következő indikátorokat származtattuk számítással (41. táblázat): 41. táblázat: A kezelt szennyvíz toxicitását jellemző indikátorok a

b

ESP (%)

RCR

cRRR20

Mintavételi időpont

1

2

1

2

1

2

Levélkeszám

84

67

1,2

1,5

1,0x

1,2x

Össz-klorofilltartalom 53 40 1,9 2,5 1,5x 2,0x ESP (%): hatásos minta hányad (effective sample proportion); b RCR (–): a kockázatot jellemző arány (risk characterization ratio) vagy a toxicitáson alapuló relatív kockázat (relative risk based on toxicity): ESPminta/ESPreferencia, ahol az ESPreferencia 100%; c RRR (–): a toxicitás csökkentésének szükséges mértéke (necessary toxicity attenuation) pl. az a kockázat csökkentési arány mellyel elérjük a kívánt toxicitási szintet: ESP minta/ESPcél, RRR20 = ESPminta/80%. a

A fenti praktikus indikátorok, mint az RCR és RRR, melyeket az ESP tesztvégpontból származtatunk (41. táblázat), közvetlen információt nyújtanak az elfolyó szennyvíz minőségéről egy nem toxikus referencia mintához viszonyítva: a levélkeszám tekintetében az eredeti mintatérfogat 84%-a a nem toxikus referencia mintával azonos gátlást produkált az első mintavételi időpont esetén, míg a második mintavételnél ez az érték 67% volt. Az alkalmazott környezettoxikológiai tesztek közül a Lemna minor össz-klorofilltartalom 105

meghatározásán alapuló szaporodásgátlási tesztmódszer bizonyult a legérzékenyebbnek: 53% (1. mintavétel) és 40%-a (2. mintavétel) az eredeti mintatérfogatnak már a nem toxikus referencia mintával azonos toxikus hatást fejtett ki. Az RRR20 a toxicitás csökkentésének szükséges mértékét adja meg, mellyel teljesül az elérni kívánt maximum 20%-os gátló hatás. Az első mintavételi időpontkor vett elfolyó szennyvíz minta a levélkeszám végpontot figyelembe véve teljesíti ezt a kritériumot, azonban a második mintavételi időpontkor vett elfolyó szennyvíz minta az eredmények alapján utókezelésre szorul (recirkuláció vagy hígítás) annak érdekében, hogy elérjük a szükséges 1,2szeres toxikus hatás csökkenést. Az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt egyáltalán nem mutatott érzékenyéget, még a befolyó szennyvíz esetén sem (< 5% gátlást mértünk minden esetben). A Daphnia magna immobilizáció, és a Lemna minor levélkeszám meghatározásán alapuló szaporodásgátlási tesztmódszerekhez képest a legérzékenyebbnek a Lemna minor összklorofilltartalom meghatározásán alapuló szaporodásgátlási tesztmódszer bizonyult. A kémiai analízis nagyobb koncentráció értékeket mutatott a 2. mintavételi időpontban, mint az 1. mintavételi időpontban a következő vegyületek esetén: koffein (1,66 µg/L és 8,35 µg/L), szalicilsav (0,11 µg/L és 0,85 µg/L), 4-hidroxi-metil-benzoesav (0,12 µg/L és 0,22 µg/L), benzoesav (0,72 µg/L és 2,94 µg/L), fenil-ecetsav (0,19 µg/L és 0,79 µg/L), biszfenol A (0,18 µg/L és 0,80 µg/L), dioktil-ftalát (1,41 µg/L és 2,58 µg/L) és β-szitoszterol (<0,22 µg/L és 4,38 µg/L). Az össz-klorofilltartalom mérési végpont az egyedi modell szennyezőanyagok vizsgálata során is érzékenynek bizonyult koffein, biszfenol A (FeketeKertész és mtsai, 2015) szennyezőanyagokra, és irodalmi adatok alapján dioktil-ftalát esetében (Huang és mtsai, 2006). A β-szitoszterol nem mutat herbicid aktivitást (Chung és mtsai, 2005), habár a β-szitoszterol-3-O-β-D-glükozid 13–20% gátló hatást produkált a klorofill csökkenés mérési végpont esetében (Lemna paucicostata). Fairchild és munkatársai (1997) a benzoesavat enyhén toxikusnak találták (EC50>100 mg/L). A fent említett mikroszennyezőanyagok nagyobb koncentrációja a 2. mintavételi időpont esetében és a mintában előforduló egyéb vegyületekkel való potenciális szinergista hatásuk magyarázatot adhat az össz-klorofilltartalom mérési végpont kiemelkedő érzékenységére. Bár az egysejtű alga tesztorganizmusokkal végzett ökotoxikológiai tesztek szerepelnek DTA listákon (Algal test for DTA, 2007 és 2008), esetünkben alkalmazásuk nem váltotta be a hozzájuk fűzött reményeket a mikro-szennyezőanyagok keverékét tartalmazó szennyvízminta jellemzése esetében. Az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia teszt és a Daphnia magna immobilitás teszt széles körben alkalmazott tesztrendszerek mind egyedi szennyezőanyagok, mind környezeti minták, vagy akár szennyvizek toxicitásának vizsgálatára (Wollenberger és mtsai, 2000; Farré és mtsai, 2001), esetünkben egyáltalán nem, vagy csak nagyon csekély érzékenységet mutattak. A 22. ábra a komplex környezettoxikológiai módszeregyüttes értékelését szemlélteti az alkalmazhatóság és a kitűzött célok sikeres teljesítésének tekintetében.

106

22. ábra: Az alkalmazott környezettoxikológiai módszerek minősítése probléma-specifikus érzékenység és alkalmazhatóság alapján

Az 1.4. fejezetben ismertetett szabványosított direkt toxicitás felmérésére szolgáló metodikák édesvízi minták tesztelésére főként különböző halfajokat (Pimephales promela, Cyprinella leedsi, Oncorhynchus mykiss, Salvelinus fontinalis), daphnia-féléket (D. pulex, D. magna, Ceriodaphnia dubia), valamint édesvízi egysejtű algákat alkalmaznak (Pseudokirchneriella subcapitata). Tengervíz és folyó torkolati minták felmérésére a szabványok különböző halfajokat (Cyprinodon variegatus, Menidia beryllina, Menidia menidia, Menidia peninsulae), mysid-féléket (Americamysis bahia) és egy tengeri algát (Skeletonema costatum) ajánlanak. (US WET Policy, 1995; ANZECC/ARMCANZ, 2000; US WET, 2002; Oyster test for DTA, 2007; Algal test for DTA, 2007 és 2008; MCERTS, 2010). Makrofita növények alkalmazása nem szerepel egyik jelenleg alkalmazott DTA protokollban sem. Eredményeink alapján a L. minor össz-klorofilltartalom meghatározása mérési végpont érzékeny módszernek bizonyult tisztított szennyvízminták maradvány toxicitásának jellemzésére, ahol a kémiai-analitikai eredmények jóval határéték alatti koncentrációi alapján nem következtettünk volna toxikus hatásra. Ennek alapján javasoljuk a fentebb felsorolt módszerek mellett a L. minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló módszernek a jelenleg alkalmazott a DTA protokollokba való bevételét, mint a makrofita szervezetek trofikus szintjét reprezentáló tesztorganizmus mérési végpontját.

107

5. ÖSSZEFOGLALÁS – TÉZISEK A környezetünkbe kerülő szennyezőanyagok közül az elmúlt húsz évben különösen az ún. újonnan felismert káros hatású mikro-szennyezőanyagokat övezi kiemelt érdeklődés. Mivel a konvencionális szennyvízkezelési eljárások nem képesek ezen vegyületek maradéktalan eltávolítására, folyamatos és növekvő mértékű gyártásuknak, használatuknak és környezetbe való kibocsátásuknak köszönhetően megjelennek természetes és kezelt vizeinkben egyaránt. Ezek a vizeinkben megjelenő xenobiotikumok különösen nagy veszélyt jelenthetnek másodlagos káros hatásaikat kifejtve a nem cél vízi szervezetekre. Tekintve, hogy ezeknek a kis koncentrációban jelenlevő vegyületeknek az ökoszisztémára, köztük az emberre gyakorolt káros hatása az utóbbi években vált nyilvánvalóvá, még sok esetben keveset tudunk a kiindulási anyagok, illetve bomlástermékeik és metabolitjaik másodlagos hatásairól. E problémára többek között egy kifinomultabb, fejlettebb környezettoxikológiai eszköztár létrehozása nyújthat megoldást, mellyel ezeknek a kis koncentrációban jelen lévő mikro-szennyezőanyagoknak a vízi ökoszisztémára és az egészségre gyakorolt hatásait felmérhetjük, illetve előre jelezhetjük. Ezen tárgykörön belül a környezettoxikológia innovatív törekvéseihez kapcsolódva végeztem vizsgálataimat egyed szinten, különböző trofikus szintekről származó tesztorganizmusokkal. Az ökotoxikológia tudományterületén belül végzett sokrétű kutatásaim fő irányvonala szubletális végpontokkal rendelkező ökotoxikológiai tesztrendszerek alkalmazhatóságának tesztelése volt mikro-szennyezőanyagok hatásának felmérésére: Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás, Daphnia magna szívritmus és Lemna minor klorofilltartalom. Kutatásaimmal elsősorban a vizeinkben kis koncentrációban jelenlévő, biológiailag aktív mikro-szennyezőanyagok, köztük gyógyszerhatóanyagok, hormonok, kozmetikai hatóanyagok, peszticidek és ipari segédanyagok kiválasztott képviselőinek valamint a nano titán-dioxid másodlagos hatásának felmérését, illetve korai jelzését céloztam. A tesztekkel elsődlegesen egyedi mikro-szennyezőanyagok fiziológiai hatását tanulmányoztam az adott organizmusra, de a Lemna minor tesztrendszer esetén gyakorlati problémákra, technológiamonitoring és szennyvizek kockázatának jellemzésére is alkalmaztam a módszert. 1.

A Tetrahymena pyriformis protozoa fagocitózisa kulcsfontosságú folyamat az állati egysejtű életében. Doktori munkám során a fagocitotikus aktivitás változásának érzékeny környezettoxikológiai végpontként való alkalmazhatóságát tanulmányoztam a vizeinkben ng–µg/L koncentrációban megjelenő mikro-szennyezőanyagok (diklofenák, 17ßösztradiol, 3,4-diklór-fenol, atrazin, biszfenol A, és dibutil-ftalát) expozíciójára. Eredményeinkkel igazoltuk, hogy a T. pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt alkalmas ezen vegyületek hatásának korai jelzésére az alkalmazott környezetileg releváns koncentráció tartományban (0,005–1000 µg/L). Bizonyítottnak látjuk, hogy a T. pyriformis fagocitózis aktivitási tesztrendszer rövid expozíciós idővel (30 perc) is kiemelten érzékeny xenoösztrogén vegyületekre (3,4-diklór-fenol, atrazin, biszfenol A, és dibutil-ftalát) szintén környezetileg releváns koncentrációban (0,005–0,1 µg/L). A feltételezett hatásmechanizmus a xenoösztrogén vegyületek szteroid receptor-szerű

108

konstrukciókhoz való kötődése, ez által a sejt homeosztázisának hormonális megzavarása. Mivel a protozoák – a táplálkozási láncban elfoglalt helyzetükből adódóan – fontos szerepet töltenek be a vízi ökoszisztémákban, táplálkozási aktivitásuk megváltozása, hatással lehet a vizek ökológiai állapotára. 2.

Kutatás-fejlesztési munkám keretében kiemelten foglalkoztam a széleskörben alkalmazott vízi tesztorganizmussal, a közönséges vízibolhával (Daphnia magna). Napjainkban a környezettoxikológia új irányvonalai a mikro-szennyezőanyagok vizsgálatára alkalmas, a hagyományos letalitás és immobilitás végpontoktól eltérő szubletális fiziológiai végpontokat alkalmazó tesztrendszerek kidolgozását sürgetik. Ezen irányvonalakhoz illeszkedve kísérleteink során kiemelt jelentőséget kapott a D. magna szívritmus tesztrendszer alkalmazhatóságának és érzékenységének vizsgálata mikroszennyezőanyagok széles skálájával szemben. Eredményeink alapján megállapítottuk, hogy a diklofenák, a 17β-öszradiol, a triklozán és a metazaklór (µg/L szinten) szignifikánsan befolyásolta az ágascsápú rák szívműködését. Bár a szívritmusra gyakorolt hatás mechanizmusa még pontosan nem tisztázott az egyes vegyi anyagok esetén, szennyezőanyagtól függően történhet a COX-2 enzimrendszer gátlásán, vagy oxidatív stresszen keresztül, az organizmus szintjén mért szívritmus és annak változása (csökkenése vagy akár növekedése) korai bioindikációja lehet ezen mikroszennyezőanyagok jelenlétének, másodlagos hatásának.

3.

Miután a D. magna szívritmus tesztrendszer érzékenysége bizonyítást nyert, az eredményeket befolyásoló tesztparaméterek természetét kívántuk feltárni. Célunk volt az optimális kísérleti körülmények meghatározása, ennek érdekében vizsgáltuk a tesztorganizmus korának, az expozíciós időnek, illetve a tesztközeg összetételének hatását a kapott eredményekre. A Daphnia magna szívritmus tesztrendszer optimális beállításainak meghatározására egy rangösszegeken alapuló statisztikai értékelő rendszert dolgoztunk ki, mely kiküszöböli az egyes egyedek elpusztulásából adódó kiegyensúlyozatlanság, a kísérlet sorozatok időbeli szegregációja, valamint bizonyos randomizációs korlátok és az adatok nem minden esetben teljesülő függetlenségéből származó értékelési hibákat. Ezzel párhuzamosan figyelembe veszi a vizsgált mérési végpont intenzív válaszának mértékét a szennyezőanyag koncentráció minden egyes növekedésére az egész vizsgált tartományban, valamint a válasz szórását. A relatív inhibíció rangösszegek alapján megállapítottuk, hogy a szignifikánsan kiemelkedően teljesítő kísérleti beállítás 10 napos egyedek, 48 órás expozíciós idő és csapvíz, mint tesztközeg alkalmazása.

4.

A mikro-szennyezőanyagok csoportján belül az egyik leginkább kutatott terület a nanoanyagok hatásfelmérése. Az elmúlt években jelentős szemléletváltozás történt a nanoökotoxikológia területén is; a legújabb törekvések szerint elengedhetetlen az alkalmazott nanoanyagok fizikai-kémiai tulajdonságainak jellemzése (pH, vezetőképesség, Zéta-potenciál és hidrodinamikai átmérő) az alkalmazott tesztközegben, az expozíciós útvonalak pontos ismerete érdekében. Ezt szem előtt tartva kutatómunkám során megkülönböztetett figyelmet fordítottam egy kiemelt nanoanyag, a nTiO2 109

különböző részecskeméretű szuszpenzióinak ökotoxikológiai hatásvizsgálatára, valamint a nano-szuszpenziók tesztközegben való karakterizálására. Eredményeinkkel igazoltuk, hogy az aggregátum képződés – amely nem csak az ökotoxikológiai médiumokban jelentkezhet, hanem a környezetben is – befolyásolja a toxicitást. A nanorészecskék aggregálódása nem jár együtt feltétlenül a gátló hatás csökkenésével a csökkenő hozzáférhetőség miatt, ugyanis a mikrorészecskék kifejthetik toxikus hatásukat akár közvetlenül aggregátum formájában történő felvétellel, akár például tápanyagkomponensek megkötése útján. A részecskemérettől függő hatás vizsgálata során bizonyítást nyert, hogy az alkalmazott nTiO2 elsődleges és másodlagos részecskemérete meghatározza a tesztorganizmus és nTiO2 közti kölcsönhatást, azonban a toxikus hatást nagymértékben befolyásolja az adott expozíciós útvonal is. Például a D. magna tesztorganizmus esetében az aggregálódott mikroméretű részecskék is kifejthetnek káros hatást a táplálkozás során történő felvétel következtében, ezzel eltömítve a tápcsatornát. Az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia tesztrendszerrel történő vizsgálatok során bizonyítást nyert, hogy minden esetben szükséges a megnyújtott expozíciós idő alkalmazása a késleltetett káros hatás kimutatására nanoszuszpenziók vizsgálata terén. Bár a Lemna minor tesztrendszer esetében szintén mikroméretű aggregátumok képződtek szinte azonnal a nTiO2 szuszpenziók tesztközeghez való hozzáadását követően, így is kimutatható volt jelentős szaporodásgátló hatás (H% = 18–47), melyet egyrészt okozhat a felszíni akkumulációval a levélkék felületéhez kötődő nTiO2 részecskék kölcsönhatása a növényi sejt felszíni receptoraival, illetve a tápközegben jelenlévő – a növény növekedéséhez elengedhetetlen – tápelemek nTiO2 részecskékkel való heteroaggregációja, majd kiülepedése a tesztedény aljára. Eredményeink alapján megalapozottnak látjuk a nanoszuszpenziók alkalmazott tesztközegekben való fizikaikémiai paramétereinek és aggregálódási viselkedésének meghatározását minden esetben, hiszen ezen információk meghatározó fontosságúak az expozíció okozta hatás értékeléséhez. 5.

A L. minor tesztorganizmussal végzett kísérletsorozataink eredményei alapján a növényvédőszerek és 3,4-diklórfenol esetében kiemelkedő érzékenységet tapasztaltunk környezeti szempontból releváns koncentrációban (0,0025 mg/L). A növényvédőszerek klorofilltartalom csökkentő hatása egyértelműen elsődleges hatásmechanizmusuknak tulajdonítható, ezzel együtt a 3,4-diklór-fenol szerkezetéből adódóan hasonló mechanizmuson keresztül fejtheti ki gátló hatását. A tesztrendszer alkalmazhatóságát gyakorlati problémákon keresztül is vizsgáltam technológia hatékonyság és szennyvizek kockázatának jellemzésére. A kezeletlen és a kezelt szennyvíz hatásának felmérésében az elfogadott DTA (Direct Toxicity Assessment) protokollok között nem szereplő Lemna minor tesztrendszer kimagasló érzékenységet mutatott, összevetve az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszttel, és az egysejtű algafajokkal kivitelezett szabványmódszerrel. Eredményeink alapján bizonyítottnak látjuk és javasoljuk a Lemna minor tesztrendszert a klorofilltartalom meghatározásával környezeti és szennyvízminták direkt toxicitás felmérésére (DTA), mely a vizsgált minta kockázatát méri az összes 110

lehetséges expozíciós út figyelembe vételével anélkül, hogy azt kémiai „nyelvre”, koncentrációkra fordítaná le. 6.

A DTA protokollok kidolgozására és harmonizálására folyamatosak a törekvések, a szabályozási és technikai háttér már kidolgozott, de még kevés az elfogadott módszer. Eredményeink alapján megalapozottnak látjuk a Lemna minor tesztrendszer alkalmazását kezelt/elfolyó szennyvíz kockázatának megbízható jellemzésére, ezzel együtt a kockázatcsökkentéshez szükséges hígítási fok meghatározására.

Eredményeim összegzéseként téziseim a következők: 1.

