Mendelova univerzita v Brně Lesnická a dřevařská fakulta Ústav zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství
Možnosti zhodnocení zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře DIPLOMOVÁ PRÁCE
2010/2011
Václav Konvička
Mendelova univerzita v Brně Ústav zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství
Lesnická 2010/2011
a dřevařská
fakulta
ZADÁNÍ DIPLOMOVÉ PRÁCE Autor práce: Studijní program: Obor:
Název tématu:
Bc. Václav Konvička Lesní inženýrství Lesní inženýrství
Možnosti zhodnocení zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře.
Rozsah práce:
50-60 stran
Zásady pro vypracování: 1. 2. 3. 4. 5.
Samostatné zpracování problematiky zatížení biotopů těžkými kovy podle naší i zahraniční literatury Provádění pitev šelem a konzervace nalezených parazitů Determinace nalezených druhů podle doporučené literatury Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů Zhodnocení možností vypovídacích schopností obsahu těžkých kovů v tělech parazitů k zhodnocení zdraví ekosystémů
Seznam odborné literatury:
1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.
CHROUST, K. -- LUKEŠOVÁ, D. Veterinární protozoologie. 1. vyd. Brno: VFU Brno, 1998. 113 s. ISBN 80-85114-27-5. DOGEL, V. Zoologie bezobratlých. SPN, 1961. 138 s. JURÁŠEK, V. -- DUBINSKÝ, P. Veterinárna parazitológia. 1. vyd. Bratislava: Príroda, 1993. 382 s. Veterinárstvo. ISBN 80-07-00603-6. KASSAI, T. Veterinary Helminthology. 1. vyd. Oxford: Butterworth-Heinemann, 1999. 28 s. ISBN 07506-3563-0. KRATOCHVÍL, J. Použitá zoologie I.. KRATOCHVÍL, J. Použitá zoologie II.. LAŠTŮVKA, Z. -- KREJČOVÁ, P. -- KREJČOVÁ, P. Ekologie. 1. vyd. Brno: Konvoj, 2000. 185 s. ISBN 80-85615-93-2.
Datum zadání diplomové práce:
listopad 2009
Termín odevzdání diplomové práce: duben 2011
Bc. Václav Autor práce
Konvička
prof. RNDr. Zdeněk Laštůvka, CSc. Vedoucí ústavu
doc. Ing. Marie Borkovcová, Ph.D. Vedoucí práce
doc. Dr. Ing. Petr Děkan LDF MENDELU
Horáček
Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma Možnosti zhodnocení zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře zpracoval sám a uvedl jsem všechny použité prameny. Souhlasím aby moje diplomová práce byla zveřejněna v souladu s § 47b Zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách a uložena v knihovně Mendlovy univerzity v Brně, zpřístupněna ke studijním účelům ve shodě s Vyhláškou rektora MENDELU o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autor kvalifikační práce se dále zavazuje, že před sepsáním licenční smlouvy o využití autorských práv díla s jinou osobou (subjektem) si vyžádá písemné stanovisko univerzity o tom, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými zájmy univerzity a zavazuje se uhradit případný příspěvek na úhradu nákladů spojených se vznikem díla dle řádné kalkulace. V Brně, dne 20.4. 2011 …………………………………………….. podpis studenta
Poděkování: Poděkovat bych chtěl vedoucí své diplomové práce Ing. Marie Borkovcové Phd. Za odborné rady, velkou trpělivost a ochotu pomoci při zpracování této práce.
VÁCLAV KONVIČKA
Možnosti zhodnocení zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře
Possibilities of the evaluation of forest ecosystem health with using content of heavy metals in game parazith bodies
ABSTRAKT
V letech 2009 a 2010 byly zkoumány vývrhy lišek obecných (Vulpes vulpes) z Moravskoslezského kraje, okresu Nový Jičín za účelem stanovení obsahu těžkých kovů v tenkém střevě lišek a v tělech jejich parazitů. Tato práce se zabývá možností, kterou mají určité druhy endoparazitů akumulovat dané množství těžkých kovů ve svém těle. Takováto akumulace prvků (Cu, Ni, Cd, Cr, Mn, Zn, Pb) je v tělech těchto parazitů vždy několika násobně vyšší oproti obsahu těchto prvků v tkáni svého hostitele. Ze všech prvků těžkých kovů (Pb, Cd, Cr, Cu a Ni) bylo ve střevě lišky a v tělech parazitů (tasemnicích) nejvíce zastoupeno olovo (Pb), a to v množství – 1. vzorek: střevo 11 µg, tasemnice 559 µg; 2. vzorek: střevo 11 µg, tasemnice 459 µg, což je přibližně 100 – 500x vyšší obsah tohoto těžkého kovu oproti jiným prvkům. Nejmenším obsahem se prokázaly prvky nikl (Ni), a chrom (Cr), a to v množství – Ni 1. vzorek: střevo 0,322 µg, tasemnice 9,318 µg; 2. vzorek: střevo 0,29 µg, tasemnice 1,998 µg; Cr 1. vzorek: střevo 0,157 µg, tasemnice 1,136 µg; 2. vzorek: střevo 0,113 µg, tasemnice 0,487 µg. Tento fakt svědčí o zvláštnostech a možnostech endoparazitů, kteří mají schopnost odvádět na sebe určité množství těžkých kovů z obsahu střevní tekutiny svého hostitele (liška obecná). Dle akumulace těžkých kovů v parazitech nebo v tělech lišek v Moravskoslezském kraji je znečištění lesního ekosystému v porovnání s jinými kraji (Pardubický, Olomoucký, Liberecký) nízké. K přesnějšímu stanovení vazeb mezi množstvím těžkých kovů v tělech parazitů a zachovalosti prostředí bude potřeba zpracovat ještě velké množství dalšího materiálu.
Klíčová slova: liška obecná, tasemnice, těžké kovy, endohelmint
ABSTRACT
In 2009 – 2010 were examined grallochs of red fox (Vulpes vulpes) from the Moravskoslezský region, Nový Jičín district with the aim to determinate content of heavy metals in red fox intestines and in bodies of their parasites. The work is focused on a possibility of endoparaziths to fix and to accumulate heavy metals in their bodies. The accumulation and the content of elements of heavy metals (Cu, Ni, Cd, Cr, Mn, Zn, Pb) in edoparazith bodies is always severalfold higher than the content of those elements in a host tissue. From all elements of heavy metals (Pb, Cd, Cr, Cu and Ni) was the lead the most often present element in fox intestine and in parasite bodies (tapeworms) in quantities – 1. sample: intestine 11 µg, tapeworms 559 µg; 2. sample: intestine 11 µg, tapeworms 459 µg. Those contents of Pb are 100 – 500x higher than contents of other heavy metal elements. The fewest content of heavy metals were Nickel (Ni) and Chromium (Cr) in quantities – Ni 1. sample: intestine 0.322 µg, tapeworm 9.318 µg; 2. sample:intestine 0.29 µg, tapeworm 1.998 µg; Cr 1. sample: intestine 0.157 µg, tapeworm 1.136 µg; 2. sample: intestine 0.113 µg, tapeworm 0.487 µg. This fact shows abilities and possibilities ef endoparaziths to fix in their bodies specific amount of heavy metals from host intestinal liquid. According to present and accumulation of heavy metals in fox parazith bodies or in fox bodies in the Moravskoslezskký region is pollution of forest ecosystems in comparison with other regions (Pardubický, Olomoucký, Liberecký) low. For preciser results is necessary to elaborate more materials of grallochs and parasites.
Key words: red fox, tapeworm, heavy metals, endohelminth
OBSAH: 1. ÚVOD........................................................................................................................... 1 2. CÍL PRÁCE .................................................................................................................. 2 3.1 Těžké kovy.............................................................................................................. 3 3.2 Přehled endoparazitů parazitujících u lišky obecné (Vulpes vulpes) ...................... 8 3.3 Vstup a transport kovů mezi složkami životního prostředí .................................... 9 3.4 Paraziti jako indikátoři prostředí znečistěného těžkými kovy .............................. 10 3.5 Možnosti znečistění prostředí na vliv populací parazitů ...................................... 11 3.5.1 Okyselení vody a acidifikace půd .................................................................. 11 3.5.2 Eutrofizace ..................................................................................................... 12 3.5.3 Kontaminovaný sediment .............................................................................. 13 3.5.4 Odpadní vody................................................................................................. 14 3.6 Taxonomické zařazení lišky obecné (Vulpes vulpes) ........................................... 15 3.7 Dělení parazitů na „ effect indicators a „ accumulation indicators“..................... 15 3.7.1 „Effect indicators“ (indikátoři daného vlivu) ................................................ 16 3.7.2 Accumulation indicators (sentineloví indikátoři) .......................................... 17 3.8 Parazitičtí helminti jako sentinelové organismy................................................... 18 3.8.1 Sentinelové organismy................................................................................... 18 3. 9 Paraziti jako možní indikátoři stavu prostředí ..................................................... 19 3.10 Stupeň použití jednotlivých druhů endohelmintů............................................... 20 3.10.1 Růst potřeby nových sentinelových organismů ........................................... 20 3.11 Vliv těžkých kovů na lesní ekosystémy.............................................................. 22 3.11.1 Těžké kovy v životním prostředí ................................................................. 22 3.11.2 Vstup a transport těžkých kovů mezi složkami životního prostředí............ 23 3.11.3 Vstup a transport těžkých kovů v rostlinách................................................ 24 3.12 Charakteristika ekosystémů Moravskoslezských Beskyd .................................. 25 3.12.1 Poškození lesů Moravskoslezských Beskyd................................................ 25 3.12.2 Kvalita ovzduší Moravskoslezských Beskyd .............................................. 26 4. MATERIÁL A METODY ZPRACOVÁNÍ ............................................................... 27 4.1 Vymezení a charakteristika území odebíraných vzorků ....................................... 27 4.1.1 Moravskoslezský kraj .................................................................................... 27 4.1.2 Okres Nový Jičín ........................................................................................... 29 4.1.3 Přírodní park Podbeskydí............................................................................... 30 4.2 Sběr, skladování a práce s vývrhy ........................................................................ 31
5. VÝSLEDKY PRÁCE ................................................................................................. 33 5.1 Determinace nalezených druhů............................................................................. 33 5.2 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Moravskoslezském kraji .......................................................................................... 34 5.3 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Olomouckém kraji ............................................................................................................................. 36 5.4 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Pardubickém a Libereckém kraji ......................................................................................................... 40 6. DISKUSE.................................................................................................................... 42 7. PRAKTICKÉ VYUŽITÍ ZÍSKANÝCH VÝSLEDKŮ .............................................. 44 8. ZÁVĚR ....................................................................................................................... 45 9. SUMMARY................................................................................................................ 47 10. POUŽITÁ LITERATURA ....................................................................................... 48 PŘÍLOHY ....................................................................................................................... 55
1. ÚVOD Schopnost organismů koncentrovat škodliviny z prostředí do svého těla byla zjištěna již začátkem 20. století. V poslední době se značně rozvíjí zájem o vzájemný vztah mezi parazitismem a znečištěním prostředí – především těžkými kovy, ale také pesticidy, kaly aj. Nejvíce prostudovaná oblast této problematiky je ve vodním prostředí, kde především vrtejši a tasemnice žijící ve střevě ryb akumulují těžké kovy v takových koncentracích, které mohou být až několikanásobně vyšší, než koncentrace v tkáních hostitelů nebo ve vnějším prostředí. Použití těchto sentinelových organismů je výhodné ve srovnání s přímou analýzou polutantů, protože pouze frakce, které jsou biologicky dostupné, jsou přijímány živočichy v jejichž tělech se postupně koncentrují (Sures, 2004). Informace o parazitech obratlovců žijících v suchozemských ekosystémech jako sentinelech pro zatížení prostředí těžkými kovy jsou výjimečné. Tento trend (silné akumulace těžkými kovy parazity) a jeho využití jak při enviromentálním monitoringu v daném ekosystému, tak pro vztah mezi zatížením těžkými kovy u hostitele majícím ve střevech parazity a hostitelem bez parazitů, je předmětem této práce.