Igazoltam a vízi ökoszisztéma különböző trofikus szintjeit képviselő hagyományos ökotoxikológiai tesztszervezetek (Tetrahymena pyriformis és Daphnia magna) – egyes élettani változóinak vizsgálatával finomított – alkalmazhatóságát mikroszennyezőanyagok biológiai hatásának kimutatására környezeti szempontból releváns koncentrációkban. a. Megállapítottam, hogy a Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitási teszt jól mérhető szignifikáns választ mutat a 17β-ösztradiol, valamint a tesztelt xenoösztrogén vegyületek - 3,4-diklór-fenol, atrazin, biszfenol A, és dibutil-ftalát – expozíciójára (ng/L–µg/L szinten). A módszer alkalmas lehet a xenoösztrogének káros hatásának korai jelzésére kvalitatív módszerként. b. A 17β-ösztradiol, a diklofenák, a triklozán, és a metazaklór vizsgálata esetén Daphnia magna szívritmus teszttel kimutattam, hogy ezek a hatóanyagok másodlagos hatásukként képesek kis koncentrációban (17β-ösztradiol: 0,1 µg/L; diklofenák:0,1 µg/L; triklozán: 0,5 µg/L; metazaklór: 0,05 µg/L) befolyásolni a planktonikus rák szívműködését. A szívritmus, mint szubletális végpont nagyságrendekkel érzékenyebbnek bizonyult, mint a hagyományos mortalitás és immobilizáció; további előnye, hogy a modellvegyületek hatásmechanizmusáról is többletinformációt kaphatunk alkalmazásával.

2. Kidolgoztam egy rangösszegeken alapuló statisztikai értékelő rendszert a Daphnia magna szívritmus tesztrendszer optimális beállításainak meghatározására. A kidolgozott módszer számos előnye mellett figyelembe veszi a vizsgált mérési végpont intenzív válaszának mértékét a szennyezőanyag koncentráció minden egyes növekedésére a tesztelt tartományban, valamint a válasz szórását. A relatív inhibíció rangösszegek alapján megállapítottam, hogy a szignifikánsan kiemelkedően teljesítő, optimális kísérleti beállítás a következő: 10 napos tesztorganizmusok, 48 órás expozíciós idő és csapvíz, mint tesztközeg alkalmazása.

111

3. A nano titán-dioxid szuszpenziók hatásának komplex felmérésével több ökotoxikológiai modellszervezeten - szubletális mérési végpontokkal - igazoltam a nanoanyag szignifikáns gátló hatását környezeti szempontból releváns koncentrációban. a.

Kimutattam, hogy az expozíciós idő jelentősen befolyásolja a nano titán-dioxid hatását.

b.

Eredményeink alapján megalapozottnak látom a nanoanyagok hatásának ökotoxikológiai felmérésénél az alkalmazott tesztközegekben való fizikai-kémiai paramétereinek (pH, vezetőképesség, részecskeméret) és aggregálódási viselkedés meghatározását minden esetben, hiszen ezen információk meghatározó fontosságúak az expozíció okozta hatás értékeléséhez.

c.

Igazoltam, hogy a vízi ökoszisztéma különböző trofikus szintjeit reprezentáló általunk alkalmazott módszeregyüttes elemei: a megnövelt expozíciós idejű A. fischeri biolumineszcencia gátlás, a T. pyriformis fagocitózis aktivitás, a D. magna szívritmus és a L. minor össz-klorofilltartalom meghatározásán alapuló tesztrendszerek eltérő mechanizmusokon alapulva, de érzékenyen jelzik a nTiO2 hatását aggregált formában is. Javasolt a nTiO2 hatásának felmérése során komplex ökotoxikológiai tesztegyüttesek alkalmazása.

4. Igazoltam a Lemna minor tesztrendszer alkalmazhatóságát szennyvízminták direkt toxicitás felmérésére (DTA: Direct Toxicity Assessment módszerként), a sok-komponensű komplex minta aggregált hatásának, aktuális toxicitásának érzékeny jelzésére; ezáltal a biológiai válaszon alapuló környezetmenedzsment hatékony szűrővizsgálata lehet. a. Kimutattam, hogy a Lemna minor szaporodásgátlási teszt a klorofilltartalom meghatározásával lényegesen érzékenyebb módszer - mikro-szennyezőanyagok keverékét tartalmazó - szennyvíz toxicitásának jellemzésére, mint a DTA protokollokban már szereplő Pseudokirchneriella subcapitata szaporodásgátlási teszt és a Daphnia magna immobilitás teszt. b. A direkt toxicitás felmérésének eredményei alapján képzett praktikus indikátorok – ESP%: hatásos mintahányad és RCR: a kockázatot jellemző arányszám - közvetlen információt szolgáltattak a kezelt szennyvíz minőségéről. c. Eredményeim alapján - az RRR: a toxicitás csökkentésének szükséges mértékét jelző arányszámból - meghatározható a kockázatcsökkentéshez szükséges hígítás mértéke.

112

6. IRODALOMJEGYZÉK Algal test for DTA (2007) The direct toxicity assessment of aqueous environmental samples using the marine algal growth inhibition test with Skeletonema costatum. Environment Agency. UK. [Online] Available from: www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/316803/oyster209jan30_1388168.pd f. [Accessed 24th Aug 2015]. Algal test for DTA (2008) The direct toxicity assessment of aqueous environmental samples using the freshwater algal growth inhibition test with Pseudokirchneriella subcapitata. Environment Agency. UK. [Online] Available from: www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/316789/bluebook 219_2060295.pdf. [Accessed 24th Aug 2015]. Amiard-Triquet, C., Amiard, J.C., Mouneyrac, C. (2015) Aquatic Ecotoxicology – Advancing Tools for Dealing with Emerging Risks. Academic Press, pp. 518. ANZECC/ARMCANZ (2000) Australian and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality. Australian and New Zealand Environment and Conservation Council, Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand. Canberra, Australian Government. Aruoja, V., Dubourguier, H.C., Kasemets, K., Kahru, A. (2009) Toxicity of nanoparticles of CuO, ZnO and TiO 2 to microalgae Pseudokirchneriella subcapitata. Sci. Total Environ. 407, 1461–1468. ATDSR. (1990) Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Toxicological Profile for Di-n-Butyl Phthalate. Public Health Service, U.S. Department of Health and Human Services. Barata, C., Alañon, P., Gutierrez-Alonso, S., Riva, M.C., Fernández, C., Tarazona, J.V. (2008) A Daphnia magna feeding bioassay as a cost effective and ecological relevant sublethal toxicity test for Environmental Risk Assessment of toxic effluents. Sci. Total Environ. 405(1–3), 78–86. Barata, C., Varo, I., Navarro, J.C., Arun, S., Porte, C. (2005) Antioxidant enzyme activities and lipid peroxidation in the freshwater cladoceran Daphnia magna exposed to redox cycling compounds. Comp. Biochem. Phys. Part C 140(2), 175–186. Barbosa, I.R., Nogueira, A.J.A., Soares, A.M.V.M. (2008) Acute and chronic effects of testosterone and 4hydroxyandrostenedione to the crustacean Daphnia magna. Ecotoxicol. Environ. Safe. 71(3), 757–764. Barnabé, S., Beauchesne, I., Cooper, D.G., Nicell, J.A. (2008) Plasticizers and their degradation products in the process streams of a large urban physicochemical sewage treatment plant. Water Res. 42, 153–162. Baun, A., Hartmann, N.B., Grieger, K., Kusk, K.O. (2008) Ecotoxicity of engineered nanoparticles to aquatic invertebrates: a brief review and recommendations for future toxicity testing. Ecotoxicology 17, 387–395. Beermann, K., Buschmann, H.J., Schollmeyer, E. (1999) A calorimetric method for the rapid evaluation of toxic substances using Tetrahymena pyriformis. Thermochim. Acta 337, 65–69. Behra, R., Krug, H. (2008) Nanoecotoxicology–nanoparticles at large. Nat. Nanotechnol. 3, 253–254. Bendz, D., Paxeus, N.A., Ginn, T.R., Loge, F.J. (2005) Occurrence and fate of pharmaceutically active compounds in the environment, a case study: Höje River in Sweden. J. Hazard. Mater. 122, 195–204. Bern, H. et al. (1992) Statement from the work session on chemically-induced alterations in sexual development: the wildlife/human connection. In: Colborn, T., Clement, C. (Eds.), Chemically-Induced Alterations in Sexual and Functional Development: The Wildlife/Human Connection. pp 1-8. Princeton Scientific Publishing Co., NJ, U.S. Bhatt, I., Tripathi, B.N. (2011) Interaction of engineered nanoparticles with various components of the environment and possible strategies for their risk assessment. Chemosphere 82(3), 308–317. Binelli, A., Cogni, D., Parolini, M., Riva, C., Provini, A. (2009) In vivo experiments for the evaluation of genotoxic and cytotoxic effects of Triclosan in Zebra mussel hemocytes. Aquat. Toxicol. 91, 238–244. Blaise, C., Gagné, F., Férard, J.F., Eullaffroy, P. (2008) Ecotoxicity of selected nanomaterials to aquatic organisms. Environ. Toxicol. 23, 591–598. Bogaerts, P., Bohatier, J., Bonnemoy, F. (2001) Use of the ciliated protozoan Tetrahymena pyriformis for the assessment of toxicity and quantitative structure–activity relationships of xenobiotics: comparison with the microtox test. Ecotoxicol. Environ. Saf. 49, 293–301.

113

Boucard, T. (2006) Testing of Human Pharmaceuticals. Environment Agency Workshop on Chronic Aquatic Ecotoxicity, Environment Agency, Bristol, 1−94. Bour, A., Mouchet, F., Silvestre, J., Gauthier, L., Pinelli, E., 2015. Environmentally relevant approaches to assess nanoparticles ecotoxicity: A review. J. Hazard. Mater. 283, 764–777. Bouwmeester, H., Poortman, J., Peters, R.J., Wijma, E., Kramer, E., Makama, S., Puspitaninganindita, K., Marvin, H.J., Peijnenburg, A.A., Hendriksen, P.J. (2011) Characterization of translocation of silver nanoparticles and effects on whole-genome gene expression using an in vitro intestinal epithelium coculture model. ACS Nano 5(5), 4091–4103. Brain, R.A., Johnson, D.J., Richards, S.M., Hanson, M.L., Sanderson, H., Lam, M.W., Young, C., Mabury, S.A., Sibley, P.K., Solomon, K.R. (2004) Microcosm evaluation of the effects of an eight pharmaceutical mixture to the aquatic macrophytes Lemna gibba and Myriophyllum sibiricum. Aquat. Toxicol. 70(1), 23–40. Brennan, S.J., Brougham, C.A., Roche, J.J., Fogarty, A.M. (2006) Multi-generational effects of four selected environmental oestrogens on Daphnia magna. Chemosphere 64, 49–55. Brooks, B.W., Huggett, D.B., Boxall, A.B.A. (2009) Pharmaceuticals and personal care products: research needs for the next decade. Environ. Toxicol. Chem. 28, 2469–2472. Buduma, N., Balabanian, J., Dalvi, P., Chia, S.K., Dhaliwal, A., Eliya, D., Boothby, J., Bros-Seeman, S., Kibler, R., Khuri, S., Veregge, S. (2013) Modulation of phagocytosis in Tetrahymena thermophila by histamine and the antihistamine diphenhydramine. Acta Protozool. 52, 317–323. Buer, J.K. (2014).Origins and impact of the term 'NSAID'. Inflammopharmacology 22(5), 263–267. Buerge, I.J., Kahle, M., Buser, H.R., Müller, M.D., Poiger, T. (2008) Nicotine derivatives in wastewater and surface waters: application as chemical markers for domestic wastewater. Environ. Sci. Technol. 42(17), 6354–6360. Buzea, C., Pacheco, I.I., Robbie, K. (2007) Nanomaterials and nanoparticles: sources and toxicity. Biointerphases 2(4), MR17–MR71. Caliman, F.A., Gavrilescu, M. (2009) Pharmaceuticals, personal care products and endocrine disrupting agents in the environment – a review. CLEAN Soil Air Water 37, 277–303. Calow, P. (2009) Handbook of Ecotoxicology (ed P. Calow), Blackwell Publishing Ltd., Oxford, UK. Online ISBN: 9781444313512 Campbell, A.K., Wann, K.T., Matthews, S.B. (2004) Lactose causes heart arrhythmia in the water flea Daphnia pulex. Comp. Biochem. Phys. B 139, 225–234. Carballa, M., Omil, F., Lema, J.M., Llompart, M., García-Jares, C., Rodríguez, I., Gómez, M., Ternes, T. (2004) Behavior of pharmaceuticals, cosmetics and hormones in a sewage treatment plant. Water Res. 38(12), 2918–26. Casa-Resino, I., Valdehita, A., Soler, F., Navas, J.M., Pérez-López, M. (2012) Endocrine disruption caused by oral administration of atrazine in European quail (Coturnix coturnix coturnix). Comp. Biochem. Phys. C 156(3-4), 159–165. Cashman, J.N. (1996) The mechanisms of action of NSAIDs in analgesia. Drugs 52(5), 13–23. Cedergreen, N., Abbaspoor, M., Sorensen, H., Streibig, J.C. (2007) Is mixture toxicity measured on a biomarker indicative of what happens on a population level? A study with Lemna minor. Ecotox. Environ. Safe. 67, 323–332. CEFAS. (2006) Centre for Environment, Fisheries and Aquaculture Science, Direct Toxicity Assessment (DTA) Marine and freshwater toxicity testing services [Online] Available from: https://www.cefas.co.uk/ publications/marketing/direct_toxicity_assessment.pdf [Accessed 19th Jan 2017]. Chapman, P.M. (2000) Whole effluent toxicity (WET) testing – usefulness, level of protection and risk assessment. Environ. Toxicol. Chem. 19, 3–13. Chapman, P.M., Cardwell, R.S., Chapman, P.F. (1996) A warning: NOECs are inappropriate for regulatory use. Environ. Tox. Chem. 15, 77–79. Cherchi, C., Gu, A.Z. (2010) Impact of titanium dioxide nanomaterials on nitrogen fixation rate and intracellular nitrogen storage in Anabaena variabilis. Environ. Sci. Technol. 44, 8302–8307.

114

Chung, I.M., Hahn, S.J., Ahmad, A. (2005) Confirmation of potential herbicidal agents in hulls of rice, Oryza sativa. J. Chem. Ecol. 31(6), 1339–1352. Clara, M., Windhofer, G., Hartl, W., Braun, K., Simon, M., Gans, O., Scheffknecht, C., Chovanec, A. (2010) Occurrence of phthalates in surface runoff, untreated and treated wastewater and fate during wastewater treatment. Chemosphere 78, 1078–1084. Clément, L., Hurel, C., Marmier, N. (2013) Toxicity of TiO 2 nanoparticles to cladocerans, algae, rotifers and plants – Effects of size and crystalline structure. Chemosphere 90, 1083–1090. Cleuvers, M. (2003) Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effect. Toxicol. Lett. 142, 185–194. Connon, R.E., Geist, J., Werner, I. (2012) Effect-Based Tools for Monitoring and Predicting the Ecotoxicological Effects of Chemicals in the Aquatic Environment. Sensors 12, 12741–12771. Cooney, C.M. (2010) Personal Care Products: Triclosan Comes under Scrutiny Environ. Health Perspect. 118(6), A242. Crain, A., Guillette Jr., L.J. (2005) Environmental Endocrine Disruptors: An Evolutionary Perspective. Taylor & Francis. New York. Csaba, G. (1980) Phylogeny and ontogeny of hormone receptors: the selection theory of receptor formation and hormonal imprinting. Biol. Rev. 55, 47–63. Csaba, G. (1994) Phylogeny and ontogeny of chemical signaling: origin and development of hormone receptors. Int. Rev. Cytol. 155, 1–48. Csaba, G. (2012) The hormonal system of the unicellular Tetrahymena: a review with evolutionary aspects. Acta Microbiol. Immunol. Hung. 59(2), 131–156. Csaba, G., Inczefi-Gonda, Á., Fehér, T. (1985) Induction of steroid binding sites (receptors) and presence of steroid hormones in the unicellular Tetrahymena pyriformis. Comp. Biochem. Physiol. A 82(3), 567–570. 1985. Dam, R.A., Chapman, J.C. (2001) Direct toxicity assessment (DTA) for water quality guidelines in Australia and New Zealand. Aust. J. Ecotox. 7, 175–198. Damalas, C.A., Eleftherohorinos, I.G. (2011) Pesticide Exposure, Safety Issues, and Risk Assessment Indicators. Int. J. Environ. Res. 8(5), 1402─1419 Dann, A.B., Hontela, A. (2011) Triclosan: environmental exposure. toxicity and mechanisms of action. J. Appl. Toxicol. 31(4), 285−311. Darbre, P.D. (2006) Environmental oestrogens, cosmetics and breast cancer. Best. Pract. Res. Clin. Endocrinol. Metab. 20, 121–143. Dargnat, C., Teil, M.J., Chevreuil, M., Blanchard, M. (2009) Phthalate removal throughout wastewater treatment plant Case study of Marne aval station (France). Sci. Total Environ. 407, 1235–1244. Daughton, C.G., Ternes, T.A. (1999) Pharmaceuticals and personal care products in the environment: Agents of subtle change? Environ. Health Perspect. 107, 907–938. Dave, G., Herger, G. (2012) Determination of detoxification to Daphnia magna of four pharmaceuticals and seven surfactants by activated sludge. Chemosphere 88(4), 459–466. De Carvalho, R.F., Bromilow, R.H. Greenwood, R. (2007) Uptake of pesticides from water by curly waterweed Lagarosiphon major and lesser duckweed Lemna minor. Pest Manag. Sci. 789–797. De Jesus, S., Renaud, F.L. (1989) Phagocytosis in Tetrahymena thermophila: naloxone-reversible inhibition by opiates. Comp. Biochem. Physiol. 92C, 139–142. De Vlaming, V., Connor, V., DiGiorgio, C., Bailey, H.C., Deanovic, L.A., Hinton, D.E. (2000) Application of whole effluent toxicity test procedures to ambient water quality assessment. Environ. Toxicol. Chem. 19, 42–62. Deblonde, T., Cossu-Leguille, C., Hartemann, P. (2011) Emerging pollutants in wastewater: A review of the literature. Int. J. Hyg. Envir. Heal. 214, 442–448. Dhanirama, D. (2012). Cosmetics as a potential source of environmental contamination in the UK. Environ. Technol. 33(14), 1597–1608.