1
2. CÍL PRÁCE Hlavním cílem této diplomové práce bylo zjistit možnosti zhodnocení zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů vybraných druhů zvěře. Pro účely práce byla vybrána jako modelový živočich liška obecná (Vulpes vulpes). Pro dosažení hlavního cíle byly stanoveny následující dílčí cíle: 1. Samostatné zpracování problematiky zatížení biotopů těžkými kovy podle české i zahraniční literatury. 2. Provádění pitev šelem a konzervace nalezených parazitů. 3. Determinace nalezených druhů podle doporučené literatury. 4. Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů. 5. Zhodnocení možností vypovídacích schopností obsahu těžkých kovů v tělech parazitů ke zhodnocení zdraví ekosystémů.
2
3. LITERÁRNÍ PŘEHLED
3.1 Těžké kovy Těžké kovy jsou přirozenou součástí zemské kůry. Působením přírodních dějů (zvětrávání, sopečné erupce) jsou obsaženy ve velmi nízkých koncentracích ve všech složkách životního prostředí. Z důvodů tak nízkých koncentrací v životním prostředí nepotřebovaly živé organismy během svého vývoje mechanizmy ke zpracování těžkých kovů. To se však s nástupem člověka a rozvoje průmyslu během posledních dvou stoletích změnilo. Potencionálním rizikem pro živé organismy je akumulace těžkých kovů především v tukových tkáních a jejich toxické účinky již při nízkých koncentracích (Bencko, 1995). Těžké kovy se vyskytují v různých skupinách periodické tabulky, a proto se liší chemickou a fyzikální sorpcí na půdní částice, reagují svojí mobilitou na změnu pH a změnu aktivity půdní mikroflóry. Jejich koncentrace v půdě se liší v rozmezí několika řádů a mají mnoho specifických vlastností. Těžké kovy nejsou biologicky odbouratelné a řadí se mezi perzistentní polutanty. Toxické kovy představují důležitý faktor v roli životního prostředí, který se může pozitivně nebo negativně projevit v metabolických dějích v jakémkoli z organizmů (Halačka, 1972). Zvyšování koncentrace těžkých kovů v životním prostředí člověka v ovzduší ve vodě, půdě a poživatinách - je vážný hygienický problém, jehož celková rozloha neustále narůstá. V poslední době roste počet výzkumných prací, které se při hledání indikátorových organismů pro monitorování dopadů činnosti člověka vůči životnímu prostředí věnují parazitům (Sures, 2003). Mezi významné zdroje imisí TK patří energetika (velké elektrárny a teplárny), některé technologické procesy mezi které patří např. (metalurgie, výroba skla), co se týče rozšíření olova tak převážně doprava (www.spotrebitele.info, 2010).
Druhy těžkých kovů:
Olovo (Pb) Olovo se do potravního řetězce dostává z obalových materiálů, v malém množství z nátěrových látek, případně spalováním fosilních paliv. Nejvydatnějším
3
zdrojem pro životní prostředí je doprava. Zemědělská půda obsahuje průměrně 10 µg Pb/1 kg zeminy, např. v listech stromů kolem frekventovaných komunikací jsou zjišťovány hodnoty až 700 µg Pb/1 kg. Skutečné denní dietární dávky olova zjištěné v několika studiích prováděných v evropských zemích se pohybují od 27 µg. Obsah olova v ovzduší je místně proměnlivý. V méně znečistěných oblastech vzduch obsahuje 0,005 – 0,3 µg Pb /1 m3 vzduchu; ve velkých městech byl zjištěn obsah olova 0,2 – 5 µg Pb/1m3 vzduchu (www.goniatic.cz, 2011). Vstřebávání olova v trávicím traktu je závislé na věku, složení stravy a zdravotním stavu jedince. Účinnost vstřebávání olova u dospělých jedinců se odhaduje na 10 %. Dětský organismus resorbuje 40 – 50 % olova z potravy. Vstřebávání olova je vyšší při vysokém podílu bílkovin ve stravě a nižší za přítomnosti větších množství vlákniny, fytové kyseliny, železa a vápníku (Guthová a Hrubý-Rosa, 2006 - 2007). Do lidského organismu vstupuje olovo především potravou, existuje však též možnost vstupu respirační cestou (dýcháním). Vstřebané olovo je transportováno krví do jater a ledvin, kde se kumuluje. Při intoxikaci olovem mohou být poškozeny ledviny a játra, krev, nervový systém a kardiovaskulární systém. Část olova v játrech se vylučuje žlučí do střeva. Malý podíl olova se vylučuje močí. Při dlouhodobé expozici se olovo hromadí v kostech. Olovo se ukládá především v kostech, játrech a ledvinách. Důsledkem chronického zatížení organismu olovem jsou nervové poruchy, poruchy trávení, hubnutí, případně ochrnutí dolních končetin (Guthová a Hrubý-Rosa, 2006 - 2007) Normální hladina olova v krvi je v rozmezí 50 – 120 µg Pb/1 dm3. Tolerovatelná denní dávka olova činí 500 µg (www.spotrebitele.cz, 2010).
Měď (Cu) Měď je ušlechtilý kovový prvek načervenalé barvy, který ve velmi tenkých plátech prosvítá zelenomodře. Člověkem je používán již od středověku. Vyznačuje se velmi dobrou tepelnou a elektrickou vodivostí, dobře se mechanicky zpracovává, a je odolný proti atmosférické korozi. Je základní součástí řady velmi důležitých slitin a mimořádně důležitý pro elektrotechniku (Guthová, 2009). Krystalizuje v krychlové plošně středěné soustavě. Patří mezi přechodné prvky, které mají valenční elektrony v d-sféře a patří do I.B skupiny. Měď, stejně jako stříbro a zlato, které se vyskytují ve stejné skupině, se ve většině vlastností podobají sousedům 4
nalevo (prvkům VIII.B skupiny a tedy přechodným kovům – nikl, paladium a platina), ale v některých vlastnostech se velmi podobají prvkům I.A skupiny – alkalickým kovů, tedy prvků nepřechodným. Výskyt mědi v zemské kůře je poměrně vzácný. Odhaduje se, že její obsah činí 55 – 70 ppm (mg/kg). V mořské vodě se její koncentrace pohybuje pouze na úrovni 0,003 miligramů v jednom litru. Ryzí měď se v přírodě nachází vzácně ve větším množství. Vyskytuje se převážně ve sloučeninách (www.vesmir.cz, 2010). Měď patří mezi prvky s významným vlivem na živý organizmus. Vyskytuje se v řadě enzymatických cyklů nezbytných pro správnou funkci životních pochodů a její přítomnost v potravě ovlivňuje zdravotní stav organizmu. Tyto enzymy například ovlivňují metabolizmus sacharidů v organizmu, ovlivňují vytváření kostní hmoty a krvetvorbu, ovlivňují i fungování nervového systému. Na nižší organismy však působí jako silný jed (Kočárek, 2010). Kromě toho je měď centrálním kovem organokovové sloučeniny hemokyaninu, který u měkkýšů a některých členovců funguje jako přenašeč kyslíku – analogie k hemoglobinu u teplokrevných živočichů. Doporučená denní dávka mědi v potravě by se měla pohybovat kolem 1 miligramu, ale ani dávky až k 0,1 gramu organismu neškodí (www.vesmir.cz, 2010). Potraviny bohaté na měď jsou např. játra, kakao, ořechy, houby, korýši a měkkýši. Nedostatek mědi se projevuje anémií (chudokrevností), zpomalením duševního vývoje a zhoršením metabolismu cukru.
Rtuť (Hg) Rtuť je těžký toxický kovový prvek. Člověkem je využíván jako součást slitin a jako náplň různých přístrojů. Je jediným kovovým prvkem, který je za normálních podmínek kapalný. Rtuť je kapalný kovový prvek stříbřitě bílé barvy. Je nápadně těžký a dobře vede elektrický proud. Z minerálních kyselin je rtuť dobře rozpustná v kyselině dusičné za vývoje oxidů dusíku. Na vzduchu je rtuť neomezeně stálá, velmi ochotně však reaguje s elementární sírou a halogeny. S některými kovy tvoří kapalné i pevné slitiny – amalgámy. Zvláště snadno vzniká amalgám zlata. Rtuť proto vzbuzovala již odedávna zájem alchymistů, kteří věřili, že s její pomocí vytvoří zlato i z jiných prvků pomocí tzv. transmutace (www.vesmir.cz, 2010).