115

Dirilgen, N. (2011) Mercury and lead: Assessing the toxic effects on growth and metal accumulation by Lemna minor. Ecotox. Environ. Safe. 74, 48–54. Doi, M., Kawaguchi, I., Tanaka, N., Fuma, S., Ishii, N., Miyamoto, K., Takeda, H., Kawabata, Z. (2005) Model ecosystem approach to estimate community level effects of radiation. Radioprotection, Suppl. 1, vol. 40, S913–S919. Drost, W., Matzke, M., Backhaus, T. (2007) Heavy metal toxicity to Lemna minor: studies on the time dependence of growth inhibition and the recovery after exposure. Chemosphere 67(1), 36–43. DTA in PPC (2006) Integrated Pollution Prevention & Control. Guidance on the use of DTA in PPC Impact Assessments. Environment Agency. UK. Dzialowski, E.M., Turner, P.K., Brooks, B.W. (2006) Physiological and reproductive effects of beta adrenergic receptor antagonists in Daphnia magna. Arch. Environ. Con. Tox. 50(4), 503–510. ECHA (2017) European Chemical Agency Classification and Labeling Inventory, Registered substance database [Online] Available from: https://echa.europa.eu/information-on-chemicals/cl-inventory-database. [Accessed 28th Febr 2017]. EFSA (2008) White Paper Aquatic Life Criteria for Contaminants of Emerging Concern, Part I, General Challenges and Recommentations. Prepared by the OW/ORD Emerging Contaminants Workgroup, 86 pp. EFSA (2009) Scientific opinion – Updating the opinion related to the revision of Annexes II and III to Council Directive 91/414/EEC concerning the placing of plant protection products on the market – Ecotoxicological studies. Scientific Opinion of the Panel on Plant Protection Products and their Residues. The EFSA Journal 1165, 1–24. EFSA (2013) Scientific Opinion on the hazard assessment of endocrine disruptors: Scientific criteria for identification of endocrine disruptors and appropriateness of existing test methods for assessing effects mediated by these substances on human health and the environment. EFSA Scientific Committee. European Food Safety Authority. Parma, Italy, EFSA Journal 11(3), 3132. EICB (2017) European Information Centre on Bisphenol A. Available from: http://www.bisphenol-a-europe.org /index.php?page=risk-assessment. [Accessed 26th Jan 2017]. El-Mubarak, A., Huisingh, D. (2001) Environmental xenoestrogens: short-term exposure of low doses of lindane, dieldrin, dibutyl phthalate, and diethylhexyl phthalate increases uterine weight in young female mice. Anal. Sci. 17, 261–264. Environment Canada (2007) Guidance document on statistical methods for ecotoxicity tests / Method development and application section. Appendix O. Report EPS/1/RM/46. Esteban, S., Gorga, M., Petrovic, M., González-Alonso, S., Barceló, D., Valcárcel, Y. (2014) Analysis and occurrence of endocrine-disrupting compounds and estrogenic activity in the surface waters of Central Spain. Sci. Total Environ. 466–467, 939–951. EU VKI (2000) Európai Víz Keretirányelv. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council establishing a framework for the Community action in the field of water policy. EUGRIS: Portal for Soil and Water Management in Europe. [Online] Available http://www.eugris.info/FurtherDescription.asp?Ca=2&Cy=0&T=Emerging%20Pollutants&e=95. [Accessed: 27th Apr 2016].

from:

European Comission (2003) European Risk Assessment Report, Bisphenol A, EUR20843EN. European Medicines Agncy. [Online] Available from: http://www.ema.europa.eu/ema/index.jsp? curl=pages/news_and_events/news/2013/06/news_detail_001830.jsp&mid=WC0b01ac058004d5c1 [Accessed 24th Jan 2017]. Fairchild, J.F., Ruessler, D.S., Haverland, P.S., Carlson, A.R. (1997) Comparative sensitivity of Selenastrum capricornutum and Lemna minor to sixteen herbicides. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 32(4), 353–357. Farré, M., Ferrer, I., Ginebreda, A., Figueras, M., Olivella, L., Tirapu, L., Vilanova, M., Barcelo, D. (2001) Determination of drugs in surface water and wastewater samples by liquid chromatography–mass spectrometry: methods and preliminary results including toxicity studies with Vibrio fischeri. J. Chromatogr. A 938, 187–197.

116

Farré, M., Pérez, S., Kantiani, L., Barcelo, D. (2008) Fate and toxicity of emerging pollutants, their metabolites and transformation products in the aquatic environment. Trends Anal. Chem. 27(11), 991–1007. Farré, M., Sanchis, J., Barceló, D. (2011) Analysis and assessment of the occurrence, the fate and the behavior of nanomaterials in the environment. Trends Anal. Chem. 30(3), 517–527. Fent, K., Weston, A.A., Caminada, D. (2006) Ecotoxicology of human pharmaceuticals. Aquat. Toxicol. 76, 122−159. Fent, K., Weston, A.A., Caminada, D. (2006) Ecotoxicology of human pharmaceuticals. Aquat. Toxicol. 76(2), 22─59. Fernández, M.D., Cagigal, E., Vega, M.M., Urzelai, A., Babín, M., Pro, J., Tarazona, J.V. (2005) Ecological risk assessment of contaminated soils through direct toxicity assessment. Ecotoxicol. Environ. Safe. 62(2), 174– 184. Ferrari, B., Mons, R., Vollat, B., Fraysse, B., Paxéus, N., Giudice, R., Pollio, A., Garric, J. (2004) Environmental risk assessment of six human pharmaceuticals: Are the current environmental risk assessment procedures sufficient for the protection of the aquatic environment? Environ. Toxicol. Chem. 23, 1344–1354. Ferrari, B., Paxeus, N., Giudice, R., Pollio, A., Garric, J. (2003) Ecotoxicological impact of pharmaceuticals found in treated wastewaters: study of carbamazepine, clofibric acid, and diclofenac. Ecotoxicol. Environ. Safe. 55(3) 359−370. Flaherty, C.M., Dodson, S.I. (2005) Effects of pharmaceuticals on Daphnia survival, growth, and reproduction. Chemosphere 61, 200–207. Flick, R.W., Bencic, D.C., See, M.J., Biales, A.D. (2014) Sensitivity of the vitellogenin assay to diagnose exposure of fathead minnows to 17α-ethynylestradiol. Aquat. Toxicol. 152, 353−60. Folmar, L.C., Hemmer, M., Denslow, N.D., Kroll, K., Chen, J., Cheek, A., Richman, H., Meredith, H., Grau, E.G. (2002) A comparison of the estrogenic potencies of estradiol, ethynylestradiol, diethylstilbestrol, nonylphenol and methoxychlor in vivo and in vitro. Aquat. Toxicol. 60(1–2), 101–110. Folmar, L.C., Hemmer, M., Denslow, N.D., Kroll, K., Chen, J., Cheek, A., Richman, H., Meredith, H., Grau, E.G. (2002) A comparison of the estrogenic potencies of estradiol, ethynylestradiol, diethylstilbestrol, nonylphenol and methoxychlor in vivo and in vitro. Aquat. Toxicol. 60(1–2), 101–110. Food and Agriculture Organization of the United Nations [Internet]. [cited 2014 Jul 7]. Available from: http://www.fao.org/fileadmin/templates/agphome/documents/Pests_Pesticides/Specs/metazach.pdf. Fox, D.R. (2009) NECs, NOECs and the ECx. Aust. J. Ecotox. 14, 7–10. Fox, D.R. (2010) An integrated Bayesian approach for determining the no effect concentration and hazardous concentration in ecotoxicology. Ecotox. Environ. Safe. 73(2), 123–31. Fox, D.R., Billoir, E., Charles, S., Delignette-Muller, M.L., Lopes, C. (2012) What to do with NOECS/NOELS? Prohibition or innovation? Integr. Environ. Assess. Manag. 8(4), 764–766. Freedman, N.J., Lefkowitz, R.J. (1996) Desensitization of G protein-coupled receptors. Recent Progress in Hormone Research 51, 319–351. Froehner, K., Backhaus, T., Grimme, L.H. (2000). Bioassays with Vibrio fischeri for the assessment of delayed toxicity. Chemosphere 40(8), 821–828. Fromme, H., Küchler, T., Otto, T., Pilz, K., Müller, J., Wenzel, A. (2002) Occurrence of phthalates and bisphenol A and F in the environment. Water Res. 36(6), 1429–1438. Gan, T.J. (2010) Diclofenac: an update on its mechanism of action and safety profile. Curr. Med. Res. Opin. 26(7), 1715–1731. Gao, L., Yuana, T., Cheng, P., Baia, Q., Zhou, C., Ao, J., Wang, W., Zhang, H. (2015) Effects of triclosan and triclocarban on the growth inhibition, cell viability, genotoxicity and multixenobiotic resistance responses of Tetrahymena thermophila. Chemosphere 139, 434–440. García, A., Delgado, L., Tora, J.A., Casals, E., González, E., Puntes, V., Font, X., Carrera, J., Sánchez, A. (2012) Effect of cerium dioxide, titanium dioxide, silver, and gold nanoparticles on the activity of microbial communities intended in wastewater treatment. J. Hazard. Mater. 199–200, 64–72.

117

García, A., Espinosa, R., Delgado, L., Casals, E., González, E., Puntes, V., Barata, C., Font, X., Sánchez, A. (2011) Acute toxicity of cerium oxide, titanium oxide and iron oxide nanoparticles using standardized tests. Desalination 269(1–3), 136–141. Gascón, J., Oubiña A., Barceló, D. (1997) Detection of endocrine-disrupting pesticides by enzyme-linked immunosorbent assay (ELISA): application to atrazine. TrAC-Trend. Anal. Chem. 16(10), 554–562. Gatidou, G., Stasinakis, A.S., Iatrou, E.I. (2015) Assessing single and joint toxicity of three phenylurea herbicides using Lemna minor and Vibrio fischeri bioassays. Chemosphere 119, S69–S74. Geissen, V., Mol, H., Klumpp, E., Umlauf, G., Nadal, M., van der Ploeg, M., van der Zee, S.E.A.T.M., Ritsema, C.J. (2015) Emerging pollutants in the environment: A challenge for water resource management. Int. Soil Water Conserv. Res. 3, 57–65. Gellein, K., Syversen, T. (2009) Nanotoxicology – The Toxicology of Nanomaterials. Gen. Appl. Toxicol. 6, 3381−3392. Geoffroy, L., Frankart, C., Eullaffroy, P. (2004) Comparison of different physiological parameter responses in Lemna minor and Scenedesmus obliquus exposed to herbicide flumioxazin. Environ. Pollut. 131(2), 233– 241. Gerhardt, A. (1996) Behavioural early warning responses to polluted surface water: Performance of Gammarus pulex L. (Crustacea) and Hydropsiche angustipennis Curtis (Insecta) to a complex industrial effluent. Environ. Sci. Pollut. Res. 3(2), 63–70. Gerhardt, A. (2007) Behavioural ecotoxicology – Prospects and limitations. Hum. Ecol. Risk Assess. 13, 481– 491. Gerhardt, A., Ud-Daula, A., Schramm, K. (2010) Tetrahymena spp. (protista, ciliophora) as test species in rapid multi-level ecotoxicity tests. Acta Protozool. 49(4), 271–280. Gómez-Oliván, L.M., Gutiérrez-Gómez, A.A., Juan-Reyes, N.S. (2016) 17β-estradiol induced oxidative stress in gill, brain, liver, kidney and blood of common carp (Cyprinus carpio). Electronic J. Biol. 12, 1. Gopalapillai, Y., Vigneault, B., Hale, B.A. (2014) Root length of aquatic plant, Lemna minor L., as an optimal toxicity endpoint for biomonitoring of mining effluents. Integrated Environ. Asses. Manage. 10(4), 493– 497. Gorzerino, C., Quemeneur, A., Hillenweck, A., Baradat, M., Delous. G., Ollitrault, M., Azam, D., Caquet, T., Lagadic, L. (2009) Effects of diquat and fomesafen applied alone and in combination with a nonylphenol polyethoxylate adjuvant on Lemna minor in aquatic indoor microcosms. Ecotox. Environ. Safe. 72, 802– 810. Groh, K.J., Carvalho, R.N., Chipman, J.K., Denslow, N.D., Halder, M., Murphy, C.A., Roelofs, D., Rolaki, A., Schirmer, K., Watanabe, K.H. (2015) Development and application of the adverse outcome pathway framework for understanding and predicting chronic toxicity: I. Challenges and research needs in ecotoxicology. Chemosphere 120, 764–777. Grothe, D.R., Dickson, K.L., Reed-Judkins, D.K. (1995) Whole Effluent Toxicity Testing: An evaluation of methods and prediction of receiving system impacts. SETAC Pellston Workshop on Whole Effluent Toxicity. Pellston, MI Pensacola FL. SETAC Press. Gruiz, K. (2015) Environmental toxicology – A general overview, In: Gruiz, K., Meggyes, T., Fenyvesi, É. (Eds.) Engineering Tools for Environmental Risk Management. 566 p. Leiden: CRC Press/Balkema, pp. 1– 4, 2. Environmental Toxicology, ISBN 9781138001558. 2015. Gruiz, K. (2016) A környezetmenedzsment mérnöki eszköztára 2. Környezettoxikológia. Könyvismertető előadás. Gruiz, K., Feigl, V., Hajdu, Cs. Tolner, M. (2010) Environmental toxicity testing of contaminated soil based on microcalorimetry. Environ. Toxicol. 25, 479–486. Gruiz, K., Horváth, B., Molnár, M. (2001) Környezettoxikológia, Műegyetemi Kiadó, Budapest. Gruiz, K., Meggyes, T., Fenyvesi, É. (2016) Engineering Tools for Environmental Risk Management 3 – Assessment and Monitoring Tools. Leiden, CRC press, In press.

118

Gruiz, K., Molnár, M., Fenyvesi, É., Hajdú, Cs., Atkari, Á., Barkács, K. (2011) Cyclodextrins in innovative engineering tools for risk-based environmental management. Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic Chemistry 70(3-4), 299–306. Gubbins, E.J., Batty, L.C., Lead, J.R. (2011) Phytotoxicity of silver nanoparticles to Lemna minor L. Environ. Pollut. 159(6), 1551–1559. Haap, T., Triebskorn, R., Köhler, H.R. (2008) Acute effects of diclofenac and DMSO to Daphnia magna: Immobilisation and hsp70-induction. Chemosphere 73, 353–359. Hall, J.A., Golding, L. (1998) Standard Methods for Whole Effluent Toxicity Testing: Development and Application. Prepared for Ministry for the Environment NZ. [Online] Available from: //www.mfe.govt.nz/sites/default/files/media/Marine/Standard%20methods%20for%20whole%20effluent%2 0toxicity%20testing%20Development%20and%20application%20full%20report.pdf. [Accessed 24th Aug 2015]. Han, G.H., Hur, H.G., Kim, S.D. (2006) Ecotoxicological risk of pharmaceuticals from wastewater treatment plants in Korea: occurrence and toxicity to Daphnia magna. Environ. Toxicol. Chem. 25, 265–271. Handy, R.D., Owen, R., Jones, E.V. (2008) The Ecotoxicology of Nanoparticles and Nanomaterials: Current Status, Knowledge Gaps, Challenges, and Future Needs. Ecotoxicology 17, 315–325. Hartmann, N.B., Von der Kammer, F., Hofmann, T., Baalousha, M., Ottofuelling, S., Baun, A. (2010) Algal testing of titanium dioxide nanoparticles – Testing considerations, inhibitory effects and modification of cadmium bioavailability. Toxicology 269, 190–197. Hasselöv, M., Kaegi, R. (2009) Analysis and Characterization of Manufactured Nanoparticles in Aquatic Environments. In: Lead, J., Smith, E. (eds). Environmental and Human Health Impacts of Nanotechnology. Chichester, John Wiley & Sons. Heberer, T. (2002) Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review of recent research data Toxicol. Lett. 131, 5–17. Hebert, P.D.N., Remigio, E.A., Colbourne, J.K., Taylor, D.J., Wilson, C.C. (2002) Accelerated molecular evolution in halophilic crustaceans. Evolution 56, 909–926. Heemken, O.P., Reincke, H., Stachel, B., Theobald, N. (2001) The occurrence of xenoestrogens in the Elbe river and the North Sea. Chemosphere 45(3), 245–259. Heinlaan, M., Ivask, A., Blinova, I., Dubourguier, H.C., Kahru, A. (2008) Toxicity of nanosized and bulk ZnO, CuO and TiO2 to bacteria Vibrio fischeri and crustaceans Daphnia magna and Thamnocephalus platyurus.”Chemosphere 71, 1308–1316. Helenkár, A., Sebők, A., Záray, G., Molnár-Perl, I., Vasanits-Zsigrai, A. (2010) The role of the acquisition methods in the analysis of the non-steroidal anti-inflammatory drugs in Danube River by gas chromatography–mass spectrometry. Talanta 82(2), 600–607. Hernández, F., Sancho, J.V., Ibáñez, M., Abad, E., Portolés, T., Mattioli, L. (2012) Current use of highresolution mass spectrometry in the environmental sciences. Anal. Bioanal. Chem. 403, 1251–1264. Hintemann, T., Schneider, C., Schöler, H.F., Schneider, R.J. (2006). Field study using two immunoassays for the determination of estradiol and ethinylestradiol in the aquatic environment. Wat. Res. 40(12), 2287–2294. Hinz, B., Cheremina, O., Brune, K. (2008) Acetaminophen (paracetamol) is a selective cyclooxygenase-2 inhibitor in man. The FASEB Journal 22(2), 383–390. Hirano, M., Ishibashi, H., Matsumura, N., Nagao, Y., Watanabe, N., Watanabe, A., Onikura, N., Kishi, K., Arizono, K. (2004) Acute toxicity responses of two crustaceans Americamysis bahia and Daphnia magna, to endocrine disruptors. J. Health Sci. 50(1), 97–100. Hoekstra, J.A., Van Ewijk, P.H. (1993) Alternatives for the no-observed effect level. Environ. Tox. Chem. 12, 187–194. Horvat, T., Vidaković-Cifrek, Z., Oreščanin, V., Tkalec, M., Pevalek-Kozlina, B. (2007) Toxicity assessment of heavy metal mixtures by Lemna minor L. Sci. Total Environ. 384, 229–238. Huang, C.P., Cha, D.K., Ismat, S.S. (2005) Progress report: short-term chronic toxicity of photocatalytic nanoparticles to bacteria, algae, and zooplankton. EPA, pp. R831721.

119

Huang, Q., Wang, Q., Tan, W., Song, G., Lu, G., Li, F. (2006) Biochemical Responses of Two Typical Duckweeds Exposed to Dibutyl Phthalate. J. Env. Sci. Heal. A 41(8), 1615–1626. Huber, H., Huber, W., Ritter, U. (1991) A simple bioassay for evaluating toxicity of environmental chemicals using monoxenic microcultures of the ciliate Tetrahymena pyriformis. Z. Wasser Abwasser Forsch. 24(3), 109–112. Hunt, D.T.E., Cooper, V.A., Johnson, D., Grandy, N.J. (1989) Discharge Control by Direct Toxicity Assessment (DTA). [Online] Available from: http://ea-lit.freshwaterlife.org/archive/ealit:2243/OBJ/19000244.pdf. [Accessed 24th Aug 2015]. ICPS-WHO (2003) Polychlorinated biphenyl: Human health aspects. Concise international chemical assessment. Document 55. Iguchi, T., Watanabe, H., Katsu, Y. (2007) Toxicogenomics and ecotoxicogenomics for studying endocrine disruption and basic biology. Gen. Comp. Endocr. 153(1–3), 25–29. IPCS (2002) International Programme on Chemical Safety. Global Assessment of the State-of-the-Science of Endocrine Disruptors. World Health Organization, Geneva, Switzerland. Ishibashi, H., Matsumura, N., Hirano, M., Matsuoka, M., Shiratsuchi, H., Ishibashi, Y., Takao, Y., Arizono, K. (2004) Effects of triclosan on the early life stages and reproduction of medaka Oryzias latipes and induction of hepatic vitellogenin. Aquat. Toxicol. 672, 167–179. ISO (1989) ISO 6341:1989, Water quality – Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea). Janusz, W., Sworska, A., Szczypa, J. (1999) The structure of the electrical double layer at the titanium dioxide/ethanol solutions interface. Colloid. Surface. A 152(3), 223–233. JDS-2. Joint Danube Survey 2 - Final Scientific Report [Internet]. [cited 2017 Jan 14]. Available from: http://www.icpdr.org/jds/. JDS-2. Joint Danube Survey 2 http://www.icpdr.org/jds/.