5
V zemské kůře je rtuť velmi vzácná. Průměrný obsah činí kolem 0,1 – 0,3 mg/kg. I v mořské vodě je její koncentrace téměř na hranici měřitelnosti – 0,03 mikrogramu v jednom litru. Přepokládá se, že ve vesmíru připadá na jeden atom rtuti přibližně 120 miliard atomů vodíku (Kočárek, 2010). V přírodě se rtuť vyskytuje poměrně vzácně i jako elementární prvek. Hlavním minerálem a zdrojem pro výrobu je sulfid rtuťnatý. Vliv rtuti na zdravotní stav lidského organismu je jednoznačně negativní podobně jako kadmium je kumulativním jedem. Z organismu se vylučuje jen velmi pozvolna a obtížně, jeho většina se přitom koncentruje především v ledvinách a v menší míře i v játrech a slezině. Bylo prokázáno, že rtuť může v ledvinách setrvat až desítky let. Právě játra jsou při chronické otravě rtutí nejvíce ohroženy. Projevy chronické otravy bývají často nespecifické – od studených končetin, vypadávání vlasů, přes zažívací poruchy, různé neurologické a psychické potíže až po závažné stavy jako např. chudokrevnost, léčbě odporující chronická candidóza, revmatické choroby či onemocnění ledvin. Při jednorázové vysoké dávce. rtuti se dostavují bolesti břicha, průjmy a zvracení. Do organismu se rtuť dostává především dvěmi cestami – v potravě a dýcháním. Z potravin jsou rizikovým faktorem především vnitřnosti nebo ryby, které byly kontaminovány rtutí při svém růstu. Rizikové mohou být i zemědělské plodiny, pěstované na půdě zamořené rtuťnatými sloučeninami ať již z průmyslových zdrojů nebo nevhodně použitými přípravky k hubení zemědělských škůdců. Elementární rtuť je zdraví člověka nebezpečná zejména v případě vdechování jejích par ( http://www.spotrebitele.cz, 2010).
Kadmium (Cd) Kadmium je měkký, lehce tavitelný, toxický kovový prvek. Slouží jako součást různých slitin a k povrchové ochraně jiných kovů před korozí. Vzhledem k jeho toxicitě je jeho praktické využití omezováno na nejnutnější minimum. Výskyt v zemské kůře je kadmium vzácným prvkem. Průměrný obsah činí kolem 0,1 – 0,5 mg/1 kg. I v mořské vodě jeho koncentrace značně nízká. Předpokládá sem že ve vesmíru připadá na jeden atom kadmia přibližně 36 miliard atomů vodíku (www.celostnimedicina.cz). Zdravotní rizika u kadmia nejsou pro organismus žádná. Kadmium je chemicky velmi podobné zinku, jenž je nezbytnou součástí potravy a má důležitou roli pro správný vývoj zdravotního stavu lidského organismu. Právě vzájemná chemická 6
podobnost těchto prvků působí problémy, protože kadmium může snadno vstupovat do různých enzymatických reakcí místo zinku a následné biochemické pochody neproběhnou nebo probíhají jiným způsobem. Příkladem je zablokování inzulínového cyklu, které může působit vážné zdravotní komplikace. Dalším rizikovým faktorem u kadmia je skutečnost, že se jedná o mimořádně kumulativní jed, především v ledvinách a v menší míře i v játrech. Přijaté kadmium se z organizmu vylučuje jen velmi pozvolna a obtížně. Bylo prokázáno, že kadmium může v ledvinách setrvat až desítky let. Právě ta jsou při chronické otravě kadmiem nejvíce ohrožena (www.vesmir.cz, 2010). Hlavními zdravotními projevy dlouhodobé otravy kadmiem jsou kromě poškození ledvin a jater také osteoporóza, lidově řídnutí kostí, a anémie neboli chudokrevnost. Zvyšuje se také riziko srdečních a cévních onemocnění. Vyšší obsah kadmia působí na metabolizmus vápníku a způsobuje jeho zvýšené
vylučování
z organismu s následkem zeslabení kostní hmoty. Kadmium je také prokazatelně karcinogenní a jeho vysoký obsah v organismu zvyšuje riziko vzniku rakovinného bujení. Při jednorázové vysoké dávce kadmia se dostavují bolesti břicha, průjmy a zvracení (www.ekologie.cz, 2010). Do organizmu se kadmium dostává dvěma cestami – v potravě a dýcháním. Z potravin jsou rizikovým faktorem především vnitřnosti (játra, ledviny) nebo ryby, které byly kontaminovány kadmiem při svém růstu. Rizikové mohou být i zemědělské plodiny, pěstované na kadmiem kontaminované půdě (Nesměráková, 2009). Vzhledem k nízkému bodu varu kadmia se tento prvek poměrně snadno dostává do atmosféry. Je proto nezbytné, aby hutní provozy, které s kadmiem pracují, velmi důsledně dbaly o dokonalé čistění plynných exhalací, které z nich odcházejí. Ohroženi totiž nejsou pouze přímo pracovníci v uvedených provozech, ale i obyvatelstvo v okolí, protože kadmium nasorbované na prachové částice a atmosférický aerosol může být větrem transportováno na značně velké vzdálenosti. Patrně nejohroženější skupinu osob však tvoří kuřáci. Je jednoznačně prokázáno, že v náhodně vybraném vzorku populace obsahují ledviny silného kuřáka minimálně 10x více kadmia než u nekuřáka. Z výše uvedených faktů pak jasně vyplývá, že kuřák je kromě běžně uváděné rakoviny plic ohrožen i rakovinou nebo chronickým selháním činnosti ledvin. Kadmium přijímané potravou se vstřebává asi 1 – 5%, ze vzduchu kolem 50 %. Ukládá se v ledvinách a játrech, kde se váže na protein metalothionein. Poločas jeho vylučování z organismu je až 30 let. Kadmium ohrožuje funkci ledvin. Při pravidelném dlouhotrvajícím příjmu malých množství kadmia dochází ve věku kolem 50 let k poškození ledvin. V moči se 7
objevují malé peptidy a cukr. Nejvážnějším účinkem kadmia je ohrožení reprodukčních orgánů člověka. Kadmium ohrožuje funkčnost a kvalitu spermií. Poškozuje zárodečný epitel varlat. Nachází se také v poševních hlenech. Negativně působí i na nervovou soustavu a má také karcinogenní účinnosti (www.celostnimedicina.cz).
Baryum (Ba) Baryum je pátým prvkem z řady kovů alkalických zemin. Je to měkký, velmi reaktivní a toxický kov (Michálek, 2010). Baryum je prudce jedovaté. Poměrný měkký, lehký, reaktivní kov, který se svými vlastnostmi více podobá vlastnostem alkalických kovů. V kapalném amoniaku se rozpouští za vzniku černého roztoku. Baryum patří k lepším vodičům elektrického proudu a tepla. Jeho reaktivita je natolik vysoká, že může být dlouhodobě uchováváno pouze pod vrstvou alifatických uhlovodíků (jako petrolej, nafta) s nimiž nereaguje. Soli barya barví plamen zeleně (www.celostnimedicina.cz). Výskyt barya v přírodě i okolním vesmíru je poměrně vzácný, jak to již vyplývá z jeho vysokého atomového čísla. V zemské kůře se vyskytuje v množství 0,025 – 0,045 %, čímž se řadí na 14. místo v zastoupení prvků podle výskytu (www.vesmir.cz, 2010).
3.2 Přehled endoparazitů parazitujících u lišky obecné (Vulpes vulpes) Skupiny parazitů lišky obecné (Vulpes vulpes) (www.lassieairin.estranky.cz, 2010):
Cestoda – Bothriocephalus similis, Diphyllobothrium erinacei europaei, D. Latum, Dipilidium caninum, Echinococcusus granulosus, E. multilocularis, Hydatigera taeniaeformis, T. hydatigena, Mesocestoides lineatus, Multiceps multiceps, M. serialis, Taenia cervi, T. crassiceps,, T. multiceps, T. pisiformis Nematoda – A. canimum, Angiostrongylus vasorum, Capilaria hepatica, Crenosoma vulpis, Eucoleus aerophilus, Spirocerca lupi, Strongyloides vulpis, Thominx europhilus, Toxascaris leonina, Trichinella britovi, T. spiralis, Trichuris vulpis, Ancylostoma braziliense, Toxocara Vaniš Protozoa – Isospora bigemina, I. canivelocis, I. neorivolta, Eimeria vulpis, Toxoplasma gondii.