– Final Scientific Report [Internet]. [cited 2014 Jul 7]. Available from:

Jemec, A., Drobne, D., Tisler, T., Trebse, P., Ros, M., Sepcić, K. (2007) The applicability of acetylcholinesterase and glutathione S-transferase in Daphnia magna toxicity test. Comp. Biochem. Physiol. C 144(4), 303–9. Jeon, J., Ra, J.S., Lee, S.H., Lee, M.J., Yu, S.H., Kim, S.D. (2010) Role of food and clay particles in toxicity of copper and diazinon using Daphnia magna. Ecotoxicol. Environ. Safe. 73, 400–406. Ji, J., Long, Z., Lin, D. (2011) Toxicity of oxide nanoparticles to the green algae Chlorella sp. Chem. Eng. J. 170, 525–530. Jiang, J.Q., Zhou, Z., Sharma, V.K. (2013) Occurrence, transportation, monitoring and treatment of emerging micro-pollutants in waste water – A review from global views. Microchem. J. 110, 292–300. Jiang, W., Mashayekhi, H., Xing, B. (2009) Bacterial toxicity comparison between nano- and micro-scaled oxide particles. Environ. Pollut. 157, 1619–1625. Jin, S., Yang, F., Xu, Y., Dai, H., Liu, W. (2013) Risk assessment of xenoestrogens in a typical domestic sewage-holding lake in China. Chemosphere 93(6), 892–898. Juneau, P., Sumitomo, H., Matsui, S., Itoh, S., Kim, S.G., Popovic, R. (2003) Use of chlorophyll fluorescence of Closterium ehrenbergii and Lemna gibba for toxic effect evaluation of sewage treatment plant effluent and its hydrophobic components. Ecotox. Environ. Safe. 55(1), 1–8. Kahru, A., Dubourguier, H.C. (2010) From ecotoxicology to nanoecotoxicology. Toxicology 269, 105–119. Karimullina, E., Li, Y., Gingupalli, G.K., Baldwin, W.S. (2012) Daphnia HR96 is a promiscuous xenobiotic and endobiotic nuclear receptor. Aquat. Toxicol. 116–117, 69–78. Kermiche, F., Berrebah, H., Djebar, M.R. (2016) Toxicological effects of drugs (Diclofenac, Ibuprofen, mixture) and Hormesis on a non-target organism: Paramecium sp. J. Entomol. Zool. Stud. 4(5), 187-191. Kim, H.J., Koedrith, P., Seo, Y.R. (2015) Ecotoxicogenomic Approaches for Understanding Molecular Mechanisms of Environmental Chemical Toxicity Using Aquatic Invertebrate, Daphnia Model Organism. Int. J. Mol. Sci. 16, 12261–12287.

120

Kim, K.T., Klaine, S.J., Cho, J., Kim, S.H., Kim, S.D. (2010) Oxidative stress responses of Daphnia magna exposed to TiO2 nanoparticles according to size fraction. Sci. Total Environ. 408, 2268–2272. Kim, Y., Choi, K., Jung, J., Park, S., Kim, P.G., Park, J. (2007) Aquatic toxicity of acetaminophen, carbamazepine, cimetidine, diltiazem and six major sulfonamides, and their potential ecological risks in Korea. Environ. Int. 33(3), 370–375. Kim, Y., Park, Y., Ji, K., Seo, J., Lee, S., Choi, K., Kho, Y., Park, J., Choi, K. (2012) Effect of chronic exposure to acetaminophen and lincomycin on Japanese medaka (Oryzias latipes) and freshwater cladocerans Daphnia magna and Moina macrocopa, and potential mechanisms of endocrine disruption. Chemosphere 89, 10–18. Kinnberg, K. (2003) Evaluation of in vitro assays for determination of estrogenic activity in the environment. Danish Environmental Protection Agency, Working Report No. 43, pp. 57. Kirby, M.F., Sheahan, D.A. (1994) Effects of atrazine, isoproturon, and mecoprop on the macrophyte Lemna minor and the alga Scenedesmus subspicatus. B. Environ. Contam. Tox. 53(1), 120–126. Kiss, I., Kováts, N., Szalay, T. (2003) Evaluation of some alternative guidelines of risk assessment of various habitats. Toxicol. Lett. 140–141, 411–417. Klaine, S.J., Alvarez, P.J., Batley, G.E., Fernandes, T.F., Handy, R.D., Lyon, D.Y., Mahendra, S., McLaughlin, M.J., Lead, J.R. (2008) Nanomaterials in the environment: behavior, fate, bioavailability and effects. Environ. Toxicol. Chem. 27, 1825−1851. Kooijman, S.A.L.M., Bedaux, J.J.M. (1996) Some statistical properties of estimates of no-effect concentrations. Water. Res. 30, 1724–8. Kortenkamp, A., Martin, O., Faust, M., Evans, R., McKinlay, R., Orton, F., Rosivatz, E. (2011) State-of-the-Art Assessment of Endocrine Disrupters. Final Report of EU Project Contract 070307/2009/550687/SER/D3. 135 pp. [Online] Available from: http://ec.europa.eu/environment/endocrine/documents/ 4_SOTA%20EDC%20Final%20Report%20V3%206%20Feb%2012.pdf. [Accessed: 12th May 2016]. Kotnik, K., Kosjek, T., Krajnc, U., Heath, E. (2014) Trace analysis of benzophenone-derived compounds in surface waters and sediments using solid-phase extraction and microwave-assisted extraction followed by gas chromatography–mass spectrometry, Anal. Bioanal. Chem. 406, 3179–3190. Kot-Wasik, A., Debska, J. Namiesnik, J. (2007) Analytical techniques in studies of the environmental fate of pharmaceuticals and personal-care products. Trends Anal. Chem. 26, 557–568. Kovács, A., Abdel-Hameid, N.A., Ács, A., Ferincz, Á., Kováts, N. (2012) A novel protocol for assessing aquatic pollution, based on the feeding inhibition of Daphnia magna. Knowl. Managt. Aquatic Ecosyst. 404, 07. Kovács, K., Kőhidai, L., Pállinger, E., Csaba G. (2002) Effect of oxytocin and its analogues on phagocytosis of Tetrahymena: outstanding impact of isotocin. Acta Protozool. 41, 191–197. Kovács, P., Sundermann, C.A., Csaba, G. (1996) Investigations of receptor-mediated phagocytosis by hormoneinduced (imprinted) Tetrahymena pyriformis. Experientia 52(8), 769–773. Kőhidai, L., Katona, J., Csaba, G. (2003) Effects of steroid hormones on five functional parameters of Tetrahymena: evolutionary conclusions. Cell Biochem. Funct. 21, 19–26. Kőhidai, L., Lovas, B., Csaba, Gy. (1995) Effect of adrenocorticotropic hormone (ACTH) and insulin on the phagocytic capacity of Tetrahymena. Zool. Sci. 12, 277–281. Kőhidai, L., Vakkuri, O., Keresztesi, M., Pállinger, É., Leppäluoto, J., Csaba, G. (2002) Impact of Melatonin on the Cell Division, Phagocytosis and Chemotaxis of Tetrahymena pyriformis. Acta Protozool. 41, 85–89. Kreuger, J. (1998) Pesticides in stream water within an agricultural catchment in southern Sweden, 1990–1996. Sci. Total Environ. 216(3), 227–251. Kumar, K.S., Han, T. (2011) Toxicity of single and combined herbicides on PSII maximum efficiency of an aquatic higher plant, Lemna sp. Toxicol. Environ. Health. Sci. 3(2), 97–105. Lagarde, F., Beausoleil, C., Belcher, S. M., Belzunces, L. P., Emond, C., Guerbet, M., Rousselle, C. (2015). Non-monotonic dose-response relationships and endocrine disruptors: a qualitative method of assessment. Environ. Heal. 14, 13.

121

Láng, J., Kőhidai, L. (2012) Effects of the aquatic contaminant human pharmaceuticals and their mixtures on the proliferation and migratory responses of the bioindicator freshwater ciliate Tetrahymena. Chemosphere 89, 592-601. Laskowski, R. (1995) Some good reasons to ban the use of NOEC, LOEC and related concepts in ecotoxicology. Oikos 73(1), 140–144. Lee, S.W., Kim, S.M., Choi, J. (2009) Genotoxicity and ecotoxicity assays using the freshwater crustacean Daphnia magna and the larva of the aquatic midge Chironomus riparius to screen the ecological risks of nanoparticle exposure. Environ. Toxicol. Phar. 28, 86–91. Leitgib, L., Kálmán, J., Gruiz, K. (2007) Comparison of bioassays by testing whole soil and their water extract from contaminated sites. Chemosphere 66, 428–434. Lemna EPA Test, OCSPP 850.4400: “Aquatic Plant Toxicity Test Using Lemna spp.,” [EPA 712-C-008]. Leoni, B., Bettinetti, R., Galassi, S. (2008) Sub-lethal effects of acetone on Daphnia magna. Ecotoxicology 17, 199–205. Leverett, D., Simpson, P., Surl, L. (2011) Direct toxicity assessment of mixtures in effluents: current UK experiences. WCA Environment. Poster presentation. [Online] Available from: http://www.wcaenvironment.com/application/files/6814/4794/6439/wca_SETAC2011_DTA-effluents_WE310_May2011_A0.pdf [Accessed 19th Jan 2017]. Li ,Y.J., Cui, Y.B., Jiang, L.J., Dou, J., Li, M. (2014) Toxicity of three chlorophenols to protozoa Tetrahymena thermophila [Article in Chinese]. Huan Jing Ke Xue 35(7), 2755−61. Li, F., Kang, X., Cao, W., Wang, F. (2010) Acute toxicity of atrazine to green algae, heterotrophic flagellate and ciliates, 2010 4th International Conference on Bioinformatics and Biomedical Engineering, Chengdu, 2010, pp. 1–3. Li, L., Sillanpää, M., Tuominen, M., Lounatmaa, K., Schultz, E. (2013) Behavior of titanium dioxide nanoparticles in Lemna minor growth test conditions. Ecotoxicol. Environ. Saf. 88, 89–94. Li, Y.J., Cui, Y.B., Jiang, L.J., Dou, J., Li, M. (2014) Toxicity of three chlorophenols to protozoa Tetrahymena thermophila [Article in Chinese]. Huan Jing Ke Xue 35(7), 2755–61. Lichtenthaler, H.K. (1987) Chlorophylls and carotenoids: Pigments of photosynthetic biomembranes. Method. Enzymol. 148, 350–382. Liu, Q., Zhou, Q., Jiang, G. (2014) Nanomaterials for analysis and monitoring of emerging chemical pollutants. Trends Anal. Chem. 58, 10–22. Lohse, M.J. (1993) Molecular mechanisms of membrane receptor desensitization. Biochimica et Biophysica Acta 1179, 171–188. Lovern, S.B., Strickler, J.R., Klaper, R. (2007) Behavioral and Physiological Changes in Daphnia magna when Exposed to Nanoparticle Suspensions (Titanium Dioxide, Nano-C60, and C60HxC70Hx) Environ. Sci. Technol. 41, 4465–4470. Luckenbach, T., Kilian, M., Triebskorn, R., Oberemm, A. (2001) Fish early life stage tests as a tool to assess embryotoxic potentials in small streams. J. Aquat. Ecosyst. Stress Recovery 8, 355–370. Maloschik, E., Ernst, A., Hegedűs, Gy., Darvas, B., Székács, A. (2007) Monitoring water-polluting pesticides in Hungary. Microchem. J. 85, 88–97. Mansour, S.A., Gad, M.F. (2010) Risk assessment of pesticides and heavy metals contaminants in vegetables: A novel bioassay method using Daphnia magna Straus. Food Chem. Toxicol. 48(1), 377–389. Markle, P.J., Gully, J.R., Baird, R.B., Nakada, K.M., Bottomley, J.P. (2000) Effects of several variables on whole effluent toxicity test performance and interpretation. Environ. Toxicol. Chem. 19, 123–132. Martina, C.A., Weiss, B., Swan, S.H. (2012) Lifestyle behaviors associated with exposures to endocrine disruptors. Neurotoxicology 33, 1427–1433. Martins, J., Teles, L.O., Vasconcelos, V. (2007) Assays with Daphnia magna and Danio rerio as alert systems in aquatic toxicology. Environ. Int. 33(3), 414–425. Mastroianni, N., López, de Alda M., Barceló, D. (2010) Emerging organic contaminants in aquatic environments: state-of-the-art and recent scientific contributions. Contrib. Sci. 6(2), 193–197.

122

MCERTS for DTA. (2010) The MCERTS scheme for Direct Toxicity Assessment (DTA) of effluents. Environment Agency, UK, [Online] Available from: www.environmentagency.gov.uk/business/regulation/38783.aspx. [Accessed 24th Aug 2015]. McWilliam, R.A., Baird, D.J. (2002) Postexposure feeding depression: a new toxicity endpoint for use in laboratory studies with Daphnia magna. Environ. Toxicol. Chem. 21(6), 1198–205. Meffe, R., Bustamante, I. (2014) Emerging organic contaminants in surface water and groundwater: A first overview of the situation in Italy. Sci. Total Environ. 481, 280–295. Megateli, S., Dosnon-Olette, R., Trotel-Aziz, P., Geffard, A., Semsari, S., Couderchet, M. (2013) Simultaneous effects of two fungicides (copper and dimethomorph) on their phytoremediation using Lemna minor. Ecotoxicology 22(4), 683–692. Menard, A., Drobne, D., Jemec, A. (2011) Ecotoxicity of nanosized TiO 2. Review of in vivo data. Environ. Pollut. 159, 677–684. Metazachlor Safety Data Sheet [Internet]. Makhteshim-Agan (UK) Ltd. [cited 2014 Jul 7]. Available from: http://www.mauk.co.uk/pdfs/Alpha%20Metazachlor%2050SC.pdf Miège, C., Choubert, J.M., Ribeiro, L., Eusèbe, M., Coquery, M. (2009) Fate of pharmaceuticals and personal care products in wastewater treatment plants – Conception of a database and first results. Environ. Pollut. 157(5), 1721–1726. Mihaich, E.M., Friederich, U., Caspers, N., Hall, A.T., Klecka, G.M., Dimond, S.S., Staples, C.A., Ortego, L.S., Hentges, S.G. (2009) Acute and chronic toxicity testing of bisphenol A with aquatic invertebrates and plants. Ecotox. Environ. Safe. 72(5), 1392–1399. Milinki, E. (2013) Ökotoxikológia és környezetvédelem. Tankönyv, Eszterházy Károly Főiskola. Digitális Tankönyvtár. http://www.tankonyvtar.hu/hu/tartalom/tamop412A/2011-0038_03_milinki_hu/ar01s02.html. Minetto, D., Libralato, G., Volpi Ghirardini, A. (2014) Ecotoxicity of engineered TiO 2 nanoparticles to saltwater organisms: An overview. Environ. Int. 66, 18–27. Molnár, M., Gruiz, K., Hajdu, Cs., Nagy, Zs., Fenyvesi, É. Tiered approach for environmental risk assessment of emerging pollutants in aquatic systems. In: Proceedings of AQUACONSOIL 2013: 12th International UFZDeltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Barcelona, Spain, 2013.04.16-2013.04.19. Paper 2381. Moore, D.R.J., Caux, P.Y. (1997) Estimating low toxic effects. Environ. Toxicol. Chem. 16, 794–801. Moore, D.R.J., Warren-Hicks, W., Parkhurst, B.R., Teed, R.S., Baird, R.B., Berger, R., Denton, D.L., Pletl, J.J. (2000a) Intra- and intertreatment variability in reference toxicant tests: implications for whole effluent toxicity testing programs. Environ. Toxicol. Chem. 19, 105–112. Moore, T.F., Canton, S.P., Grimes, M. (2000b) Investigating the incidence of Type I errors for chronic whole effluent toxicity testing using Ceriodaphnia dubia. Environ. Toxicol. Chem. 19, 118–122. Murado, M. A., Prieto, M. A. (2013) NOEC and LOEC as merely concessive expedients: two unambiguous alternatives and some criteria to maximize the efficiency of dose-response experimental designs. Sci. Total Environ. 461–462, 576–86. Murrell, J.A., Portier, C.J., Morris, R.W. (1998) Characterizing Dose-Response I: Critical Assessment of the Benchmark Dose Concept. Risk Anal. 18, 13–26. Müller, R., Berghahn, R., Hilt, S. (2010) Herbicide effects of metazachlor on duckweed (Lemna minor and Spirodela polyrhiza) in test systems with different trophic status and complexity. J. Environ. Sci. Heal. 45(2), 95–101. Neal, A.L. (2008) What can be inferred from bacterium-nanoparticle interactions about the potential consequences of environmental exposure to nanoparticles? Ecotoxicology 17, 362–371. Neal, M.J. (2000) Rövid farmakológia 3. kiadás Nicolau, A., Mota, M., Lima, N. (2004) Effect of different toxic compoundson ATP content and acid phosphatase activity in axenic cultures of Tetrahymena pyriformis. Ecotoxicol. Environ. Safe. 57, 129–135. Nikolaou, A., Meric, S., Fatta, D. (2007) Occurrence patterns of pharmaceuticals in water and wastewater environments. Anal. Bioanal. Chem. 387(4), 1225–1234.

123

Noppert, F., Van der Hoeven, N., Leopold, A. (1994) How to Measure No Effect? Towards a New Measure of Chronic Toxicity in Ecotoxicology. Netherlands Working Group on Statistics and Ecotoxicology, Delft, The Netherlands. NORMAN (2017) Network of reference laboratories, research centres and related organisations for monitoring of emerging environmental substances. [Online] Available from: http://www.norman-network.net/sites/ default/files/files/Emerging_substances_list_Feb_16/NORMAN%20list_2016_FINAL.XLSX. [Accessed 26th Jan 2017]. NORMAN- Network of reference laboratories, research centres and related organisations for monitoring of emerging environmental substances: http://www.norman-network.net/?q=node/19 Cited: 2015.06.23. Nowack, B. (2009) The behavior and effects of nanoparticles in the environment. Environ. Pollut. 157, 1063−1064. Nur, Y., Leada, J.R., Baalousha, M. (2015) Evaluation of charge and agglomeration behavior of TiO 2 nanoparticles in ecotoxicological media. Sci. Total Environ. 535, 45–53. Oberdorster, G., Oberdorster, E., Oberdorster, J. (2005) Nanotoxicology: an emerging discipline evolving from studies of ultrafine particles. Environ. Health Persp. 113, 823−839. OECD (1996) Water Quality – Determination of the Inhibition of the Mobility of Daphnia magna straus (Cladocea, Crustacea). OECD (1998a) OECD Guidelines for Testing of Chemicals. Daphnia magna Reproduction Test. OECD (1998b) Report of the OECD Workshop on Statistical Analysis of Aquatic Toxicity Data. OECD Environmental Health and Safety Publication, Series on Testing and Assessment, No. 10, Environment Directorate, ENV/MC/ CHEM(98)18, Paris, France. 133 pp. OECD 201 (2011) Freshwater algae and cyanobacteria, growth inhibition test, Paris, France: OECD Publisher. OECD 202 (2004) OECD Guideline for Testing Chemicals. Daphnia magna Acute Immobilization Test. OECD 221 (2007) OECD Guidelines for Testing of Chemicals: Lemna sp. Growth Inhibition Test. OECD-NEWPA (2012) New and Emerging Water Pollutants arising from Agriculture, Alistair B.A. Boxall, Environment Department, University of York, United Kingdom. Oehlmann, J., Oetken, M., Schulte-Oehlmann, U. (2008) A critical evaluation of the environmental risk assessment for platicizers in the freshwater environment in Europe, with special emphasis on bisphenol A and endocrine disruption. Environ. Res. 108, 140–149. Ohe, P.C., Dulio, V., Slobodnik, J., Deckere, E., Kühne, R., Ebert, R.U., Ginebreda, A., Cooman, W., Schüürmann, G., Brack, W. (2011) A new risk assessment approach for the prioritization of 500 classical and emerging organic microcontaminants as potential river basin specific pollutants under the European Water Framework Directive. Sci. Total Environ. 409, 2064–2077. Olette, R., Couderchet, M., Biagianti, S., Eullaffroy, P. (2008) Toxicity and removal of pesticides by selected aquatic plants. Chemosphere 70(8), 1414–1421. Oliveira, L.L.D., Antunes, S.C., Gonçalves, F., Rocha, O., Nunes, B. (2015) Evaluation of ecotoxicological effects of drugs on Daphnia magna using different enzymatic biomarkers. Ecotoxicol. Environ. Saf. 119, 123–131. Olmez-Hanci, T., Dursun, D., Aydin, E., Arslan-Alaton, I., Girit, B., Mita, L., Diano, N., G. Mita, D., Guida, M. (2015) S2O82−/UV-C and H2O2/UV-C treatment of Bisphenol A: Assessment of toxicity, estrogenic activity, degradation products and results in real water. Chemosphere 119, 115–123. Ortiz-Zarragoitia, M., Trant, J.M., Cajaravillet, M.P. (2006) Effects of dibutylphthalate and ethynylestradiol on liver peroxisomes, reproduction, and development of zebrafish (Danio rerio). Environ. Toxicol. Chem. 25(9), 2394–2404. Orvos, D.R., Versteeg, D.J., Inauen, J., Capdevielle, M., Rothenstein, A., Cunningham, V. (2001) Aquatic toxicity of triclosan. Environ. Toxicol. Chem. 21, 1338–49. Oulton, R.L., Kohn, T., Cwiertny, D.M. (2010) Pharmaceuticals and personal care products in effluent matrices: A survey of transformation and removal during wastewater treatment and implications for wastewater management. J. Environ. Monitor. 12, 1956–1978.