8
3.3 Vstup a transport kovů mezi složkami životního prostředí Do složek životního prostředí se kovy uvolňují buď z přirozených nebo antropogenních zdrojů. Přirozeným zdrojem těžkých kovů v atmosféře je sopečná činnost, větrná eroze, lesní požáry, mikroorganismy a produkty rostlin. Mezi antropogenní zdroje kovů se řadí emise z elektráren, průmyslu, dopravy a zemědělství (Landsberg, 1998). Z atmosféry jsou těžké kovy odstraňovány suchou nebo mokrou atmosférickou depozicí do půdy, povrchových vod nebo jsou zachyceny na povrchu rostlin. Těžké kovy se sorbují převážně na částicích o rozměrech 0,1 – 10µm, které se nejvíce podílejí na přenosu polutantů a jsou biochemicky velmi aktivní. Toxicita těžkých kovů v atmosféře je závislá na jejich koncentraci a délce expozice. Nejnebezpečnější jsou aerosoly vznikající při spalování uhlí obsahujícího Be, Pb, Ag a při pražení rud s obsahem Pb, Zn, Cu a Cd (Ruus et al., 2001). Přirozeným vstupem kovů do půdy je také zvětrávání hornin a další půdotvorné procesy. Množství uvolněných prvků je závislé především na jejich obsahu a uvolnitelnosti z půdotvorné horniny. Mezi antropogenní vstupy kovů do půdy se řadí průmyslové emise a emise, aplikace anorganických a organických hnojiv, průmyslově vyráběných kompostů, popílků, kalů z čistíren odpadních vod a používání závlahové vody. Na druhé straně také dochází k uvolňování prvků z půdní hmoty do povrchové a podzemní vody a k jejich čerpání kořeny rostlin (Lefcort et al., 2002). Do povrchové vody se kovy dostávají buď přímým nebo nepřímým vstupem. Přímým vstupem jsou efluenty a přímý bezprostřední spad. Mezi nepřímé vstupy se řadí suchá a mokrá atmosférické depozice, vymývání kovů z půdy povrchovými a průsakovými vodami. Mezi celkem dobře vyplavitelné kovy z půdy se řadí Cd, Tl, Zn, Cu, Cr a Ni. Složení podzemních a povrchových vod je také ovlivněno stykem vody s horninami, kde dochází k řadě chemických reakcí v důsledku rozpouštění nebo vzniku nových nerostů. V důsledku acidifikace povrchových vod dochází k zpomalení mikrobiální činnosti a následně rozkladu organické hmoty. A proto klesá koncentrace rozpustných forem kovů v důsledku jejich vazby na nerozpuštěné látky, se kterými jsou ukládány do dnových sedimentů (Baruš et al., 2000).
9
3.4 Paraziti jako indikátoři prostředí znečistěného těžkými kovy Některé organismy mohou svojí přítomností či absencí poskytovat informaci o stavu znečistění jejich životního prostředí chemickými látkami. Jiné organismy, které jsou méně ovlivněné toxickými látkami v prostředí, mohou akumulovat tyto toxické látky do svých tkání (MacKenzie, 1999). Parazity lze využívat jako indikátory k odhadu kvality prostředí (Miholová, 1993). Existuje řada postupů, jak změny prostředí ovlivňují parazity. Parazitismus může stoupat, jestliže podnět (vliv člověka apod.) snižuje hostitelovou rezistenci nebo roste hustota populace mezihostitele nebo definitivního hostitele. Parazitismus může ale někdy také klesat, pokud denzita mezihostitele nebo definitivního hostitele klesá nebo paraziti trpí vyšší mortalitou, buď přímo toxickým efektem na parazity nebo nepřímo – infikovaná populace hostitele trpí vždy různou měrou mortality (Lafferty, 1997) Jako bioindikátor je nazýván organismus nebo společenstvo, jehož životní funkce jsou závislé na faktorech prostředí tak těsně, že v mnoha případech mohou sloužit jako jejich ukazatele. Biologická indikace vychází z principu ekologické valence, přičemž druhy stenovalentí jsou lepšími indikátory než druhy euryvalentí. Vlastnosti ideálního bioindikátoru jsou taxonomická spolehlivost a snadná možnost determinace, kosmopolitní rozšíření, velká početnost, nízká genetická a ekologická různorodost. Bioindikátory se běžně využívají pro potřeby monitoringu kvality prostředí (Jeney et al., 2002).
Tab. 1. Množství emisí těžkých kovů podíly jejich emisí v jednotlivých výrobních sektorech v České republice v roce 1990 (www.chmi.cz, 2010)
10
3.5 Možnosti znečistění prostředí na vliv populací parazitů V posledních letech roste počet prací, které poukazují na možné indikátory organismů pro sledování dopadů činnosti člověka na životní prostředí věnující se parazitům – např. Lafferty (1997), Orvestret (1999), Sures (2003) a Mercogliese (2003). Paraziti jsou spolehlivými bioindikátory, především pokud je monitorováno antropogenní znečistění prostředí. Mimo zatížení prostředí těžkými kovy patří mezi nejčastější znečišťovatele životního prostředí obohacování vod živinami, zejména dusíkem a fosforem, nazývané eutrofizace (Landsberg et al., 1998).
3.5.1 Okyselení vody a acidifikace půd
V České republice hraje nejdůležitější roli v okyselování půd kyselina sírová. Z atmosféry se na zemský povrch dostane dvěma mechanizmy. Jako první je vlastní kyselý déšť, správněji – mokrá depozice, druhým je suchá depozice síry. Ta se uplatňuje zejména v oblastech s vysokými koncentracemi SO2 v ovzduší. Mechanizmus suché depozice je následující (Orres, 2004): SO2 a síranový aerosol z atmosféry se zachycují na povrchu vegetace, kde SO2 oxiduje na H2SO4, která je při nejbližším dešti spláchnuta do půdy. Nejvíce síry zachycuje smrkové jehličí, listnaté opadavé dřeviny ji zachytí výrazně méně. Suchá depozice síry tvoří na území ČR zhruba dvě třetiny celkové depozice a je rozhodujícím faktorem okyselování zalesněných oblastí (Palm a Dobrestein, 1999). Vedle množství depozice rozhodují o stupni okyselení vlastnosti půd, zejména velikost obsahu bazických kationů, které mají zdroje ve zvětrávání podložních hornin. Čím více je v půdách bazických kationů, tím jsou odolnější, jelikož mohou déle neutralizovat okyselený přísun z atmosféry. Nejméně odolné jsou půdy v horských oblastech, které mají malou mocnost a přirozeně nízké množství bazických kationů V horách můžeme zaznamenat devastující vliv kyselých dešťů nejdříve, protože jsou zde vysoké srážky, časté mlhy, vysoká rychlost větru a převaha smrkových monokultur. To celkovou depozici síry ovlivňuje daleko výrazněji (Thielan et al., 2004). Helmetoja et al. (2000) popisuje, že komunita parazitů cizopasnící u okounů říčních (Perca fluviatilis) při okyselení vody redukuje svoji diverzitu. Společenství parazitů plžů (Physella columbiana, Lymnaea palustris) reagovalo na prostředí zatížené
11
těžkými kovy nižší diverzitou a možnou infekcí (Lefcort et al., 2002). Stejně tak společenství parazitů jelce (Leuciscus cephalus) očividně měnilo své druhové bohatosti vůči organickému znečistění vody (Dušek et al., 1998). Mercoglies a Cone (1996) studovali parazity amerického úhoře (Anguilla rostrata) v místech, které se liší kyselostí vod (pH od 4,7 do 5,4) v závislosti na pufrovací kapacitě podložního sedimentu. Přišli na to, že parazitární bohatost měla hodnotu 4 při nejnižší kyselosti pH 5,4; hodnotu okolo 2,5 při mírné kyselosti vod (pH 4,7 – 5,4), a hodnotu 2 při nejvyšší kyselosti vod (pH < 4,7). Autoři přisuzují pokles diverzity a absenci plžů v místům s nejvyšší kyselostí vod.
3.5.2 Eutrofizace
Přirozená eutrofizace je proces, který trvá i tisíce až desetitisíce let. Eutrofizace antropogenní představuje významné zkrácení procesu na roky až desítky let. Je způsobena především metodami užívanými zemědělství, průmyslové technologii a vypouštěním odpadní vod (Faulkner, 2000). Obohacování vod o živiny - zejména dusík a fosfor (např. při vyluhování dusíku a fosforu z půdy, při rozkladu odumřelých organismů, splachem dusíkatých a fosforečných hnojiv z polí, splaškovými vodami se zvýšeným obsahem fosforečnanů) zvyšuje druhovou bohatost některých parazitů (Broeg et al., 1999). Na její průběh má vliv zejména velké množství fosforu, neboť tento prvek je v prostředí zpravidla zastoupen v menší míře než dusík (Evans, 2001). Řasy a sinice po určité době odumírají a vlivem rozkladných procesů eutrofizace může dojít k částečnému nebo úplnému vyčerpání kyslíku rozpuštěného ve vodním prostředí. To způsobuje hromadný úhyn dalších organismů, především vodních živočichů. Při rozkladu se do vody zároveň uvolňuje velké množství organických látek (Dušek et al., 1998). U parazitů např. plotice obecné (Rutilus rutilus) a okouna říčního (Perca fluviatilis), měla eutrofizace za následek zvýšenou prevalenci, abundanci, intenzitu a denzitu těchto parazitů (Valtonen et al., 1997).
12
3.5.3 Kontaminovaný sediment
Kontaminované zeminy a sedimenty patří k problematickým odpadům, jelikož jde o velké objemy odpadového materiálu. Značný podíl v objemech odpadů představuje především výkopová zemina, která vzniká při sanaci starých zátěží a při stavební činnosti. Dalším materiálem, který patří do této skupiny, jsou sedimenty a usazeniny vytěžené ze dna rybníků, drobných vodních toků a závlahových kanálů. Usazeniny ze dna jednotlivých prvků hydrografické sítě jsou většinou materiály, které jsou přírodního původu (Cross et al., 2003). V případě, že sedimenty nevyhovují požadavkům na obsah těžkých kovů a dalších rizikových látek, stávají se po vytěžení odpadem. Při aplikaci materiálů do zemědělské půdy musí být vyřešen problém možné kontaminace půd, vstupu rizikových látek do půdního prostředí a také do dalších složek ekosystému. Kontaminované sedimenty se nevyskytují jen v blízkosti silných zdrojů možného znečistění, ale mohou také způsobit vážný problém v plošné znečištěných oblastech, při revitalizaci říčních toků a koryt (Valtonen et al., 1997). Zvýšený obsah rozpuštěných látek v povrchových vodách je jedním z dopadů lidské činnosti. Značný podíl těžkých kovů, které přicházejí do prostředí z různých zdrojů, přechází dříve nebo později do ekosystému povrchových vod. Zde jsou z vodního prostředí odčerpávány vodními rostlinami a živočichy, jejichž největší podíl se však ukládá v sedimentech vodních toků a tam se hromadí (www.goniatit.cz, 2010). Využitím sedimentů člověkem se navrací do půdy částice, o které byla ochuzena erozí a dalšími degradačními vlivy. Při sedimentaci těchto částic ve vodním prostředí dochází k interakcím s dalšími látkami přítomnými ve vodě a může docházet k obohacování sedimentů rizikovými prvky. Je tedy nutné posoudit obsah těchto rizikových prvků a stanovit limit před aplikací do půdy (zmolu.vlcak.cz, 2010). Kontaminovaný sediment měl za následek snížení stavu brousilek (Trichodina sp.) u platýze drsného (Hippoclossoide platessoides), ale vyšší abundanci žábrohlístů; žádný vliv neměl na motolici (Diginea) v zažívacím traktu platýze drsného (Marcogliese et al., 1998).