124

Oyster test for DTA. (2007) The direct toxicity assessment of aqueous environmental samples using the oyster Crassostrea gigas embryo-larval development test. Environment Agency. UK. [Online] Available from: www.gov.uk/government/uploads/system/uploads/attachment_data/file/316785/DTAmarinewateralgae225.pdf. [Accessed 24th Aug 2015]. Pablos, M.V., García-Hortigüela, P., Fernández, C. (2015) Acute and chronic toxicity of emerging contaminants, alone or in combination, in Chlorella vulgaris and Daphnia magna. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 22(7), 5417–24. Paczkowska, M., Kozlowska, M., Golinski, P. (2007) Oxidative stress enzyme activity in Lemna minor L. exposed to cadmium and lead. Acta Biol. Cracov. Bot. 49(2), 33–37. PAN - Pesticide Action Network Pesticide Database. [Online] http://www.pesticideinfo.org/. Accessed: 6th March, 2017). Pándics, T. (2008) A nanorészecskék környezetegészségügyi hatásainak elemzése, Egészségtudomány, LII. Évfolyam 3. szám 6–25 oldal. Papadakis, E.N., Vryzas, Z., Kotopoulou, A., Kintzikoglou, K., Makris, K.C., Papadopoulou-Mourkidou, E. (2015) A pesticide monitoring survey in rivers and lakes of northern Greece and its human and ecotoxicological risk assessment. Ecotoxicol. Environ. Saf. 116, 1–9. Park, J.S., Brown, M.T., Han, T. (2012) Phenol toxicity to the aquatic macrophyte Lemna paucicostata. Aquat. Toxicol. 15, 106–107. Parvez, S., Venkataraman, C., Mukherji, S. (2006) A review of advantages of implementing luminescence inhibition test (Vibrio fischeri) for acute toxicity prediction of chemicals. Environ. Int. 32, 265–268. Paul, R.J., Colmorgen, M., Pirow, R., Chen, Y.H., Tsai, M.C. (1998) Systemic and metabolic responses in Daphnia magna to anoxia. Comp. Biochem. Phys. A 120, 519–530. Peng, Y., Luo, Y., Nie, X.P., Liao, W., Yang, Y.F., Ying, G.G. (2013) Toxic effects of triclosan on the detoxification system and breeding of Daphnia magna. Ecotoxicology 229, 1384–1394. Pérez, S., Barceló, D. (2007) Application of advanced MS techniques to analysis and identification of human and microbial metabolites of pharmaceuticals in the aquatic environment. TrAC Trends Anal. Chem. 26(6), 494–514. Perlné Mornár, I., Záray, Gy., Zsigrainé Vasanits, A., Helenkár, A., Andrási, N. (2010) Szennyvízminták szerves szennyezőinek elemzése TMS (oxim) éterként. ELTE VI/B-1, CDFILTER tanulmány. Pesticide MoA. A Guide to Pesticides: grouped by Modes of Action (MoA). [Online] Available from: http://www.dropdata.org/RPU/pesticides_MoA.htm#herbicides. [Accessed 29th Jan 2017]. Pesticide MoA. A Guide to Pesticides: grouped by Modes of Action. [Online] Available from: http://www.dropdata.org/RPU/pesticides_MoA.htm#herbicides [Accessed 19th Jan 2017]. Petrie B., Barden R., Kasprzyk-Hordern B. (2015) A review on emerging contaminants in wastewaters and the environment: Current knowledge, understudied areas and recommendations for future monitoring. Wat. Res. Pires, A.M., Branco, J.A., Picado, A., Mendonca, E. (2002) Models for the estimation of a no effect concentration. Environmetrics 13, 15–27. Poda, A.R., Bednar, A.J., Harmon, A., Hull, M., Mitrano, D.M., Ranville, J.F., Steevens, J. (2011) Characterization of silver nanoparticles using flow-field flow fractionation interfaced to inductively coupled plasma mass spectrometry. US Army Research. Paper 147. Postmes, T.J., Prick, R., Brorens, I. (1989) The deceleration of the heart frequency in the waterflea Daphnia magna by adrenoceptor agonists and antagonists. Hydrobiolgia 171, 141–148. PPDB - Pesticide Properties Database. Agriculture & Environment Research Unit (AERU) at the University of Hertfordshire. [Online] http://sitem.herts.ac.uk/aeru/ppdb/en/index.htm. Accessed: 6th March, 2017). Présing, M., Véró, M. (1983) A new method for determining the heart beat rate of Daphnia magna. Water Res. 17(10), 1248–1248. Quinn, B., Schmidt, W., O'Rourke, K., Hernan, R. (2011) Effects of the pharmaceuticals gemfibrozil and diclofenac on biomarker expression in the zebra mussel (Dreissena polymorpha) and their comparison with standardised toxicity tests. Chemosphere 84(5), 657–663.

125

Quiñones-Maldonado, V., Renaud, F.L. (1987) Effect of biogenic amines on phagocytosis in Tetrahymena thermophila. J. Protozool. 34(4), 435–438. Radić, S., Stipaničev, D., Cvjetko, P., Marijanović Rajčić, M., Širac, S., Pevalek-Kozlina, B., Pavlica, M. (2011) Duckweed Lemna minor as a tool for testing toxicity and genotoxicity of surface waters. Ecotox. Environ. Safe. 74(2), 182–187. Rajapakse, K., Drobne, D., Valant, J., Vodovnik, M., Levart, A., Marinsek-Logar, R. (2012) Acclimation of Tetrahymena thermophila to bulk and nano-TiO2 particles by changes in membrane fatty acids saturation. J. Hazard, Mater. 221–222, 199–205. Rajapakse, N., Silva, E., Kortenkamp, A. (2002) Combining xenoestrogens at levels below individual noobserved-effect concentrations dramatically enhances steroid hormone action. Environ. Health. Perspect. 110(9), 917–921. Rajapakse, N., Silva, E., Kortenkamp, A. (2002) Combining xenoestrogens at levels below individual noobserved-effect concentrations dramatically enhances steroid hormone action. Environ. Health. Perspect. 110(9), 917–921. Redding, A.M., Cannon, F.S., Snyder, S.A., Vanderford, B.J. (2009) A QSAR-like analysis of the adsorption of endocrine disrupting compounds, pharmaceuticals, and personal care products on modified activated carbons. Water Res. 43, 3849–3861. Regueiro, J., Becerril, E., Garcia-Jares, C., Llompart, M. (2009) Trace analysis of parabens, triclosan and related chlorophenols in water by headspace solid-phase microextraction with in situ derivatization and gas chromatography-tandem mass spectrometry. J. Chromatogr. A 1216(23), 4693–4702. Richardson, S.D., Ternes, T.A. (2011) Water Analysis: Emerging Contaminants and Current Issues. Anal. Chem. 83, 4614–4648. Rider, C.V., Hartig, P.C., Cardon, M.C., Lambright, C.R., Bobseine K.L., Guillette L.J., Gray L.E., Wilson V.S. (2010) Differences in sensitivity but not selectivity of xenoestrogen binding to alligator versus human estrogen receptor alpha. Environ Toxicol Chem. 29(9), pp. 2064–2071. Riva, C., Cristoni, S., Binelli, A. (2012) Effects of triclosan in the freshwater mussel Dreissena polymorpha: a proteomic investigation. Aquat Toxicol. 118–119, 62–71. Rivetti, C., Campos, B., Barata, C. (2016) Low environmental levels of neuro-active pharmaceuticals alter phototactic behaviour and reproduction in Daphnia magna. Aquat. Toxicol. 170, 289–296. Rivetti, C., Campos, B., Barata, C. (2016) Low environmental levels of neuro-active pharmaceuticals alter phototactic behaviour and reproduction in Daphnia magna. Aquat. Toxicol. 170, 289–296. Sadiq, I.M., Dalai, S., Chandrasekaran, N., Mukherjee, A. (2011) Ecotoxicity study of titania (TiO 2) NPs on two microalgae species: Scenedesmus sp. and Chlorella sp. Ecotox. Environ. Safe. 74(5), 1180–1187. Salaman, A., Roman, M., Renaud, F.L., Silva, W.I. (1990) Effect of chronic opioid treatment on phagocytosis in Tetrahymena. Neuropeptides 6(3), 115–20. Sanchez-Avila, J., Bonet, J., Velasco, G., Lacorte, S. (2009) Determination and occurrence of phthalates, alkylphenols, bisphenol A, PBDEs, PCBs and PAHs in an industrial sewage grid discharging to a Municipal Wastewater Treatment Plant. Sci. Total Environ. 407, 4157–4167. Sauvant, M.P., Pepin, D., Piccinni, E. (1999) Tetrahymena pyriformis: A tool for toxicological studies. A review. Chemosphere 38(7), 1631─1669. Schiess, N., Csaba, G., Kőhidai, L. (2001) Chemotactic selection with insulin, di-iodotyrosine and histamine alters the phagocytotic responsiveness of Tetrahymena. Comp. Biochem. Phys. C 128(4), 521–530. Schriks, M., Heringa, M.B., van der Kooi, M.M.E., de Voogt, P., van Wezel, A.P. (2010) Toxicological relevance of emerging contaminants for drinking water quality. Water Res. 44, 461–476. Schultis, T., Metzger, J.W. (2004) Determination of estrogenic activity by LYES-assay (yeast estrogen screenassay assisted by enzymatic digestion with lyticase) Chemosphere 57(11), 1649–1655. Schultis, T., Metzger, J.W. (2004) Determination of estrogenic activity by LYES-assay (yeast estrogen screenassay assisted by enzymatic digestion with lyticase) Chemosphere 57(11), 1649–1655.

126

Schultz, T.W., Sinks, G.D., Cronin, M.T.D. (1997) Identification of mechanisms of toxic action of phenols to Tetrahymena pyriformis from molecular descriptors. In: Chen, F., Schüürmann, G. (Eds.), Quantitative Structure–Activity and Relationships in Environmental Sciences–VII. SETAC Press, Pensacola, FL, USA, 329–342. Schultz, T.W., Sinks, G.D., Cronin, M.T.D. (2000) Effect of substituent size and dimensionality on potency of phenolic xenoestrogens evaluated with a recombinant yeast assay. Environ. Toxicol. Chem. 19(11), 2637– 2642. Schüürmann, G., Aptula, A.O., Kühne, R., Ebert, R.U. (2003) Stepwise discrimination between four modes of toxic action of phenols in the Tetrahymena pyriformis assay. Chem. Res. Toxicol. 16(8), 974–987. Schwarzenbach, R.P., Escher, B.I., Fenner, K., Hoffstetter, T.B., Johnson, C.A., von Gunten, U., Wehrli, B. (2006) The challange of micropollutants in aquatic systems. Science 313, 1072–1077. Schwarzenberger, A., Christjani, M., Wacker, A. (2014) Longevity of Daphnia and the attenuation of stress responses by melatonin. BMC Physiol. 14, 8. Sebők, A., Vasanits-Zsigrai, A., Helenkár, A., Záray, Gy., Molnár-Perl, I. (2009) Multiresidue analysis of pollutants as their trimethylsilyl derivatives, by gas chromatography–mass spectrometry. J. Chrom. 121, 2288–2301. Seitz, F., Bundschuh, M., Rosenfeldt, R.R., Schulz, R. (2013) Nanoparticle toxicity in Daphnia magna reproduction studies: The importance of test design. Aquat. Toxicol. 126, 163–168. Sengupta, N., Litoff, E.J., Baldwin, W.S. (2015) The HR96 activator. atrazine. reduces sensitivity of D. magna to triclosan and DHA. Chemosphere 128, 299–306. SETAC Editorial (2009) Contaminants of emerging concern challenge ecotoxicology. Environ. Toxicol. Chem. 28(7), 1359–1360. Shaw, R.G., Mitchell-Olds, T. (1993) Anova for Unbalanced Data: An Overview. Ecology 74, 1638−1645. Shaw, R.G., Mitchell-Olds, T. (1993) Anova for Unbalanced Data: An Overview. Ecology 74, 1638−1645. Siddique, S., Kubwabo, C., Harris, S.A. (2016) A review of the role of emerging environmental contaminants in the development of breast cancer in women. Emerging Contaminants 2(4), 204–219. Silva, E., Daam, M.A., Cerejeira, M.J. (2015) Aquatic risk assessment of priority and other river basin specific pesticides in surface waters of Mediterranean river basins. Chemosphere 135, 394–402. Snape, J.R., Maund, S.J., Pickford, D.B., Hutchinson, T.H. (2004) Ecotoxicogenomics: the challenge of integrating genomics into aquatic and terrestrial ecotoxicology. Aquat. Toxicol. 67(2), 143–154. Spicer, J.I. (2001) Development of cardiac function in crustaceans: patterns and proceses. Amer. Zool. 41, 1068– 1077. Stefanidou, M., Alevizopoulos, G., Spiliopoulou, C. (2008) DNA content of Tetrahymena pyriformis as a biomarker for different toxic agents. Chemosphere 74, 178–180. Stefanidou, M., Georgiou, M., Maravellas, C., Koutselinis, A. (1990) The effects of morphine, cocaine, amphetamine, and hashish on the phagocytosis of the protozoan Tetrahymena pyriformis (strain W). Toxic. In Vitro 4, 779–781. Stein, R.J., Richter, W.R., Zussman, R.A., Brynjolfsson, G. (1966) Ultrastructural Characterization of Daphnia Heart Muscle. J. Cell Biol. 29, 168–170. Strigul, N., Vaccari, L., Galdun, C., Wazne, M., Liu, X., Christodoulatos, C., Jasinkiewicz, K. (2009) Acute toxicity of boron, titanium dioxide, and aluminum nanoparticles to Daphnia magna and Vibrio fischeri. Desalination 248, 771–782. Stuart, M.E., Manamsa, K., Talbot, J.C., Crane, E.J. (2011) Emerging contaminants in groundwater. British Geological Survey Open Report, OR/11/013. 123 pp. Sun, T.Y., Gottschalk, F., Hungerbühler. K., Nowack, B. (2014) Comprehensive probabilistic modelling of environmental emissions of engineered nanomaterials. Environ. Pollut. 185, 69–76. Tan, L. Y., Huang, B., Xu, S., Wei, Z. B., Yang, L. Y., Miao, A. J. (2016). TiO 2 nanoparticle uptake by the water flea Daphnia magna via different routes is calcium-dependent. Environ. Sci. Technol. 50, 7799−7807.

127

Tatarazako, N., Ishibshi, H., Teshima, K., Kisbi, K., Arizono, K. (2004) Effects of triclosan on various aquatic organisms. Environ. Sci. 112, 133–140. Taxvig, C., Vinggaard, A.M., Hass, U., Axelstad, M., Boberg, J., Hansen, P.R., Frederiksen, H., Nellemann, C. (2008) Do parabens have the ability to interfere with steroidogenesis? Toxicol. Sci. 106, 206–213. Teiseire, H., Couderchet, M., Vernet, G. (1999) Phytotoxicity of diuron alone and in combination with copper or folpet on duckweed (Lemna minor). Environ. Pollut. 106(1), 39–45. Ternes, T., Bonerz, M., Herrmann, N., Teiser, B., Andersen, H.R. (2007) Irrigation of treated wastewater in Braunschweig, Germany: an option to remove pharmaceuticals and musk fragrances. Chemosphere 66, 894– 904. Ternes, T.A. (1998) Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers. Water Res. 32 (11), 3245–3260. Ternes, T.A., Stumpf, M., Schuppert, B., Haberer, K. (1998) Simultaneous determination of antiseptic and acidic drugs in sewage and river water. Vom Wasser 90, 295–309. Therezien, M., Thill, A.,Wiesner, M.R. (2014) Importance of heterogeneous aggregation for NP fate in natural and engineered systems. Sci. Total Environ. 485–486, 309–318. Tiede, K., Tear, S.P., David, H., Boxall, A.B. (2009) Imaging of engineered nanoparticles and their aggregates under fully liquid conditions in environmental matrices. Water Res. 43(13), 3335–3343. Tinsley, D., Wharfe, J., Campbell, D., Chown, P., Taylor, D., Upton, J., Taylor, C. (2004) The use of direct toxicity assessment in the assessment and control of complex effluents in the UK: a demonstration programme. Ecotoxicology 13(5), 423–436. Trenholm, R.A., Vanderford, B.J., Holady, J.C., Rexing, D.J., Snyder, S.A. (2006) Broad range analysis of endocrine disruptors and pharmaceuticals using gas chromatography and liquid chromatography tandem mass spectrometry. Chemosphere 65, 1990–1998. Tyler, C.R., van der Eerden, B., Jobling, S., Panter, G., Sumpter. J.P. (1996) Measurement of vitellogenin, a biomarker for exposure to oestrogenic chemicals, in a wide variety of cyprinid fish. J. Comp. Physiol. B 166(7) 418–426. Ud-Daula, A. (2009) Catecholamine homeostasis in Tetrahymena species and high throughput toxicity testing of selected chemicals and ultrafine particles. [dissertation]. Technische Universität München. UK DTA (2000a) Direct Toxicity Assessment (DTA) Demonstration Programme Recommendations from the Steering Group to the Environmental Regulators. Report: 00/TX/02/06. Water Industry Research, UK. UK DTA (2000b) Direct Toxicity Assessment (DTA) Demonstration Programme Technical Guidance. Report 00/TX/02/07. Water Industry Research, UK. Umlauf, G., Christoph, H., Huber, T., Mariani, G., Mueller, A., Skejo, H. (2008) Full report on cross matrix comparison of Semivolatile Organic Compounds (SOCs) in water, Suspended Particulate Matter (SPM), sediments and biota – 23 JRC sites. In: Liska, I., Wagner, F., Slobodnik, J. (Eds.), Results of the Joint Danube Survey 2 – 14 August – 27 September 2007 (1-144). Wien (Austria). ICPDR International Commission for the Protection of the Danube: ICPDR International Commission for the Protection of the Danube, 2008. Umlauf, G., Stachel, B., Mariani, G., Goetz, R. (2011) Dioxins and PCBs in solid matter from the river Elbe, its tributaries and the North Sea (longitudinal profile, 2008). EUR24766EN. Luxembourg (Luxembourg). Publications Office of the European Union. US WET (2002) Methods for Measuring the Acute Toxicity of Effluents and Receiving Waters to Freshwater and Marine Organisms. Fifth Edition. US EPA. [Online] Available from: http://water.epa.gov/scitech/methods/cwa/wet/upload/2007_07_10_methods_wet_disk2_atx.pdf. [Accessed 24th Aug 2015]. US WET Policy (1995) National policy regarding whole effluent toxicity enforcement. US EPA, Offices of Regulatory Enforcement and Wastewater Management. Washington DC. US-EPA (1991) United States Environmental Protection Agency Technical Support Document for Water Quality-Based Toxics Control. Report No. EPA 505/2-90-001. Washington, DC, USA. US-EPA, United States Environmental Protection Agency, http://water.epa.gov/scitech/cec/ Cited: 2015.06.23.