13
3.5.4 Odpadní vody
Odpadní vody definujeme podle § 22 zákona č. 138/ 1973 Sb., vody použité v sídlištích, obcích, domech, závodech, ve zdravotnických zařízeních a jiných objektech či zařízeních, pokud po změně použití mají změněnou jakost (složení nebo teplotu), jakož i jiné vody z nich odtékající, pokud jinak mohou ohrozit jakost povrchových nebo podzemních vod. K hlavním problémům patří znečišťování povrchových toků odpadními vodami obsahujícími zvýšené množství toxických kovů. Jsou-li tyto odpadní vody preventivně čištěny, vzniká další problém likvidace vznikajících kalů. Pokud dojde k nadměrnému nebo nevhodnému používání hnojiva, mohou se zvyšovat rizika penetrace toxických kovů do potravního řetězce člověka (Benckko, 1995). Odpadní voda, je totiž voda, jejíž kvalita byla především zhoršena lidskou činností. Komunální odpadní voda vzniká každodenní lidskou činností - pochází z domácností, škol, úřadů a dalších veřejných zařízení. Průmyslová odpadní voda vzniká v průmyslových podnicích. Míra a charakter znečistění vody záleží na druhu využití průmyslu, ale i použité technologii výroby. Průmysl produkuje odpadní vody jak z technologických vod (což je voda přímo použitá ve výrobě) a také z chladících vod (což je voda používaná na chlazení zařízení, ta bývá znečistěná především tepelně).
14
3.6 Taxonomické zařazení lišky obecné (Vulpes vulpes) Taxonomické zařazení lišky obecné (Vulpes vulpes) (www.savci.upol.cz, 2009):
Říše: Animalia – živočichové Podříše: Eumetozoa Oddělení: Bilateria Pododdělení Deuterostomia – kruhoústí Kmen: Chorvata – Strunatci Podkmen: Vertebrata - obratlovci Infrakmnen: Gnathostomata – nelistnatí Nadtřída: Tetrapoda – čtyřnožci Třída: Mammalia – savci Podtřída: Theriformes Infratřída: Placentalia – placentálové Řád:Carnivora – šelmy Podřád: Caniformia – psotvární Čeleď: Canidae – psovití Rod: Vulpes vulpes – liška obecná
3.7 Dělení parazitů na „ effect indicators a „ accumulation indicators“ Paraziti mohou reagovat na environmentální znečistění různými směry. Na jedné straně zasahují do bioindikačních procesů svým vlivem na fyziologii a chování hostitele, což vede k falešně negativním, až k falešně pozitivním projevům znečistění prostředí. Na straně druhé máme parazity, kteří mohou být využiti jako tzv.effect indicators nebo jako accumulation indicators, podle způsobu jakými reagují na antropogenní znečistění (Sures, 2004).
15
3.7.1 „Effect indicators“ (indikátoři daného vlivu)
Indikátoři daného vlivu nám mohou poskytovat hodnotné informace o chemickém stavu prostředí změnami své fyziologie nebo chování. Jestliže např. škeble změní svoji frekvenci v otevírání lastur, tyto nepatrné změny mohou indikovat přítomnost toxinů ve vodním prostředí (Borcherding a Wolf, 2001). Pokud použijeme jednotlivé organismy pro indikaci určitého vlivu může být užitečná použitím přímé toxicity látek na stádia volně žijící. Navzdory početným parazitům, které mají volně žijící larvální stádia, většinou toxikologických studií byly provedena s použitím miracídií a cerkárií motolic. V těchto studiích, známý stav larválních stádií byl vystaven chemikáliím a byla analyzována následná příležitost, životaschopnost a infekčnost těchto stádií. Z toho je zřejmé, že vysoké koncentrace environmentálních škodlivin, jako jsou těžké kovy, snižují počet šetřených organismů, kvůli vázání toxikantů, způsobující deaktivaci řady enzymů. Při srovnání s klasickým vlivem indikačních metod, jako např. monitor otevírání mušlí, systémy testu cerkárií se můžou jevit jako méně slibné. Z důvodu relativně velice krátké životnosti cerkáriíé, by měl být monitoringový systém používající určité organismy nekomplikovaný, aby mohl být
používán (Pietrock a Marcogliese, 2003) mohou být i použity k závěrečnému
vyhodnocení vlivu znečistění na přenos parazitů a následné složení parazitů. Trichodiny (brusilky) jsou žaberní paraziti úzce spjatí se stupněm znečistění vody. Stresované ryby v naplněných nádržích s nízkou kvalitou vody jsou silně náchylné k těmto žaberním parazitům (Skinner, 1982). Intenzita a prevalence nálevníků vždy roste se znečistěním ropnými látkami nebo odpadní vodou (Khan, 1990). Nárůst parazitických nálevníků se jeví být způsoben nárůstem citlivosti ryb, jelikož toxické podmínky oslabují jejich imunitní systém (Palm a Dobberstein, 1999). Zjištění, že intenzita infekce parazitickými nálevníky může být shodná s ostatními formami patologie jako je úbytek lymfocytů, žaberní hyperplazie, jaterní anomálie podporují tuto myšlenku. Patologie, která nejvíce souvisí s nálevníky, je zvýšená produkce slizu jako hlavní obranná schopnost ryb proti žaberním parazitům (Lafferty, 1997). Stejně tak Yeomans et al. (1997) tvrdí, že vliv organického znečistění vody se projevil zvýšenou hustotou brousilek (Trichodina sp.) u koljušky tříostné (Gasterosteus aculeatus).
16
Změny v životním prostředí mohou citelně ovlivňovat také motolice v řadě stádií jejich neméně jednoduchého životního cyklu. Je potřeba dokonale porozumět a znát životní cykly všech druhů motolic a odlišit druhy profitující ze znečištění prostředí od druhů, které jsou tímto poškozovány. Pozorování menší městské populace rohatých plžů, kteří byli odebráni z bahniska parkoviště hraničícího s rušnou křižovatkou, kde viditelně chyběli ptáci jež jsou hlavními predátory plžů, se ukázalo, že plži zde byli neinfikovaní ve srovnání s plži v přilehlých močálech s prevalencí infekce okolo 25%. To nám značí, že znečistění prostředí v tomto případě jednoduše snižuje prevalenci motolic v populaci plžů (Lafferty, 1997). Někteří autoři této problematiky se domnívají, že prevalence motolic v prostředí koresponduje se stupněm degradace studovaných lokalit.
3.7.2 Accumulation indicators (sentineloví indikátoři)
Akumulující indikátoři nebo také sentinely efektivně akumulují substance z prostředí a příjem daných substancí je vyrovnán jejich exkrecí. Použití sentinelových organismů je vhodné ve srovnání s přímým rozborem polutantů (vzorky vody a sedimenty), jelikož jen frakce, které jsou biologicky dostupné, jsou přijímány a koncentrovány živočichy. Navíc akumulující indikátoři mohou detekovat polutanty postupem doby a jsou tudíž schopni integrovat substance, které nejsou permanentně přítomny v prostředí (Sures et al., 1999). Můžeme říct, že sentinelový organismus je bioakumulující indikátor, který kumuluje ve svém těle polutanty z prostředí. Analýza a detekce tkání sentinelových organizmů umožňuje odhad polutantů v prostředí. Ideální sentinelový organismus udává především dvě následující vlastnosti (Helawell, 1986):
1. Musí především splňovat jednoduchý, vždy platný vzájemný vztah mezi obsahem polutantu v těle organismu vně jeho těla 2. Organismy by měly bez problémů snášet i maximální koncentrace polutantu v prostředí a rozmnožovat se za těchto podmínek.
17
Bioakumulační monitoring jednoznačně poukazuje na akumulaci škodlivin ve tkáních testovaných organismů, které jsou vystaveny účinkům prostředí ve zkoumané lokalitě. Množství koncentrace znečisťujících látek je často nad nebo pod hranicí detekčního limitu stanovitelnosti konvenčních analytických rozborů a také navíc analýza vody či sedimentu neposkytuje údaje vždy prokazující (Lefcort, 2002).
3.8 Parazitičtí helminti jako sentinelové organismy Parazitičtí helminti jsou užitečnými sentinelovými organismy a indikátory těžkých kovů v prostředí, ve kterém žijí. Jsou to především vrtejší a některé tasemnice, kteří mají největší kapacitu akumulovat těžké kovy (Sures, 2001). Ale jen jedna hlístice (Philometra cyprinirutili) dříve ovata byla zjištěna jako akumulující těžké kovy ve vysokých koncentracích (Baruš et al., 2007) potvrdili tuto skutečnost také pro Philometra ovata, která je také vhodný bioindikátor druhu pro zatížení prostředí těžkými kovy, srovnatelný s vrtejši a tasemnicemi. Avšak přítomnost hlístice Philometra ovata v práci Baruš et al. 2007. neměla žádný vliv na obsah Cr, Cd, Cu, Pb, Ni a Zn ve svalovině hostitelských ryb – nejčastěji hrouzka obecného (Gobio gobio), autoři nezjistili signifikantní rozdíly v množství těchto prvků mezi svalovinou ryb infikovaných a těmi neinfikovanými těmito hlísticemi. V přehledech uvádí Sures (2004) jen dva druhy hlísti Philometra cyprinirutili (Pb, Cd, Cr) Anisakis simplex (Pb, Cd, Cu, Zn), které byly uvedeny, že akumulují velké množství těžkých kovů. Baruš et al. (2007) toto potvrdili také pro hlístici Philometra ovata.