128

Uyar, A.E., Robichaud, C., Darby, M.R., Wiesner, M., Zucker, L.G. (2008) Nano-Titanium Dioxide: Risk Assessment. NBER Emerging Industries Conference, May 1–2, Cambridge, Massachusetts. Vaidya, A., Gurenlian, L., Brady, L., Romero, N.E., Kohn, R. (2009) Cardioactive effects of diphenhydramine and curcumin in Daphnia magna. Impulse: The Premier Journal for Undergraduate Publications in the Neurosciences. Page 1 of 12. Van Leeuwen, C.J., Vermeire, T.G. (2007) Risk assessment of chemicals: an introduction, Second edition. Springer Dordrecht, The Netherlands. ISBN 978- 1-4020-6101-1 (handbook), ISBN 978-1-4020-6102-8 (ebook). Van Veld, P.A., Rutan, B.J., Sullivan, C.A., Johnston, L.D., Rice, C.D., Fisher, D.F. Yonkos, L.T. (2005) A universal assay for vitellogenin in fish mucus and plasma. Environ. Toxicol. Chem. 24(12), 3048–3052. Vandenberg, L.N. (2014) Non-Monotonic Dose Responses in Studies of Endocrine Disrupting Chemicals: Bisphenol A as a Case Study. Dose Response 12(2), 259–276. Veldhoen, N., Skirrow, R.C., Osachoff, H., Wigmore, H., Clapson, D.J., Gunderson, M.P., Van Aggelen, G., Helbing, C.C. (2006) The bactericidal agent triclosan modulates thyroid hormone-associated gene expression and disrupts postembryonic anuran development. Aquat. Toxicol. 80(3), 217–227. Verlicchi, P., Galletti, A., Petrovic, M., Barceló, D. (2010) Hospital effluents as a source of emerging pollutants: An overview of micropollutants and sustainable treatment options. J. Hydrol. 389, 416–428. Vieno, N., Sillanpää, M. (2014) Fate of diclofenac in municipal wastewater treatment plant - a review. Environ. Int. 69, 28−39. Villegas-Navarro, A., Rosas-L, E., Reyes, J.L. (2003) The heart of Daphnia magna: effects of four cardioactive drugs. Comp. Biochem. Physiol. Part C 136, 127–134. Von der Kammer, F., Ferguson, P.L., Holden, P.A., Masion, A., Rogers, K.R., Klaine, S.J., Koelmans, A.A., Horne, N., Unrine, J.M. (2012) Analysis of engineered nanomaterials in complex matrices (environment and biota): general considerations and conceptual case studies. Environ. Toxicol. Chem. 31(1), 32–49. von Zastrow, M., Kobilka, B.K. (1994) Antagonist-dependent and -independent steps in the mechanism of adrenergic receptor internalization. J. Biol. Chem. 269, 18448–18452. Wang, C.F., Tian, Y. (2015) Reproductive endocrine-disrupting effects of triclosan: Population exposure, present evidence and potential mechanisms. Environ. Pollut. 206, 195–201. Warheit, D.B., Hoke, R.A., Finlay, C., Donner, E.M., Reed, K.L., Sayes, C.M. (2007) Development of a base set of toxicity tests using ultrafine TiO2 particles as a component of nanoparticle risk. Toxicol. Lett. 171(3), 99−110. Warne, M.J., van Dam, R. (2008) NOEC and LOEC data should no longer be generated or used. Aust. J. Ecotox. 14, 1–5. Warren-Hicks, W.J., Parkhurst, B.R., Moore, D.R.J., Teed, R.S., Baird, R.B., Berger, R., Denton, D.L., Pletl, J.J. (2000) Assessment of whole effluent toxicity test variability: Partitioning sources of variability. Environ. Toxicol. Chem. 19, 94–104. Weir, A., Westerhoff, P., Fabricius, L., von Goetz, N. (2012) Titanium Dioxide Nanoparticles in Food and Personal Care Products. Environ. Sci. Technol. 46(4), 2242–2250. Wernersson, A.S., Carere, M., Maggi, C. (2015) The European technical report on aquatic effect-based monitoring tools under the water framework directive. Environ. Sci. Eur. 27(7). Wharfe J, Tinsley D. (2004) Direct Toxicity Assessment, Wiley-Blackwell. WHO (1997) Environmental Health Criteria 189: Di-n-butyl phthalate (1997). [Online] Available from: http://www.inchem.org/pages/ehc.html. Accessed 1st. March 2017. Widder, E. A. (2010) Bioluminescence in the Ocean: Origins of Biological, Chemical, and Ecological Diversity. Science 328, 704–708. Wilson, B.A., Smith, V.H., deNoyelles, F., Larive, C.K. (2003) Effects of three pharmaceutical and personal care products on natural freshwater algal assemblages. Environ. Sci. Technol. 37, 1713–1719. Wollenberger, L., Halling-Sùrensen, B., Kusk, K.O. (2000) Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to Daphnia magna. Chemosphere 40, 723–730.

129

Wu, Y., Lin, C., Yuan, L. (2008) Phototaxis index of Daphnia carinata as an indicator of joint toxicity of copper, cadmium, zinc, nitrogen and phosphorus in aqueous solutions. Ecol. Indic. 8, 69–74. Xing, B., Vecitis, C.D., Senesi, N. (2016) Engineered Nanoparticles and the Environment: Biophysicochemical Processes and Toxicity. Wiley& Sons. Zezulka, S., Kummerova, M., Babula, P., Vanova, L. (2013) Lemna minor exposed to fluoranthene: Growth, biochemical, physiological and histochemical changes. Aquat. Toxicol. 140–141, 37–47. Zhang, Y.Y., Yang, J., Yin, X.X., Yang, S.P., Zhu, Y.G. (2012) Arsenate toxicity and stress responses in the freshwater ciliate Tetrahymena pyriformis. Eur. J. Protistol. 48, 227–236. Zhu, X., Chang, Y., Chen, Y. (2010) Toxicity and bioaccumulation of TiO 2 nanoparticle aggregates in Daphnia magna. Chemosphere 78, 209–215. Zuccato, E., Calamari, D., Natangelo, M., Fanelli, R. (2000) Presence of therapeutic drugs in the environment. The Lancet 355, 1789–1790. Zuin, S., Micheletti, C., Critto, A., Pojana, G., Johnston, H., Stone, V., Tran, L., Marcomini, A. (2011) Weight of evidence approach for the relative hazard ranking of nanomaterials. Nanotoxicology 5(3), 445–58.

130

7. KÖZLEMÉNYEK LISTÁJA 6.1

A doktori értekezés témájához kapcsolódó originális közlemények:

Fekete-Kertész, I., Maros, G., Gruiz, K., Molnár, M., 2016. The effect of TiO 2 nanoparticles on the aquatic ecosystem: a comparative ecotoxicity study with test organisms of different trophic levels. Periodica Polytechnica Chemical Engineering 60(4),231–243. IF: 0,46 Gruiz, K.#, Fekete-Kertész, I.#, Kunglné-Nagy, Zs., Hajdu, Cs., Feigl, V., Vaszita, E., Molnár, M., 2016. Direct toxicity assessment – Methods, evaluation, interpretation. Science of the Total Environment 563–564, 803– 12. IF: 3,976 Fekete-Kertész, I., Kunglné-Nagy, Zs., Molnár, M., 2016. Ecological impact of micropollutants on aquatic life determined by an innovative sublethal endpoint Daphnia magna heartbeat rate. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences 11(2), 345–354. IF:0,73 Fekete-Kertész, I., Kunglné-Nagy, Zs., Gruiz, K., Magyar, Á., Farkas, É., Molnár, M., 2015. Assessing toxicity of organic aquatic micropollutants based on the total chlorophyll content of Lemna minor as a sensitive endpoint. Periodica Polytechnica Chemical Engineering 59(4), 262–271. IF: 0,46 Nagy, Zs.M., Molnár, M., Fekete-Kertész, I., Molnár-Perl, I., Fenyvesi, É., Gruiz, K., 2014. Removal of emerging micropollutants from water using cyclodextrin. Science of the Total Environment 485–486, 711– 719. IF: 3,163 megosztott első szerzők

#

Bírálat alatt lévő kéziratok: Fekete-Kertész, I., Piszmán, D., Molnár, M., 2017. Particle size and concentration dependent ecotoxicity of nano- and microscale TiO2 ─ comparative study by different aquatic test organisms of different trophic levels. Water, Air & Soil Pollution Fekete-Kertész, I., Stirling, T., Ullmann, O., Farkas, É., Kirchkeszner, Cs., Feigl, V., Molnár, M., 2017. How does experimental design modify the result of Daphnia magna heartbeat rate test? ─ Analyses of factors affecting the sensitivity of the test system. Marine and Freshwater Behaviour and Physiology Fekete-Kertész, I., Ullmann, O., Csizmár, P., Molnár, M., 2017. The ecotoxicity assessment of organic micropollutants with an unconventional physiological endpoint, the Tetrahymena pyriformis phagocytosis. Periodica Polytechnica Chemical Engineering

6.2

További közlemények:

Angol nyelvű lektorált folyóirat cikkek: Molnár, M., Vaszita, E., Farkas, É., Ujaczki, É., Fekete-Kertész, I., Tolner, M., Klebercz, O., Kirchkeszner, Cs., Gruiz, K., Uzinger, N., Feigl, V. 2016. Soil improvement with biochar – Microcosms for characterization of the effects of biochar on acidic sandy soil. Science of the Total Environment 563–564, 855–865. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2016.01.091. IF: 3,976 Fekete-Kertész, I., Molnár, M., Atkári, Á., Gruiz, K., Fenyvesi, É., 2013. Hydrogen peroxide oxidation for in situ remediation of trichloroethylene - From the laboratory to the field. Periodica Polytechnica-Chemical Engineering 57(1–2), 41–51. IF: 0,130 Fekete-Kertész, I., Molnár, M., 2011. Cyclodextrins improve the removal efficiency of emerging contaminants from water. Cyclodextrin News 25(12), 111. Angol nyelvű könyvfejezetek: Gruiz, K., Molnár, M., Feigl, V., Hajdu, Cs., Nagy, Zs.M., Klebercz, O., Fekete-Kertész, I., Ujaczki, É., Tolner, M., 2015. Terrestrial toxicity. In Engineering Tools for Environmental Risk Management - Environmental Toxicology edited by Katalin Gruiz, Tamás Meggyes, Éva Fenyvesi; Taylor & Francis Group, London, UK, 2015. pp: 229-311.

131

Angol nyelvű nem lektorált konferencia cikkek: Feigl, V., Molnár, M., Ujaczki, É., Klebercz, O., Fekete-Kertész, I., Tolner, M., Vaszita, E., Gruiz, K. 2015. Ecotoxicity of biochars from organic wastesfocusing on their use as soil ameliorant. In: Proceedings of AQUACONSOIL 2015: 13th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Copenhagen, Denmark, 2015.06.09.-2015.06.12. Fekete-Kertész, I., Molnár, M., Nagy, Zs.M., Eller, N., Fenyvesi, É., Gruiz, K., 2013. Ecotoxicological methods for monitoring the effects of micropollutants in waters. In: Proceedings of AQUACONSOIL 2013: 12th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Barcelona, Spain, 2013.04.16-2013.04.19. PAPER 2352. Nagy, Zs.M., Gruiz, K., Molnár, M., Fekete-Kertész, I., Fenyvesi, É., Perlné Molnár, I., 2013. Removal of emerging micropollutants from water using cyclodextrin. In: Proceedings of AQUACONSOIL 2013: 12th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Barcelona, Spain, 2013.04.16-2013.04.19. PAPER 2323. Vaszita, E., Gruiz, K., Siki, Z., Feigl, V., Klebercz, O., Ujaczki, É., Fekete-Kertész, I., 2013. The ENFO knowledge base to support efficient management of waste utilization on soil. In: Proceedings of AQUACONSOIL 2013: 12th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Barcelona, Spain, 2013.04.16-2013.04.19. PAPER 2246.

6.3

Konferencia előadások:

Konferencián tartott szóbeli előadások (előadó neve aláhúzva): Fekete-Kertész, I., Molnár, M., Környezettoxikológiai módszerek biológiailag aktív mikro-szennyezőanyagok környezeti kockázatának előrejelzésére vízi ökoszisztémákban. Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem ─ PhD Konferencia 2016. 2016.02.09. Budapest. Fekete-Kertész, I., Molnár, M, Nagy, Zs. M., Gruiz, K. Ecotoxicological assessment of micropollutants with Daphnia magna heartbeat rate test. Oláh György Doctoral School XI. Conference. 2014.02.06. Budapest (In Hungarian) Fekete-Kertész, I., Molnár, M, Nagy, Zs. M., Eller, N., Gruiz, K. Ecotoxicological assessment of micropollutants with Daphnia magna heartbeat rate test. Environmental Sciences Conference of PhD Students. 2013.06.06. Budapest (In Hungarian) Fekete-Kertész, I., Molnár, M., Nagy, Zs. M., Eller, N., Fenyvesi, É., Gruiz, K. Ecotoxicological assessment of micropollutants with innovative environmental toxicity tests. Műszaki Kémiai Napok ’12. 2012.04.25. Veszprém (In Hungarian)

Konferencián tartott poszter előadások (előadó neve aláhúzva): Fekete-Kertész, I., Stirling, T., Ullmann, O., Farkas, É., Kirchkeszner, Cs., Feigl, V., Molnár, M. How does experimental design modify the result of Daphnia magna heartbeat rate test? – Analyses of factors affecting the sensitivity of the test system. 10th ISEB Conference 2016. Barcelona, Spain, 2016.06.01.2016.06.03. Fekete-Kertész, I., Gruiz, K., Molnár, M. Toxicity of nano-titanium and inorganic micropollutants to aquatic life. Poster presentation at AQUACONSOIL 2015: 13th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Copenhagen, Denmark, 2015.06.09.2015.06.12. Fekete-Kertész, I., Molnár, M., Nagy, Zs.M., Eller, N., Fenyvesi, É., Gruiz, K., 2013. Ecotoxicological methods for monitoring the effects of micropollutants in waters. Poster presentation at AQUACONSOIL 2013: 12th International UFZ-Deltares Conference on Groundwater-Soil-Systems and Water Resources Management. Barcelona, Spain, 2013.04.16-2013.04.19.

132

8. A KUTATÁST TÁMOGATÓ PÁLYÁZATOK ÉS PROGRAMOK Ezúton köszönöm a Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem Vegyészmérnöki és Biomérnöki Kar Varga József Alapítványának doktori tanulmányaim támogatását. Kutatás-fejlesztési munkánkat a következő pályázatok támogatták: CD-FILTER TECH_08-A4/2-2008-0161: Xenobiotikumok megkötésére alkalmas nanopórusos szűrőrendszerek előállítása és alkalmazása tisztított szennyvizek újrahasznosításához. (National Technology Programme, Liveable and Sustainable Environment) SOILUTIL TECH_09-A4-2009-0129: Talajjavítás hulladékokkal (National Technology Programme, Liveable and Sustainable Environment) TÁMOP-4.2.1/B-09/1/KMR-2010-0002: New Hungary Development Plan AZ EMBERI ERŐFORRÁSOK MINISZTÉRIUMA ÚJ NEMZETI KIVÁLÓSÁG PROGRAMJÁNAK TÁMOGATÁSÁVAL KÉSZÜLT

133

MELLÉKLETEK M1. Az alkalmazott környezettoxikológiai módszerek részletes leírása M1.1 Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt M1.2 Tetrahymena pyriformis proliferáció és fagocitotikus aktivitás teszt M1.3 Toxicitás vizsgálata Daphnia magna tesztorganizmussal M1.3.1 Daphnia magna letalitás és immobilitás teszt M1.3.2 Daphnia magna szívritmus teszt M1.4 Toxicitás vizsgálata alga szaporodás gátlási teszttel M1.5 Lemna minor szaporodásgátlási teszt M1.6 Az alkalmazott nTiO2 szuszpenziók jellemzésével kapcsolatos módszerek M2. CDFILTER mikro-szennyezőanyag Prioritási Lista. M3. A nTiO2 ökotoxicitása irodalmi adatok alapján M4. A Daphnia magna szívritmus teszt eredményeit befolyásoló paraméterek vizsgálata M5. A Lemna minor szaporodásgátlási teszt ─ kiegészítő eredmények M5.1 Az alkalmazott mérési végpontok érzékenységének összehasonlítása Lemna minor tesztorganizmus esetén M5.2 Egyedi mikro-szennyezőanyagok vizsgálata L. minor tesztorganizmussal M6. Technológia nyomon követés Lemna minor tesztorganizmussal M7. Direkt toxicitás vizsgálat ─ analitikai eredmények

134

M1. Az alkalmazott környezettoxikológiai módszerek részletes leírása Jelen fejezet a kutatás-fejlesztési munkám során alkalmazott módszerek részletes leírását tartalmazza. A kísérleti összeállításokat valamint a problémaspecifikus módszerfejlesztéseket a dolgozat fő részében, a Doktori kutatómunkám során alkalmazott kísérleti metodika fejezetben ismertetem. M1.1 Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt Tesztorganizmus: Aliivibrio fischeri NRRL B-111 77 törzs Módszer alapja, szabvány: ISO 21338:2010 Alkalmazott mérőműszer: FLUOstar OPTIMA, BMG LABTECH, Németország Tesztorganizmus fenntartása Az Aliivibrio fischeri tesztorganizmust folyékony tápoldatban, folyamatos átoltással tartottuk fent a Környezeti Mikrobiológia és Biotechnológia Kutatócsoport laboratóriumában. A vizsgálathoz minden esetben frissen átoltott baktériumszuszpenziót használunk. Az átoltást a mérés előtt 16–18 órával végeztük, és a mérésig folyamatosan rázattuk a tenyészetet 160 rpm-mel. 16–18 órás, 24°C-on történő rázatás után használható a szuszpenzió a mérésre. Az Aliivibrio fischeri inokulum készítéséhez használ tápoldat 1000 cm3 desztillált vízre számolva (pH=7,2): M1.1 táblázat: Aliivibrio fischeri tápoldat Összetevők

Mennyiség

NaCl

30 g

NaH2PO4∙H2O

6,1 g

K2HPO4

2,75 g

MgSO4∙7 H2O

0,204 g

(NH4)2HPO4

0,5 g

pepton

5g

élesztő kivonat

0,5 g

glicerin

3 cm3

Az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt menete A vegyi anyagokból első lépésben hígítási sort készítettünk desztillált vízzel. A pozitív kontrollként alkalmazott réz-szulfát oldat hígítását 2%-os NaCl sóoldattal végeztük. Ezután minden hígítási tagból 50–50 µL-t három párhuzamosban a mikrotitrátor lemez küvettáiba pipettáztunk megfelelő elrendezésben. A lemezt a FLUOstar OPTIMA multifunkciós spektrofotométer lemezolvasóba helyezzük, majd a „LUMINESCENCE PLATE MODE” opciót kiválasztva a készülék programjában beállítottuk a megfelelő protokollt (térfogatok, befecskendezés időzítés, rázatás, mérési idők). A beállítás után a műszer injektáló berendezése automatikusan beadagol 200 µL baktérium szuszpenziót minden mintahelybe, és leméri a lumineszcenciát azonnal, valamint az előre beállított kontaktidő (30, 60 és 120 min) letelte után. 135

Az Aliivibrio fischeri biolumineszcencia gátlási teszt eredményeinek értékelése A leolvasott biolumineszcenciát jellemző három párhuzamos értéket első lépésben átlagoltuk a kontroll minták és a vizsgálandó szennyezőanyag hígítási tagjainak esetében. A réz-szulfát sor biolumineszcencia értékeit a negatív kontrollban (NaCl oldat) mért értékekhez, míg a vizsgált szennyezőanyag hígítási sorainak biolumineszcencia értékeit a desztillált vizes kontrollhoz hasonlítottuk.

M1.2 Tetrahymena pyriformis proliferáció és fagocitotikus aktivitás teszt Tesztorganizmus: Tetrahymena pyriformis A-759-b törzs Módszer alapja, szabvány a proliferáció mérési végpont esetében: A Gruiz és munkatársai (2001) által leírt nem-szabványosított tesztmódszer Módszer alapja, szabvány a fagocitózis mérési végpont esetében: a Kőhidai és munkatársai (1995) által leírt fagocitotikus aktivitás teszt módosításokkal Alkalmazott mérőműszer: CH20 fénymikroszkóp, Olympus Opto Systems India Ltd., India Tesztorganizmus fenntartása A Tetrahymena pyriformis állati egysejtű fenntartása PP tápoldatban (Leitgib és mtsai, 2007) történt steril körülmények között sötét termosztátban, 21±0,5°C állandó hőmérsékleten. A PP tápoldatot előzőleg 121 oC-on, 10 percig autoklávoztuk. Hetente 5 mL tápoldatba 150 µL sejtszuszpenziót oltottunk át fenntartás céljából az előző átoltásból, valamint 76 µL antibiotikum mix (AB mix: 0,2% penicillin, 2% sztreptomicin, 1% nisztatin) oldatot pipettáztunk a sejtszuszpenzióhoz a bakteriális befertőződés elkerülése végett. Az Tetrahymena pyriformis PP táp készítéséhez használt összetevők 1000 cm3 csapvízre számolva: M1.2. táblázat: Tetrahymena pyriformis tápoldat Összetevők Difco Bacto Difco Bacto

TM

TM

Mennyiség

pepton

10 g

élesztő kivonat

1g

A Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás vizsgálata A vizsgálathoz exponenciális növekedési fázisban lévő 24 órás T. pyriformis tenyészetet használtunk. A mérést megelőzően 20 mL PP tápoldatot, 600 µL AB mix oldatot és 5 mL 3–5 napos T. pyriformis sejtszuszpenziót mértünk össze, majd 24 órán keresztül sötétben síkrázó termosztátban 135 rpm-mel rázatva 21±0,5°C-on termosztáltuk. A 24 órás T. pyriformis tenyészetből 500 µl-t Eppendorf csőbe pipettáztunk, majd hozzámértünk 100 µL-t a vizsgálandó vegyianyag megfelelő koncentrációjú oldatából valamint 400 µL kínai tus oldatot. A kínai tus állati enyvből és koromból készült tinta, mely kb. 10−150 nm méretű korom részecskéi képesek stabil szuszpenziót alkotni vizes fázisban (Swider és mtsai, 2003). 30 perc kontaktidő leteltével 20 µL 1,5%-os formaldehid oldat hozzáadásával fixáltuk a sejteket, majd megszámoltuk 80 db véletlenszerűen kiválasztott sejtben a vakuólumok számát 136

fénymikroszkóp segítségével. A módszer kivitelezéséhez szükséges kínai tus oldatot Schiess és munkatársai (2001) által leírtak alapján készítettük el. A Tetrahymena pyriformis fagocitotikus aktivitás teszt eredményeinek értékelése A fagocitózis teszt eredményeit, azaz a 80 db sejtben található vakuólumok számát hígítási tagonként Microsoft Excel programban rögzítettük, majd meghatároztuk a vakuólumok számának eloszlását gyakoriságuk függvényében StatSoft® Statistica 12 program segítségével. A fagocitotikus aktivitásának változásához – ami akár stimuláció, akár gátlás is lehet – a kontroll mintához hasonlítva meghatároztuk a mintákban a vakuólumszámok számtani középértékét. A kontrollhoz viszonyított százalékos eltérést (gátlás vagy serkentés) a számtani középértékek alapján számítottuk. M1.3 Toxicitás vizsgálata Daphnia magna tesztorganizmussal M1.3.1 Daphnia magna letalitás és immobilitás teszt: Tesztorganizmus: Daphnia magna Módszer alapja, szabvány: OECD 202 protokoll Alkalmazott mérőműszer: vizuális értékelés Tesztorganizmus fenntartása A Daphnia magna tesztorganizmust a Környezeti Mikrobiológia és Biotechnológia Kutatócsoport laboratóriumában tartottuk fenn 5 L térfogatú főzőpoharakban 21,5±1ºC-os termosztátban. A termosztátban 16:8 órás ciklusokban változtattuk a megvilágított és a sötét időszakokat. A fenntartó közeg a Lovern és mtsai (2007) által alkalmazott mesterséges keményvíztől eltérően kiforralt és lehűtött csapvíz, ill. az OECD 202 protokoll által ajánlott M7 médium volt, melynek ajánlott elektromos vezetőképessége a szakirodalom szerint maximum 500 cm-1 µS (Hebert és mtsai, 2002). Az állatokat minden második nap Scenedesmus obtusiusculus alga szuszpenzióval etettük. A Daphnia tenyészetek érzékenységét kb. 6 hónaponta K2Cr2O7 referencia szennyezőanyaggal ellenőriztük, mely megfelelt az OECD 202 protokoll által előírt EC50, 24 h = 0,6–2,1 mg/L értéknek.A Daphnia magna letalitás és immobilitás teszt eredményeinek kiértékelése A szennyezőanyag által okozott hatásokat a kontroll csoporthoz viszonyított a gátlási % értékek megadásával jellemeztük az alábbi képlet segítségével:

𝐻 (%) = 100 × H – gátlási százalék (%) Nk – kontroll minta szívverés száma Nminta – tesztoldatban mért szívverés szám

M1.3.2 Daphnia magna szívritmus teszt: 137

𝑁𝑘 − 𝑁𝑚𝑖𝑛𝑡𝑎 𝑁𝑘

Tesztorganizmus: Daphnia magna Módszer alapja, szabvány: nincs szabványosított módszer Alkalmazott mérőműszer: SMZ800 sztereomikroszkóp, Nikon Istruments Europe B.V. Tesztorganizmus fenntartása: az M1.3.1 pontban leírtakkal megegyezően A Daphnia magna szívritmus teszt menete A teszt során a megfelelő korú Daphnia egyedeket speciális szövetkanál segítségével egy puffer tartályba helyeztük a fenntartásra alkalmazott tesztedényből, majd alga szuszpenziót cseppentettünk a fenntartó közegbe és hagytuk a Daphnia-kat egy órán keresztül táplálkozni, hogy a teszthez használt egyedek tápcsatornája megteljen algákkal. A vizsgálni kívánt szennyezőanyag oldatok 50 cm3-ét 150 cm3 térfogatú főzőpoharakba pipettáztuk, majd 10–10 db megfelelő korú állatot az edényekbe helyeztünk. A felhasznált egyedek egyike sem tartalmazhatott petéket és nem származhatott az első születésből származó generációból. 24 és 48 óra kontaktidő letelte után a tesztállatkákat egyenként vájt tárgylemezre helyeztük ~40 µL tesztoldatba, majd ebben a cseppben háromszor 10 másodpercig számoltuk az állatkák szívverését. A mérést sztereomikroszkóp segítségével végeztük 63-szoros nagyítás alatt. A szívverésszám vizsgálata mellett az esetleges letális és immobilitást okozó hatást is regisztráltuk. Az állatkákat tartalmazó tesztedényeket azonos körülmények között tároltuk, mint azt a tesztorganizmus fenntartásánál ismertettük. A Daphnia magna szívritmus teszt eredményeinek értékelése A három mért 10 másodperces szívverés értéket átlagoltuk, majd megszoroztuk 6-al, így az 1 perc alatti szívverésszámot (bpm = beat per minute) kaptuk meg. Ezt követően a tíz tesztállat esetén számolt 1 perces értékeket átlagoltuk Microsoft Office Excel program segítségével. A minták átlagos szívritmus számát és szórását BoxPlot diagramokon ábrázoltuk a vizsgált vegyi anyag koncentrációja szerint növekvő sorrendben. A szennyezőanyag által okozott szívverés szám csökkenést/változást a kontroll csoport szívverés számához viszonyítva a gátlási % értékeket is kiszámítottuk az alábbi képlet segítségével: 𝐻 (%) = 100 ×

𝑁𝑘 − 𝑁𝑚𝑖𝑛𝑡𝑎 𝑁𝑘

H – gátlási százalék (%) Nk – kontroll minta szívverés száma Nminta – tesztoldatban mért szívverés szám M1.4 Toxicitás vizsgálata alga szaporodás gátlási teszttel Tesztorganizmus: Chlorella vulgaris (ATCC® 30821™), Pseudokirchneriella subcapitata (ATCC® 22662™), Scenedesmus subspicatus (86.81 SAG) Módszer alapja, szabvány: OECD 201 protokoll Alkalmazott mérőműszer: Dialab EL800 spektrofotométer, Dialab GmbH., Ausztria

Tesztorganizmus fenntartása 138

Az algateszthez használt tesztorganizmusok fenntartására a kutatócsoport laboratóriumában egy külön erre a célra összeállított 2% agar-agarral szilárdított tápsóoldaton (ferdeagaron) történt rendszeres átoltással. Az alga tápsó oldat összetétele: M1.4 táblázat: Alga tápsó oldat Makroelem oldat (100x) 1 liter desztillált vízhez: NH4Cl

1500 mg/L

MgCl2∙6 H2O

1 200 mg/L

CaCl2∙2 H2O

1 800 mg/L

MgSO4∙7 H2O

1 500 mg/L

KH2PO4

160 mg/L

Fe-oldat (1 000x) 1 liter desztillált vízhez: FeCl3∙6 H2O

80 mg/L

Na2EDTA∙2 H2O

100 mg/L

Karbonát-oldat (100x) 1 liter desztillált vízhez: NaHCO3 (nem autoklávozható)

50 mg/L

Mikroelem oldat (1000x) 1 liter desztillált vízhez: H3BO3

185 mg/L

MnCl2∙4 H2O

415 mg/L

ZnCl2

3 mg/L

CoCl2∙6 H2O

15 mg/L

CuCl2∙2 H2O

0,05 mg/L

Na2MnO4∙2 H2O

7 mg/L

Az alga szaporodásgátlási teszt menete A teszt indításához 2–6·105 db sejt/mL sejtkoncentrációjú algaszuszpenziót állítottunk elő . Ezt az értéket Bürker-kamra segítségével mikroszkóp alatt ellenőriztük. A teszt során logaritmikus fázisában lévő tenyészetet használtunk. A mikrotitrátor lemez celláiba 100– 100 µL-t pipettáztunk a vizsgálandó vegyi anyagok hígítási sorának tagjaiból, majd 100– 100 µL algaszuszpenziót pipettáztunk hozzá. Kontrollként algatápsót alkalmaztunk. Öt napon keresztül, 24 óránként lemértük a mikrotitrátor lemezek celláiban található algaszuszpenzió optikai denzitását 450 nm-en Dialab EL800 spektrofotométerrel. A méréseket KC Junior® nevű szoftver alkalmazásával végeztük. A programmal a mért értékeket Excel fájlba exportáltuk. Az alga szaporodásgátlási teszt eredményeinek kiértékelése Az excel fájlba exportált eredmények kiértékeléskor elsőként a párhuzamos adatokból egy átlagértéket számoltunk, ezt követően minden minta átlagértékét korrigáltuk a megfelelő, induláskor mért átlagértékekkel. Ezek után 5 napra vonatkoztatva meghatároztuk a szaporodási görbe alatti területet (T) minden minta esetében. Ez a területből adódó érték jól mutatta az algák szaporodásának mértékét. A szaporodási görbe alatti terület (T) számolására szolgáló képlet: A A T  i  Ai 1  Ai  2  Ai 3  i  4 ,ahol: 2 2

139

T: szaporodási görbe alatti terület, Ai: i-dik (első) napon mért 450 nm hullámhosszhoz tartozó OD érték korrigált átlaga. M1.5 Lemna minor szaporodásgátlási teszt Tesztorganizmus: Lemna minor Módszer alapja, szabvány: OECD 221 protokoll Alkalmazott mérőműszer: Sanyo SP55 UV/VIS spektrofotométer Tesztorganizmus fenntartása A L. minor tesztorganizmus fenntartása 21±0,5°C-on, időszakos megvilágítás (8:16 órás sötét:világos ciklus) mellett Hoagland-féle tápoldatban (Missouri Botanical Garden) 20×30×7 cm-es üvegkádakban. Az időszakos megvilágítást Juwel Aquarium Day-Lite (15 W, 438 mm lamp, 560 Lumen, 6500 K) fénycsővel végeztük. A fenntartás során az egészséges kétlevelű békalencse egyedeket hetente kétszer friss Hoagland-féle tápsó oldatba helyeztük át. Az üvegkádakban a tápsó oldat mélysége legalább 3 cm volt minden esetben. M1.5 táblázat: Hoagland-féle Lemna minor tápsó oldat (Missouri Botanical Garden): Hoagland-féle Lemna minor tápsó oldat: MgSO4·7H2O (24,6 g/100 mL):

1,0 mL/L

Ca(NO3)2·4H2O (23,6 g/100 mL):

2,3 mL/L

KH2PO4 (13,6 g/100 mL):

0,5 mL/L

KNO3 (10,1 g/100 mL):

2,5 mL/L

Mikroelem oldat:

0,5 mL/L

Fe-EDTA oldat:

20,0 mL/L

Mikroelem oldat: H3BO3

2,86 g/L

MnCl2·4H2O

1,82 g/L

Na2MoO4·2H2O

0,09 g/L

CuSO4·5H2O

0,09 g/L

ZnSO4·7H2O

0,22 g/L

Fe-EDTA oldat: FeCl3·6H2O

0,121g/ 250mL

EDTA

0,375g/ 250 mL

A Lemna minor szaporodásgátlási teszt menete Az első napon a vizsgálandó szennyezőanyag oldatok hígítási sorának tagjaiból 50–50 cm -t 150 cm3-es főzőpoharakba pipettáztunk és 10–10 db kétlevelű, sérülésmentes békalencsét helyeztünk a tesztelendő oldatokba. Minden mintából három párhuzamost készítettünk. Kontrollként Hoagland-féle tápoldatot használtunk. A főzőpoharakra fóliát helyeztünk, hogy a minták bepárlódását megelőzzük. Az összeállított kísérleti rendszereket 21±0,5○C-os termosztátban inkubáltuk 7 napig ciklikus világítás mellett (8:16 órás sötét:világos ciklus, Juwel Aquarium Day-Lite, 15 W, 438 mm lamp, 560 Lumen, 6500 K fénycső). 3

140

A hetedik napon a békalencséket kiemeltük az oldatokból, szűrőpapíron kiszárítottuk, majd csiszolatos jól záródó kémcsövekbe mért 5 mL 96%-os etanolba helyeztük őket. A Lemna minor szaporodásgátlási teszt eredményeinek értékelése: 4 óra elteltével meghatároztuk a békalencsékből extrahált klorofill mennyiségét (az oldatok abszorbanciáját) spektrofotométer segítségével. A klorofill-oldatok abszorbanciáját Sanyo SP55 UV/VIS spektrofotométerrel 3 különböző hullámhosszon (470, 649, 664 nm) mértük le. A vizsgált minták össz-klorofiltartalmának meghatározását a következő képlet alapján végeztük (Lichtenthaler, 1987):

Ca b  (5,24  A664  22,24  A649 )  E Ca+b: mérendő minta össz-klorofiltartalma (µg) A664: 664 nm hullámhosszhoz tartozó abszorbancia értéke A649: 649 nm hullámhosszhoz tartozó abszorbancia érték E: az extrahálószer (96% EtOH mennyisége (mL)

M1.6 Az alkalmazott nTiO2 szuszpenziók jellemzésével kapcsolatos módszerek pH és vezetőképesség mérése Az alkalmazott nTiO2 szuszpenziók és tesztközegek kémhatását WTW (Wissenschaftlich Technische Werkstätten GmbH) típusú készülékkel végeztük, amely egy pH 330 mérőműszerből és egy pH Electrode Sentix 81 elektródból áll. A pH méréssel egyidejűleg Consort C535 műszerrel a kémhatás meghatározásához hasonló módon a minták vezetőképességét is meghatároztuk. Zéta-potenciál és hidrodinamikai átmérő meghatározása DLS módszerrel A Milli-Q® nagytisztaságú vízzel és az alkalmazott környezettoxikológiai módszerekhez szükség tesztközegekkel hígított nTiO2 szuszpenziókból automata pipetta segítségével a felülúszó felső 1 cm-ből 1 mL mintát vettünk. A vizsgált nano titán-dioxid szuszpenziók tömeg és szám szerinti hidrodinamikai átmérőjét (részecskeméret eloszlását) 25°C-on dinamikus fényszórás elvén működő készülékkel (Malvern Zetasizer ZS, Malvern Instruments, UK) meghatároztuk. A készüléket He-Ne lézer fénnyel 633 nm hullámhosszon működtettük. A fény szóródását 173°-os szög alatt detektáltuk. Három párhuzamos mérést végeztünk minden esetben. A Zéta-potenciál meghatározása szintén a Malvern Zetasizer ZS készülékkel történt egy elektródákkal felszerelt kapilláris küvettában. Ebben az esetben a nTiO2 részecskék elektroforetikus mobilitását határoztuk meg, majd ezeket az értékeket a Henri-egyenlet és a Smoluchowski közelítés segítségével Zéta-potenciál értékekké számítottuk át.

141

M2. CDFILTER mikro-szennyezőanyag Prioritási Lista. M2 táblázat: Vízszennyező xenobiotikumok listája a kockázatfelmérés első fázisában kapott környezeti kockázati és összesített pontszámokkal (Molnár és mtsai, 2013).

No.1.

Vegyület

CAS szám

Kockázati pontszám

Összesített pontszám

No.2.

1

nikotin

54-11-5

57

87

1

2

biszfenol A

80-05-7

57

86

2

25

ösztradiol/esztradiol

50-28-2

44

75

3

8

karbamazepin

298-46-4

51

73,5

4

30

di-(2-etilhexil)-ftalát (DEHP)

117-81-7

42

73

5

31

dibutil-ftalát (DBP)

84-74-2

42

73

6

18

gemfibrozil

25812-30-0

46

71

7

21

kotinine

486-56-6

45

70

8

33

di-terc-butilfenol

128-39-2

41

70

9

28

diklofenák

15307-86-5

43

69

10

38

progeszteron

57-83-0

40

68

11

43

naproxén

22204-53-1

38

68

12

40

ketoprofén

22071-15-4

39

67

13

53

ibuprofén

15687-27-1

35

67

14

9

doxorubicin

23214-92-8

50

66,5

15

3

szulfametoxazol

723-46-6

55

66

16

20

simazin

122-34-9

45

65,5

17

5

diuron

330-54-1

52

65

18

11

paracetamol

103-90-2

50

65

19

26

atrazin

1912-24-9

43

65

20

39

fenofibrát

49562-28-9

40

65

21

37

noretiszteron/ noretindron

68-22-4

40

64

22

44

metoprolol

37350-58-6

38

64

23

14

karboplatin

41575-94-4

46

62,5

24

16

pentaklórfenol (PCP)

87-86-5

46

62

25

46

triklozán

3380-34-5

37

62

26

47

2,4-dikórbenzoesav

50-84-0

37

62

27

24

etinilösztradiol

57-63-6

44

61

28

34

trifluralin

1582-09-8

41

61

29

45

koffein

58-08-2

38

60

30

13

verapamil

52-53-9, hidrokloridja: 152-11-4

46

59

31

142

No. 1.