3.8.1 Sentinelové organismy
Schopnost organismů usazovat polutanty z jejich prostředí do svého těla bylo poznáno již počátkem 20. století. Použití sentinelů je pro nás velice výhodné ve srovnání s přímou analýzou polutantů (např. ve vzorcích vody nebo sedimentu), jelikož biologicky dostupné frakce jsou přijímány a koncentrovány některými živočichy. Navíc akumulující indikátoři mohou integrovat polutanty po určité době – jsou tedy schopni
18
detekovat substance, i když nejsou permanentně přítomny v prostředí. Konečně sentinely mohou být i použity jako pomocná chemická analýza v podmínkách, kde ačkoliv koncentrace polutantů v prostředí jsou relativně nízké, ale ovšem oni jsou důležití pro monitoringové procedury, jako je monitoring ušlechtilých kovů, ale také polutantů v původních oblastech (Sures, 1999). Proto, abychom získali environmentální posouzení by měli být používáni paraziti hojných hostitelů a ti, kteří jsou geograficky široce rozšíření (Sures, 2004).
3. 9 Paraziti jako možní indikátoři stavu prostředí Paraziti bývají nejčastěji využíváni jako možní indikátoři akumulující těžké kovy z prostředí, ve kterém žijí tj. z těla hostitele. Dokonce, když paraziti neakumulují organické polutanty, jsou schopny změnit příjem chemických látek svého hostitele, včetně těžkých kovů (Švand et al., 2001; Bergey et al., 2002). Tento počin může souviset se zjištěním, že paraziti ovlivňují fyziologii jejich hostitele mnoha způsoby. Narušením základních procesů může být spuštěn komplex fyziologických kaskád (Sures, 2004). Velké množství prací, které sledují akumulaci těžkých kovů parazity, bylo provedeno na helmintech ryb, kteří akumulují kovy ve větší míře, než jsou jejich koncentrace v okolním prostředí a to i tisíckrát více než jejich hostitel. Pro tyto účely jsou nejvhodnější mnohobuněční endoparazité, protože parazitičtí prvoci jsou příliš drobní pro poskytnutí dostatečného materiálu pro spolehlivou chemickou analýzu. Ektoparaziti, jako je např. monogenea, korýši a pijavky, jsou obvykle predominantně ovlivněni okolním prostředím (vodou) a jsou pravděpodobněji svoji akumulací více podobní volně žijícím organismům. Pro tato omezení je většina publikací zaměřena na endohelminty (Sures, 2004). V dnešní době se mezi významné bioindikátory environmentálního znečištění těžkými kovy využívají endohelminti ryb. Mnohá část výzkumu se zabývá právě problematikou bioindikátorů ve vodním prostředí, naopak co parazité pozemních obratlovců jsou jako bioindikátory opomíjeni.
19
3.10 Stupeň použití jednotlivých druhů endohelmintů Bylo vyšetřeno a zjištěno, že hlístice nejsou jako sentinely příliš vhodné, naopak vysoká kapacita pro akumulaci těžkých kovů byla zjištěna u tasemnic a ještě více u vrtejšů (Sures, 2004). Oproti řadě prací zabývajících se vyšetřováním parazitů ve vodním prostředí, mnohem méně informací je dostupných o parazitech suchozemských zvířat. V suchozemských systémech najdeme však urgentní potřebu sentinelů. Studie na endohelminty savců se týkaly nejčastěji parazitů potkanů (Scheeff et al., 2000), prasat (Sures et al., 1998). Další zprávy byly publikovány na koncentraci těžkých kovů u hlístic, které jak již bylo zmíněno nepatří mezi vhodné sentinelové organismy. Greichus a Greichus (1980) vyšetřovali chemické složení škrkavky prasečí (Ascaris suun) a zjistili 1 – 10x vyšší koncentrace kadmia, mědi, železa, manganu a olova v ledvinách prasete ve srovnání s A. suum. Hodnota množství kovů v parazitech byla průměrně jen tak vysoká, jako ve svalovině prasat. Proto hlístice parazitující u savců podobně jako hlístice parazitující u ryb se taktéž jeví jako neúčinní akumulující indikátoři vzhledem k nízkému množství kovů zachycených v jejich těle (Sures, 2004). Zcela jiné výsledky přineslo vyšetřování skotu nakaženého motolicí jaterní (Fasciola hepatica) Ačkoliv obsah kadmia v motolici byl 10x nižší než v játrech a 30x nižší než v ledvinách skotu, koncentrace olova v motolici byla 172, 115 a 53x vyšší než jednotlivé koncentrace ve svalovině, ledvinách a játrech hostitele (Sures et al., 1998). Jak bylo zkoumáno pro vodní prostředí, tasemnice a vrtějši jsou velice slibné skupiny pro akumulaci kovů z okolního prostředí. Obdobně experimentální studie byly provedeny použitím vrtejše (Moniliformis moniliformi) parazitujícího u krys a potkanů (Sures et al., 2000), podobné výsledky zjistil (Sures et al., 2000) u olova. Bohužel vrtejš není zcela běžným druhem u krys a potkanů jako ostatní paraziti.
3.10.1 Růst potřeby nových sentinelových organismů
Ačkoliv existují dobré argumenty pro používání parazitů jako sentinelů, většina ekologů preferuje pro indikační záměry používání živočichů, kterými mohou být mušle, korýši a ryby, (Rosenberg a Resh, 1993) jelikož jsou zvyklí, pracovat s těmito
20
organismy. Naproti tomu, proč chceme nové a dokonce více citlivé akumulační indikátory, než ty zaběhnuté? Tím, že použijeme vrtejše v pracích o dopadech na prostředí, mohou být detekované velmi nízké koncentrace těžkých kovů v prostředí, kvůli enormní akumulační hodnotě detekovaných červů. To je výhoda např.. pro stanovení přítomnosti a existenci antropogenního znečistění v původních oblastech (Sures, 2004), jako např. Antarktida, kde se použili vrtejši pro stanovení přítomnosti olova a stříbra, ale oba prvky byly většinou jen velmi slabě detekovány v tkáni hostitele (ryby), v tkáni těla vrtejšů byly ale detekovány (Sures, 2003). Další nově člověkem způsobené zatížení těžkými kovy pochází z aut, která jsou vybavena
katalytickými
konventory
(katalyzátory).
Potřebou
automobilových
katalyzátorů jsou emitovány s výfukovými plyny PGE (platinium group elements) palladium Pd, platinum Pt a rhodium Rh. Práce v terénu ukazují kumulativní nárůst koncentrací PGE v prachu kolem silnic a půdě kolem silně frekventovaných cest (Hoppstock a Sures, 2005). Při nových studiích o evropských úhořích přirozeně infikovaných vrtejší (Paratenuisentis
ambiguus),
který byl
experimentálně
vystaven
z
materiálu
z katalyzátorů, paraziti akumulovali platinu a rhodium, zatímco ve vyšetřovaných tkáních hostitele žádný příjem kovů nebyl zjištěn. Takového výsledky demonstrují, že bioakumulace PGE v parazitech by mohla usnadnit analytické procedury jako je prekoncentrační krok před vlastní detekcí kovů. Rozbor dostupné literatury o parazitech – sentinelech odhalila, že jen málo parazitů je vhodných využít jako akumulující indikátory. Mezi rozmanitými parazity ve vodě žijících hostitelů, jež byli do dnešní doby zkoumáni je vrtejš jeden z obzvláště důležitých. Tento parazit vykazuje velmi vysokou schopnost akumulace kovů (Sures a Sinddall, 2003) a je běžným a široce rozšířeným parazitem jelců a parem, jež jsou celosvětově rozšířeni. Kvůli potřebě sentinelů v suchozemském a obzvláště městském prostředí (Schubert, 1991), střevní paraziti potkanů a krys jako je (M. moniliformis) a zejména (H. diminuta) se také ukazují jako slibné sentinely. Tasemnice jsou široce rozšířené a dosti běžnými parazity savců. Jsou snadno detekovanými a poskytují dost tkáně pro analýzu těžkých kovů. Potkani jako koneční hostitelé (H. diminuta) jsou také hodně rozšíření a hojní ve všech typech suchozemského prostředí na světě. Tudíž potkani
21
s jejich tasemnicemi mohou být používáni jako velmi užitečný nástroj při biomonitoringu prostředí. Avšak máme také některé vlastnosti kumulujících indikátory, které jsou potřeba ještě prostudovat, zejména, zda tasemnice splaňují kritéria vybraného sentinelového organismu (Sures, 2004). Pro výsledky více studií provedených v terénu i pro experimentální vyhodnocení vztahu mezi bioakumulací parazitem a zatížení prostředí kovy. Pořád chybí nedostatek informací o vlivu parazitů na bežné bioindikační procedury, např. analýza biomarkerů.
3.11 Vliv těžkých kovů na lesní ekosystémy Těžké kovy mohou poškozovat lesní ekosystémy jak přímo (přímé poškození asimilačních orgánů), tak zprostředkovaně – jako součást znečistěného ovzduší. Např. (Křístek, 1996) uvádí, že poškození lesa v souvislosti s průmyslovou výrobou je známo již po staletí. V našich zemích jsou popisovány škody na lesních porostech a obecně na vegetaci již v 16. století, a sice z oblasti Krušnohoří a Příbramska, které souvisely s dolováním a v důsledku látek uvolňovaných při zpracování rud, ale i v důsledku látek uvolňovaných do ovzduší s kouřem. Jako pevné prašné částice, působí mechanismy, fyzikálně i chemicky na nadzemní orgány dřevin.Částice těžkých kovů mohou pokrývat povrch, ucpávat průduchy a způsobovat fyziologické i genetické poškození listů a reproduktivních orgánů.