Vegyület

CAS szám

Kockázati pontszám

Összesített pontszám

No.2.

6

nonilfenol

25154-52-3

51

58

32

17

benztiazol

95-16-9

46

58

33

19

epoxikonazol

135319-73-2

45

58

34

23

bezafibrát

41859-67-0

44

58

35

4

metamizol-Na

68-89-3

52,5

57,5

36

10

bisz(tributil-ón)-oxid

56-35-9

50

57

37

46

57

38

40

56,5

39

2098-66-0, acetátja: 42751-0 20830-81-3, hidrokloridja:023541-50-6

15

ciproteron

36

daunorubicin

7

uretán/etilkarbamát

51-79-6

51

56

40

27

izoproturon

34123-59-6

43

56

41

29

szimvasztatin

79902-63-9

43

56

42

32

klórpirifosz

2921-88-2

41

56

43

48

medroxi-progeszteron

520-85-4, acetátja: 71-58-9

37

55

44

12

aminofenazon

58-15-1

48,5

53,5

45

22

2,4-D (diklórfenoxiecetsav)

94-75-7

44

53

46

42

benzotriazol

95-14-7

38

49

47

49

metolaklór

51218-45-2

36

49

48

50

S-metolaklór

87392-12-9

36

49

49

35

fenilbutazon

50-33-9

41

47

50

34

47

51

39

46

52

55

penicillinek

41

nátrium-glutamát, glutaminsav

penicillin G: 61-33-6, penicillin: 1406-05-9 Na-glutamát: 142-47-2, glutaminsav: 65-86-0

54

benfluralin

1861-40-1

34

46

53

56

diflubenzuron

35367-38-5

33

45

54

51

nano titán-dioxid

13463-67-7

36

44

55

57

trisz(nonilfenil)-foszfit

26523-78-4

31

43

56

52

taurin

107-35-7

35

40

57

58

propofol

2078-54-8

27,5

32,5

58

A többlépéses kockázatfelmérés első fázisaként előzetes kockázatfelmérést végeztünk a vegyi anyag listán szereplő összes vegyületre. Ennek eredményeként összeállt a CDFILTER prioritási lista első rangsora (No.1) kockázati pontszámmal. A második lépcsőben egyéb fontos szempontokat is figyelembe vettünk pontszámok formájában, mint például ciklodextrinnel való komplexálódás, kémiai analitikai módszer hozzáférhetősége, a hatás mérésének lehetősége, saját tapasztalat megléte, saját mérési eredmények megléte, valamint például Dunaspecifikus kockázatának nagysága (No.2. rangsor).

143

M3. A nTiO2 ökotoxicitása irodalmi adatok alapján M3 táblázat: Az alkalmazott tesztorganizmusok jelenlegi szakirodalomban közölt eredményei a nTiO 2 vizsgálata esetén A vizsgált nTiO2 jellemzői

Tesztorganizmus

Mérési végpont

NOEC

LOEC

EC10

EC50

Elsődleges részecskeméret: 25─70 nm

Aliivibrio fischeri

Biolumineszcencia (30 min)

>20000 mg L─1

─

─

>20000 mg L─1

Elsődleges részecskeméret: ~6 nm

Aliivibrio fischeri

Biolumineszcencia (10 min)

Chlorella vulgaris

Szaporodásgátlás (6 days)

─

─

*EC30: 30 mg L─1

─

Ji és mtsai, 2011

Chlorella sp.

Szaporodásgátlás (72 h)

0,89 mg L─1

─

─

16,12 mg L─1

Sadiq és mtsai, 2011

─

─

─

61 mg L─1

Elsődleges részecskeméret: 5─10 nm Fajlagos felület: 324 m2/g Kristályforma: >99,0% anatáz Zéta-potenciál: -21,6 mV TiO2-tartalom: 99,7% Elsődleges részecskeméret: <25 nm Fajlagos felület: 200-220 m2/g Felület-kezelt DLS: ~380 nm Fajlagos felület: 5,8 m2/g DLS: 140 nm Fajlagos felület: 38,5 m2/g Kristályformas: 21% anatáz, 79% rutil TiO2-tartalom: 90% Elsődleges részecskeméret: <100 nm TiO2-tartalom: 99,9% Elsődleges részecskeméret: 25─70 nm Elsődleges részecskeméret: <10 nm Fajlagos felület: 288 m2/g Kristályforma: 67,2% anatáz, 32,8% amorf Anatáz. Amorf TiO2 tartalom nem meghatározott. Elsődleges részecskeméret: ~30 nm Fajlagos felület: 47 m2/g Kristályforma: 72,6% anatáz, 18,4 rutil, 9% amorf Elsődleges részecskeméret: 21 nm Fajlagos felület: 55,13 m2/g Kristályforma: 72,6% anatáz, 18,4% rutil, amorf: 9% TiO2-tartalom: 99,7% Elsődleges részecskeméret: <25 nm Fajlagos felület: 200-220 m2/g

Pseudokirchneriella subcapitata

Pseudokirchneriella subcapitata Pseudokirchneriella subcapitata

Pseudokirchneriella subcapitata

nincs hatás: 0,4395─112,5 mg/L

Ref. Heinlaan és mtsai, 2008 Strigul és mtsai, 2009

Warheit és mtsai, 2007

Szaporodásgátlás (72 h) ─

─

─

87 mg L─1

Szaporodásgátlás (72 h)

─

─

*EC25>100 mg L─1

─

Szaporodásgátlás (72 h)

─

─

─

5,38 mg L─1

─

─

3,3 mg L─1

241 mg L─1

─

─

18,0 mg L─1

145 mg L─1

─

─

15,5 mg L─1

71,1 mg L─1

─

Szaporodás (72 h)

Pseudokirchneriella subcapitata

Szaporodásgátlás (72 h; the tesztelés előtt sugárzással kezelt minta)

<0,5 mg L─1

─

Scenedesmus sp.

Szaporodásgátlás (72 h)

1,2 mg L─1

─

144

Blaise és mtsai, 2008 Aruoja és mtsai, 2009

Hartmann és mtsai, 2010

Látható fény: 2,53 mg L─1 UVA: 3,00 mg L─1 Lee és An, 2013 UVB: 2,49 mg L─1 ─

21,2 mg L─1

Sadiq és mtsai, 2011

A vizsgált nTiO2 jellemzői Elsődleges részecskeméret: ≤10 nm Elsődleges részecskeméret: 25─70 nm

Tesztorganizmus Tetrahymena thermophila Daphnia magna

Mérési végpont Szaporodásgátlás (28 h)

nincs megfigyelhető hatás 400 mg ─

Átlagos kummulatív utódszám (21 nap)

3,0 mg L─1

10 mg L─1

Elsődleges részecskeméret: ~6 nm

Daphnia magna

Immobilizáció (48 h)

Daphnia magna

Félstatikus szaporodásgátlás teszt - kummulatív utódszám (21 nap) Félstatikus szaporodásgátlás teszt - testhossz (21 nap) Átfolyásos szaporodásgátlás teszt - kummulatív utódszám (21 nap) Átfolyásos szaporodásgátlás teszt - testhossz (21 nap)

─1

Mortalitás (21 nap)

Elsődleges részecskeméret: 21 nm Fajlagos felület: 50 m2/g Zéta-potenciál: 32,1 mV

Daphnia magna

Lemna minor

EC10

Mortalitás (48 h)

Daphnia magna

Elsődleges részecskeméret: 6 nm Fajlagos felület: 230 m2/g Zéta-potenciál: 53,5 mV

LOEC

EC20: nincs megfigyelhető hatás 20000 mg L─1 koncentrációban

TiO2-tartalom: 73–83% Kristályforma: rutil Részecskeméret: hosszúság: 50 nm; szélesség: 10 nm Fajlagos felület: 100 m2/g

Elsődleges részecskeméret: 15 nm Fajlagos felület: 240 m2/g Kristályforma: 100% anatáz Elsődleges részecskeméret: 25 nm Fajlagos felület: n.a. m2/g Kristályforma: 100% anatáz Elsődleges részecskeméret: 32 nm Fajlagos felület: 45 m2/g Kristályforma: 100% anatáz Elsődleges részecskeméret: 21 nm Fajlagos felület: 50±15 m2/g Kristályforma: 81% anatáz, 19% rutil

NOEC

30 mg L

EC50

Ref.

L─1-ig

Ud-Daula, 2009

*EC20: no observed effect in ~20000 mg L─1

─1

100 mg L

5,02 mg L─1

26,6 mg L─1

─1

─1

31,5 mg L

66,1 mg L

Heinlaan és mtsai, 2008

Wiench és mtsai, 2009 Strigul és mtsai, 2009

nincs megfigyelhető hatás: 2,5─250 mg L─1 koncentrációban ─

0,06 mg L─1

─

─

─

0,2 mg L─1

─

─

Seitz és mtsai, 2013

nincs megfigyelhető hatás: 0,02─2 mg L─1 koncentrációban

Immobilizáció (72 h)

Szaporodásgátlás levélkeszám(14 nap, médium megújítás)

─

─

─

1,3 mg L─1

─

─

─

3,15 mg L─1

─

─

─

3,44 mg L─1

nincs megfigyelhető hatás: 0,01─5 mg L─1 koncentrációban

–: nincs adat DLS: átlagos részecskeméret dinamikus fényszóródás módszerrel meghatározva az alkalmazott tesztközegben *: Amennyiben EC10 nem elérhető, más ECx érték van megadva.

145

Clément és mtsai, 2013

Li és mtsai, 2013

M4. A Daphnia magna szívritmus teszt eredményeit befolyásoló paraméterek vizsgálata

M4/a ábra: A vizsgált teszt paraméterek hatása a D. magna szívritmus teszt eredményére. A diagramokon az egyes kísérleti beállítások két párhuzamosa látható egymás mellett, a vastag vízszintes vonal a mediánt, a „doboz” a 25 és 75% percentilis értékeket, a „talpak” az adatsor maximum és minimum értékeit jelölik.

146

M4/b ábra: A vizsgált teszt paraméterek hatása a D. magna szívritmus teszt eredményére. A diagramokon az egyes kísérleti beállítások két párhuzamosa látható egymás mellett, a vastag vízszintes vonal a mediánt, a „doboz” a 25 és 75% percentilis értékeket, a „talpak” az adatsor maximum és minimum értékeit jelölik.

147

M4 táblázat: A mérést végző személy hatása a Daphnia magna szívritmus teszt eredményére [bpm] Vizsgált egyed sorszáma 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. Átlag: Szórás:

1. 344 360 358 358 364 354 364 360 352 356 357 6

Mérést végző személy 2. 3. 4. 348 354 354 360 366 362 358 356 358 352 358 362 366 360 358 354 358 360 358 362 364 356 354 352 360 364 366 358 352 354 357 358 359 5 5 5

148

5. 346 362 358 360 362 356 366 356 354 362 358 6

M5. A Lemna minor szaporodásgátlási teszt ─ kiegészítő eredmények M5.1 Az alkalmazott mérési végpontok érzékenységének összehasonlítása Lemna minor tesztorganizmus esetén Kísérleteink első fázisában a levélkeszám és az össz-klorofilltartalom közötti összefüggést határoztuk meg. Az eredmények alapján a levélkeszám és az összklorofilltartalom között lineáris összefüggés (y = 0,648 x – 0,0572; R2 = 0,9774) adódik a kontroll (szennyezetlen) mintában. Előkísérleteink során három kiemelt, valószínűsíthetően eltérő hatásmechanizmussal rendelkező vegyület (Na-diklofenák, nikotin és 3,4-diklór-fenol) esetén az összklorofilltartalom érzékenyebb mérési végpontnak bizonyult a levélkeszám meghatározásánál. A fent felsorolt vegyületek valószínűsíthetően klorózist okozhattak, amely a klorofillmennyiség csökkenésében mutatkozik meg. Nekrózis vagy a levélkék szétesése nem jelentkezett a vizsgált vegyületeknél az alkalmazott koncentrációkban. A Na-diklofenák esetében a gátló hatás a levélkeszám tekintetében 1–68% volt, míg az össz-klorofilltartalom esetében 8–88% 6,25–100 mg/L koncentráció tartományban (M5.1. ábra). A nikotin esetében a levélkeszám gátlás 4–74% volt, míg az össz-klorofilltartalom tekintetében 7–99% 0,1– 1000 mg/L koncentráció tartományban (M5.1 ábra). A 3,4-diklór-fenol esetében a levélkeszám gátlás 5–71%-nak adódott, míg az össz-klorofilltartalom tekintetében 5–92% 0,025–25 µg/L koncentráció tartományban (M5.1 ábra).

M5.1 ábra: A Na-diklofenák, nikotin és 3,4-diklór-fenol levélkeszámra és össz-klorofilltartalomra gyakorolt gátló hatása gátlási százalékban kifejezve (H%)

149

M5.2 Egyedi mikro-szennyezőanyagok vizsgálata L. minor tesztorganizmussal

M5.2/a ábra: Növényvédőszerek hatása a Lemna minor össz-klorofilltartalmára. A szignifikáns hatásokat csillag (*) jelöli.

150

M5.2/b ábra: Ipari segédanyagok és gyógyszerhatóanyagok hatása a Lemna minor össz-klorofilltartalmára. A szignifikáns hatásokat csillag (*) jelöli.

151

M6. Technológia nyomon követés Lemna minor tesztorganizmussal 100

Össz-klorofilltartalom - Lemna minor Szívritmus - Daphnia magna

90 80

68

Gátlás [%]

70 60 50 37

40 30

20 10

28

33

32

26

24 16

14 8

7

0

0

0

0

Befolyó GYT GYT+CD GYT+AC KH+CD KH+AC AC+CD M6 ábra: Az ivóvíz szűrést modellező kísérlet környezettoxikológiai eredményei Lemna minor szaporodásgátlási és Daphnia magna szívritmus teszttel. A gátlási százalék értékek a kontroll mintákhoz viszonyított százalékos gátlást mutatják.

152

M7. Direkt toxicitás vizsgálat ─ analitikai eredmények M7 táblázat: Két időben eltérő mintavételből származó szennyvízminta analitikai-kémiai eredményei (Perlné és mtsai, 2010). JÚLIUS BEFOLYÓ 132 258 3,28 31,3 3,77 20,9 8,36 23,5 31,2 69,5 2,07 18,3 5,14 17,4 0,47 0,91 0,82 1,25 2,46 3,2 1,79 46,7 47,3

SZEPTEMBER KÖZTES 2,26 1,12 0,35 0,23 282 0,12 0,91 0,31 0,22 2,06 1,6 5,95 0,4 2,92 0,23 0,66 0,54 0,34 2,75 1,89 < 0,008 1 0,79

µg/L KIFOLYÓ 0,72 0,19 0,12 0,11 1,67 0,04 0,31 0,15 0,17 0,74 1,18 1,66 0,46 3,11 0,28 0,48 0,41 0,18 2,25 1,41

ELTÁV % 99,5 100 95 100 56 100 96 99 99 99 43 91 91 82 40 47 50 86 9 56 100 100 100

Benzoesav: 5,06 Benzoesav: 5,06 Fenilecetsav: 5,61 Fenilecetsav: 5,61 4-OH-metilbenzoát: 8,04 4-OH-metilbenzoát: 8,04 Szalicilsav: 8,18 Szalicilsav: 8,18 2,4 diklór-benzoesv: 8.81 2,4 diklór-benzoesv: 8.81 3-OH-benzoesav: 8.82 3-OH-benzoesav: 8.82 Ibuprofen: 9,56 Ibuprofen: 9,56 4-OH-benzoesav: 9,60 4-OH-benzoesav: 9,60 4-OH-fenilecetsav: 9,67 4-OH-fenilecetsav: 9,67 Laurinsav: 9,81 Laurinsav: 9,81 Benzofenon (BP): 10,84 Benzofenon (BP): 10,84 Koffein: 12,26 Koffein: 12,26 Dibutil-ftalát: 13,18 Dibutil-ftalát: 13,18 Palmitinsav: 13,91 Palmitinsav: 13,91 4-Hidroxibenzofenon (4-HBP) 4-Hidroxibenzofenon (4-HBP) Naproxen: 14,39 Naproxen: 14,39 Ketoprofen: 15,48 Ketoprofen: 15,48 Biszfenol-A: 15,50 Biszfenol-A: 15,50 Diklofenac: 16,28 Diklofenac: 16,28 Dioktil-ftalát: 18,14 Dioktil-ftalát: 18,14 Androszteron: 19,00 Androszteron: 19,00 Koprosztanol Koprosztanol < 0,011 Koleszterin: 24,12 Koleszterin: 24,12 < 0,010 Litokólsav: 23,93 Litokólsav: 23,93 Kólsav: 24,12 Kólsav: 24,12 17,4 < 0,003 2,3 87 < 0,22 -Szitoszterol -Szitoszterol < = az LOQ mennyiségnél, azaz, a mérhető mennyiségnél kevesebb; eltávolítva %* = a befolyó és kifolyó vízmintákban mért különbség, a befolyóban meghatározott %-ában kifejezve; **=a kifolyóban, vagy köztesreaktorból kifolyóban mért többlet, a befolyóban, vagy a köztes kifolyóban meghatározott mennyiséghez viszonyítva; A vegyületek neve mellett a retenciós idő szerepel: tR (perc)

153

BEFOLYÓ 29,7 106,6 5,5 25,1 <0,006 48,4 6,76 57,2 104 67,9 0,29 72 <0,007 17,3 0,73 0,86 <0,003 0,83 3,75 0,72 4,28 20 15,2 9,38 97,6 11,5

KÖZTES 8 0,36 0,002 1,48 199,8 <0,001 4,72 0,56 <0,001 4,95 0,34 24,3 <0,007 28,4 <0,002 0,59 1,32 1,97 2,75 1,32 < 0,008 8,38 10 < 0,003 < 0,003 5,63

µg/L KIFOLYÓ 2,94 0,79 0,22 0,85 0,2 <0,001 1,34 <0.001 <0,001 2,76 0,27 8,35 0,39 <0,021 <0,002 0,46 0,45 0,8 1,9 2,58 4,16 2,88 < 0,003 < 0,003 

ELTÁV % 99 100 96 97 ** 100 80 100 100 96 7 88 ** 100 100 47 66 4 49 ** 100 79 81 100 100 62

Gátlás [%]

100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

Befolyó

Befolyó 10x

Belső reaktorkaszkád

Elfolyó

3

7

10

13

10

10

17

13

24 h

100

48 h

100

72 h

100

17

M7 ábra: A szeptemberi (2. mintavételi időpont) mintavételből származó szennyvízminta toxicitása Daphnia magna tesztorganizmusra gátlási százalék (H%) egységekben kifejezve.

154

NYILATKOZAT Alulírott Fekete-Kertész Ildikó kijelentem, hogy ezt a Doktori értekezést magam készítettem és abban csak a megadott forrásokat használtam fel. Minden olyan részt, amelyet szó szerint, vagy azonos tartalomban, de átfogalmazva más forrásból átvettem, egyértelműen, a forrás megadásával megjelöltem. Budapest, 2017. március 6.

................................................. Fekete-Kertész Ildikó

155