3.11.1 Těžké kovy v životním prostředí
Těžké kovy jsou přirozenou součástí zemské kůry a působením přírodních dějů (zvětrávání, sopečné erupce) jsou obsaženy ve velmi nízkých koncentracích ve všech složkách životního prostředí. Z důvodů tak nízkých koncentrací v životním prostředí nepotřebovaly živé organismy během svého vývoje mechanizmy ke zpracování těžkých kovů.Potencionálním rizikem pro živé organismy je akumulace těžkých kovů především v tukových tkáních a jejich toxické účinky již při nízkých koncentracích. Těžké kovy se vyskytují v různých skupinách periodické tabulky, a proto se liší chemickou a fyzikální sorpcí na půdní částice, reagují svojí mobilitou na změnu pH
22
a změnu aktivity půdní mikroflóry. Jejich koncentrace v půdě se liší v rozmezí několika řádů a mají mnoho specifických vlastností. Těžké kovy nejsou biologicky odbouratelné a řadí se mezi perzistentní polutanty (Marcogliese et al., 1998).
3.11.2 Vstup a transport těžkých kovů mezi složkami životního prostředí
Do složek životního prostředí se kovy uvolňují buď z přirozených nebo antropogenních zdrojů. Přirozeným zdrojem těžkých kovů v atmosféře je sopečná činnost, větrná eroze, lesní požáry, mikroorganismy a produkty rostlin. Z atmosféry jsou těžké kovy odstraňovány suchou nebo mokrou atmosférickou depozicí do půdy, povrchových vod nebo jsou zachyceny na povrchu rostlin. Mezi antropogenní zdroje kovů se řadí emise z elektráren, průmyslu, dopravy a zemědělství. Těžké kovy se sorbují převážně na částicích o rozměrech 0,1 – 10 µm, které se nejvíce podílejí na přenosu polutantů a jsou biochemicky velmi aktivní. Toxicita těžkých kovů v atmosféře je závislá na jejich koncentraci a délce expozice. Nejnebezpečnější jsou aerosoly vznikající při spalování uhlí obsahujícího Be, Pb, Ag a při pražení rud obsahem Pb, Zn, Cu a Cd (www.vesmir.cz, 2010). Přirozeným vstupem kovů do půdy je zvětrávání hornin a další půdotvorné procesy. Množství uvolněných prvků je závislé především na jejich obsahu a uvolnitelnosti z půdotvorné horniny. Mezi antropogenní vstupy kovů do půdy se řadí průmyslové emise, aplikace anorganických a organických hnojiv, průmyslově vyráběných kompostů, popílků, kalů z čistíren odpadních vod a používání závlahové vody. Na druhé straně také dochází k uvolňování prvků z půdní hmoty do povrchové a podzemní vody a k jejich čerpání kořeny rostlin (Palm, 1999). Do povrchové vody se kovy dostávají buď přímým nebo nepřímým vstupem. Přímým vstupem jsou efluenty a přímý bezprostřední spad. Mezi nepřímé vstupy se řadí suchá a mokrá atmosférické depozice, vymývání kovů z půdy povrchovými a průsakovými vodami. Mezi celkem dobře vyplavitelné kovy z půdy se řadí Cd, Tl, Zn, Cu, Cr a Ni. Složení podzemních a povrchových vod je také ovlivněno stykem vody s horninami, kde se dochází k řadě chemických reakcí v důsledku rozpouštění nebo vzniku nových nerostů. V důsledku acidifikace povrchových vod dochází ke zpomalení mikrobiální činnosti a následně rozkladu organické hmoty. Proto klesá koncentrace
23
rozpustných forem kovů v důsledku jejich vazby na nerozpuštěné látky, se kterými jsou ukládány do nových sedimentů (Rosenberk, 1993).
3.11.3 Vstup a transport těžkých kovů v rostlinách
Rostliny mohou přijímat těžké kovy dvěmi cestami. Buď usazením kovů atmosférického spadu na povrchu nadzemních částí rostliny s následnou absorpcí do rostlinných tkání nebo absorpcí kovů kořeny rostlin z půdního prostředí. Příjem těžkých kovů rostlinami je závislý na mnoha faktorech. Mezi tyto faktory se řadí fyzikální a chemické vlastnosti půdy (celková koncentrace kovů v půdě, pH a obsah organických látek), enviromentální podmínky (atmosférická depozice, teplota, vlhkost, rychlost a směr větru) a vlastnosti rostliny (absorpční kapacita těžkých kovů u rostliny, olistění, kořen, plody, velikost plochy vystavené kontaminaci, přítomnost ochlupení na exponovaných částech). Obecně se v kyselejším prostředí zvyšuje rozpustnost a tím přijatelnost kovů rostlinami. Proto se vápnění používá ke snížení příjmu kovů rostlinami. Půdy s vysokým obsahem organické hmoty mají nedostatek mikroprvků, neboť ty jsou pevně vázány organickou hmotou. Humusové látky patří mezi nejstálejší sloučeniny v půdě a přispívají k sorpci kovů z půdního roztoku. Většinou však tvoří komplexy s hydratovanými ionty kovů, především v kyselém prostředí. Vzniklé komplexy jsou velmi málo mobilní (www.vesmir.cz, 2010). Akumulace kovů v nadzemních částech rostlin může být vstupní cestou kovů do potravního řetězce. Na druhou stranu je však možné využít rostliny s velkou akumulační schopností k odstranění polutantů z půdy. Tato metoda se nazývá phytoremediace. Příjem stopových prvků rostlinami je prvním krokem k jejich vstupu do potravního řetězce a je závislý na: 1) pohybu prvku z půdního prostřední ke kořenu, 2) přestupu prvku přes membránu epidermálních buněk kořene, 3) transportu prvku z epidermálních buněk do xylému, kde probíhá transport prvků z kořene do výhonků rostliny, 4) možném uvolnění prvků ze zásobních pletiv listů do lýkového transportního systému. Ke zjištění stavu životního prostředí lze použít tzv. bioindikátory. Ke zjišťování obsahu kovů v organismech se využívají některé druhy hub, lišejníků, mechorostů, 24
suchozemských bylin, stromů nebo keřů. Vhodným a nejrozšířenějším bioindikátorem jsou mechorosty a lišejníky, protože nemají kutikulu a absorbují kovy přímo z atmosféry. Avšak jejich nevýhodou je příliš velká citlivost - v silně znečistěných oblastech nejsou schopny přežít. Proto se někdy využívá transplantačních pokusů (přenos vzorků mechorostů a lišejníků z nekontaminovaných oblastí do monitorovaných oblastí, kde jsou exponovány určitou dobu) (Ruus et al., 2001).
3.12 Charakteristika ekosystémů Moravskoslezských Beskyd Přírodní lesní oblast Moravskoslezské Beskydy má svůj specifický charakter a značnou různost faktorů, které formovaly současné lesní ekosystémy. Těmi jsou klima, půda, znečistění ovzduší a způsob hospodaření. Lesy byly dlouhodobě zatěžovány imisemi z ostravsko-karvinské průmyslové aglomerace a zahraničních zdrojů. Po prudkém teplotním zvratu v letech 1998 a 1999 došlo k silnému poškození lesních porostů na ploše větší než 2 500 ha. S ohledem na skutečnost, že emise síry a dusíku se budou v podmínkách Moravskoslezského kraje v příštích 20 – 40 letech jen pomalu blížit hodnotám nepřesahujícím kritické hodnoty pro vstup protonů do půdy, je nutné průběžně přijímat dostupná opatření pro eliminaci škodlivých účinků průmyslové činnosti na půdu (ww.kr-moravskoslezsky.cz, 2010).
3.12.1 Poškození lesů Moravskoslezských Beskyd
K nejrychlejší degradaci lesních porostů dochází v severní a severozápadní části Moravskoslezských Beskyd v důsledku negativního působení průmyslových oblastí jakými jsou Horní Slezsko, Ostravsko a rychle se rozvíjející průmysl v pohraničním Polsku. Především v době socialismu nebyly dodržovány ekologické normy, což způsobilo velké škody na lesních porosnostech s dlouhodobými nežádoucími následky na jejich celkovém zdravotním stavu. Po roce 1989 došlo ke snížení míry znečistění oxidem siřičitým, což bylo dokázáno kontinuálním měřením této znečišťující látky na Lysé hoře. Stále však dochází k poměrně vysoké mokré depozici a zatížení půd - a tím i lesů - těžkými kovy a to zejména prvky Cd, Cr, Cu, Fe, Mo, Pb a Zn, na jejichž emisích se nejvíce podílí nedaleké ocelárny (Main a Knorn, 2009).
25
3.12.2 Kvalita ovzduší Moravskoslezských Beskyd
Na základě ročenek Českého hydrometeorologického ústavu o znečistění ovzduší na území České republiky (ČHMÚ, 2000 – 2008) bylo možno zhodnotit vývoj koncentrací a imisních charakteristik vybraných látek pro období 2000 – 2008 na území Moravskoslezských Beskyd. Kapalné či tuhé částice různého chemického složení, původu i velikosti, jež jsou rozptýlené a unášené vzduchem označujeme jako poletavý prach. Ten je jedním z dalších velmi významných ukazatelů míry znečistění ovzduší. Znečisťující látkou PM 10 potom rozumíme polétavý prach, jehož částice nepřesahují svou velikostí hranice 10 mikrometrů. Prach často obsahuje i některé vysoce toxické látky, například polycyklické aromatické uhlovodíky, či těžké kovy (Pudelová, et al., 2009). Při srovnávání jednotlivých okresů z hlediska jejich emisního zatížení pomocí databáze REZZO 1 – 3 bylo zjištěno, že u všech sledovaných látek vykazuje jejich nejvyšší hodnoty okres Ostrava–město a okres Karviná. Na základě údajů získaných z IRZ se jako největší znečišťovatelé v okrese Ostrava–město ukázaly podniky: ArcelorMittal Ostrava, a.s., Dalkia Česká republika, a.s (Elektrárna Třebovice) a ČEZ, a.s. (Teplárna Vítkovice); a v okrese Karviná: ČEZ, a.s. (Elektrárna Dětmarovice), Dalkia Česká republika, a.s. (Teplárna Karviná a Teplárna Československé armády). Okresy, na nichž se přímo rozkládá území Moravskoslezských Beskyd, jsou v porovnání s okresy Ostrava–město a Karviná daleko menšími producenty emisí sledovaných látek. K emisnímu zatížení okresů Frýdek-Místek a Vsetín přispívají především podniky Třinecké Železárny, a.s, Biocel Paskov, a.s. a Deza, a.s., Valašské Meziříčí. Jako okres s nejnižšími koncentracemi emisí všech sledovaných látek můžeme označit Nový Jičín (www.voda.chmi.cz, 2010). Z výše
uvedeného
vyplývá,
že
na
celkovém
znečistění
ovzduší
Moravskoslezských Beskyd nesou největší podíl ostravsko-karvinská a třinecká průmyslová oblast.
26
4. MATERIÁL A METODY ZPRACOVÁNÍ 4.1 Vymezení a charakteristika území odebíraných vzorků 4.1.1 Moravskoslezský kraj
Veškeré údaje o charakteristice Moravskoslezského kraje byly poskytnuty Českým statistickým úřadem a Moravskoslezským krajem (www.czso.cz/csu, 2010; www.krmoravskoslezsky.cz, 2010). Tento kraj si přičítá za vznik datum 1. ledna 2000 podle ústavního zákona č. 347/1997 Sb., o vytvoření vyšších územních samosprávných celků. Krajským městem se stalo statutární město Ostrava. Do konce roku 2012 působilo v kraji 6 okresních úřadů: Nový Jičín, Bruntál, Frýdek-Místek, Karviná, Opava, Ostrava. V dnešní době jsou tyto bývalé okresy a regiony NUTS 4. K 1.1. 2003 se reformou veřejné správy v České republice ustanoveno v kraji 22 nových administračních center obcí s rozšířenou působností (www.kr-moravskoslezsky.cz, 2011). Kraj se rozkládá v severovýchodní části České republiky. Hraničí na severní straně s Polskem, na východní straně se Slovenskem, na jižní straně se Zlínským krajem a na jihozápadní straně s Olomouckým krajem. Celková rozloha Moravskoslezského kraje byla k 31. 12. 2009 542 683 ha, z toho 275 744 ha tvoří zemědělské půdy. Nezemědělská půda činí 266 909 ha, z čehož vodní plochy je 11 417 ha, zastavěné plochy 12 001 ha a ostatní plochy 50 236 ha. Nejzastoupenější lesní vegetační stupeň v kraji je 5. lesní vegetační stupeň jedlobukový. Území kraje je ze západu ohraničeno pohořím Hrubého Jeseníku a na východě je vymezeno pohořím Moravskoslezské Beskydy. Terénní a výškové rozdíly směrem ke středu postupně klesají až k rovinatému reliéfu v okolí horního toku Opavy a dolního toku Odry pod Ostravou s nejnižším bodem v nivě Odry u polských hranic 195 m n. m. Směrem k Polským hranicím je kraj otevřen Slezskou nížinou, směrem na jich přechází v rovinu na Hané. Průměrný úhrn srážek byl v roce 2009 1 524,6 mm a teplota vzduchu byla 3,6 °C.
27
Většina území kraje spadá do úmoří Baltského moře, do kterého teče řeka Odra, nevelká část území v Nízkém Jeseníku a bývalém okrese Nový Jičín spadá do úmoří Černého moře, do kterého vtéká řeka Morava. V Moravskoslezském kraji se nacházejí z velkoplošných zvláště chráněných území 3 chráněné krajinné oblasti (Beskydy, Jeseníky, Poodří) o rozloze 91 779 ha. Dále pak 148 chráněných území o rozloze 6 915 ha. I v tomto kraji se nachází řada evropsky významných lokalit a 3 ptačí oblasti ze soustavy Natura 2000 (www.vesmir.cz, 2010). K nejpočetnějším šelmám v tomto kraji bezkonkurenčně patří liška obecná a poté následuje kuna skalní a lesní, jezevec lesní (www.kr-moravskoslezsky.cz, 2010). Vývoj populace lišky obecné na území Moravskoslezského kraje v letech 2004 – 2009 je znázorněn v Tab. 2. a na Obr. 1.
Tab. 2. Jarní stav a lov lišky obecné v letech 2004 – 2009 na území Moravskoslezského kraje (Peichl, 2011).
Počet jedinců (ks)
Rok
2004
2005
2006
2007
2008
2009
Stavy k sčítání zvěře
3846
3832
3851
3958
4250
4387
Lov
4126
3985
3094
3718
4451
4240
28
Vývoj populace lišky obecné na území Moravskoslezského kraje 2004 - 2009
Počet jedinců
5000 4500 4000
4451 4250
4126
4387 4240
3851
3846 3985 3832
3500
3958 3718 3094
3000 2004
2005
2006
2007
2008
2009
Rok Stavy k sčítání zvěře
Lov
Obr. 1. Vývoj populace lišky obecné na území Moravskoslezského kraje 2004 – 2009 (Peichl, 2011)
4.1.2 Okres Nový Jičín
Údaje pro charakteristiku okresu Nový Jičín byly poskytnuty Českým statistickým úřadem (www.czso.cz/csu, 2010) Okres jako takový vznikl v roce 1960. Od 1. ledna 2000 je okres součástí Moravskoslezského kraje. Od 1. ledna 2003 zajišťuje výkon státní správy 5 obcí s rozšířenou působností: Bílovec, Frenštát pod Radhoštěm, Kopřivnice, Nový Jičín a Odry. Okres Nový Jičín se nachází v jižní části ostravské průmyslové oblasti. Na území okresu zasahuje ze severozápadu výběžek pohoří Nízkého Jeseníku s Vítkovskou vrchovinou a z jihovýchodu Podbeskydská pahorkatina a Moravskoslezské Beskydy. Předělem mezi jihovýchodem a severozápadem tvoří údolní niva Moravské brány podél toku řeky Odry. Většina tohoto území je pahorkatinného rázu. Většina území okresu Nový Jičín se rozprostírá převážně v klimatické oblasti mírně teplé, jen jihovýchod zasahuje do oblasti mírně chladné. V tomto území se nachází z velkoplošných zvláště chráněných území 2 chráněné krajinné oblasti (Beskydy, Poodří), které zaujímají asi 12 771 ha, národní parky se zde nevyskytují, a z maloplošných zvláště chráněných území (národní přírodní rezervace, 29
přírodní rezervace, národní přírodní památky, přírodní památky) je zde 29 chráněných území, které mají plochu asi 864,103 ha. Zvláště chráněná území jsou evidována v ústředním seznamu ochrany přírody Agenturou ochrany přírody a krajiny České republiky, která vede a zodpovídá za informace. Na území Moravskoslezského kraje se nachází celkem 9 evropsky významných lokalit a 2 ptačí oblasti ze soustavy Natura 2000. Početní stavy lišky obecné na území okresu Nový Jičín v letech 2004 – 2009 jsou znázorněny v Obr. 2. Stav a lov lišky obecné v okrese Nový Jičín.
Stav a lov lišky obecné v okrese Nový Jičín 1800
množství ulovených kusů
1600
775
1400 1200
725
678 632
765
663
1000
stav 807
800 600
571
647
lov 739
643 535
400 200 0 2004
2005
2006
2007
2008
2009
roky
Obr. 2. Stav a lov lišky obecné v okrese Nový Jičín (Peichl, 2011)
4.1.3 Přírodní park Podbeskydí
Údaje o charakteristice Přírodního parku Podbeskydí byly poskytnuty Moravskoslezským krajem (www.kr-moravskoslezsky.cz, 2010). Přírodní park Podbeskydí byl zřízen vyhláškou Okresního úřadu Nový Jičín v roce 1994 v jižní části okresu Nový Jičín v části Podradhošťská pahorkatina, která navazuje na Moravskoslezské Beskydy spadající do CHKO Beskydy (www.nature.cz, 2010).
30
Hranice jsou tvořeny městy Frenštát pod Radhoštěm, Kopřivnice, Příbor a Nový Jičín. Západní hranice je tvořena hranicí krajů Moravskoslezský a Zlínský.
4.2 Sběr, skladování a práce s vývrhy Pro rozbory bylo nasbíráno celkem 30 vývrhů lišek obecných během let 2009 – 2010. Vzorky jsem odebíral vždy v době lovu, která je u lišky celoroční. Odběr byl prováděn především na území CHKO Beskydy na území okresu Nový Jičín v obcích: Lichnov, Veřovice, Mořkov, Borovice, Trojanovice a Stolová. Názvy obcí jsou vždy samostatná myslivecká sdružení, ve kterých byly lišky uloveny. Území v CHKO Beskydy zaujímalo přibližně plochu 6 000ha, a na území Přírodního parku Podbeskydí o rozloze asi 12 000 ha. Celková rozloha území je tedy 18 000 ha. Pokud se jednalo o materiál získaný z Moravskoslezského kraje, byly veškeré vzorky vývrhů lišek odebrány vždy mnou osobně. Ke všem uloveným liškám jsem si přijížděl do jednotlivých, výše uvedených mysl. sdružení a provedl celkový vývrh s obsahem žaludku, střeva a rozdělil jednotlivě játra a ledvinu pro další vyšetření. Veškerá manipulace s orgány studovaných lišek byla provedena pomocí gumových rukavic, aby nedošlo k možné infekci. Vývrhy všech ulovených šelem byly řádně zamraženy v igelitových přepravkách a uchovány pro následný výzkum. Z 60% celkového počtu všech získaných lišek byl jejich lov umožněn pomocí norníků (psi používáni pro vyhnání lišek z nor). Velkou část vzorků jsem si ulovil já osobně se svými norníky. Další vývrhy zpracované v této práci byly shromážděny podobným způsobem pracovníky ústavu zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství Mendelovy univerzity v Brně. Jednalo se o vývrhy z krajů Olomouckého, Pardubického a Libereckého. Celková práce na pitevně začínala klasickou helmintologickou pitvou (Kassai, 1990) u vývrhů s kompletní trávicí soustavou. Bylo třeba střeva rozstřihnout pro jejich následné zkoumání. Sledoval se nejen obsah natrávené tekutiny, ale i stěny střeva. Vše bylo postupně promýváno a postupně vyplavováno z důvodu odstranění odpadních látek. U střev, která byla napadena parazity se všichni endohelminti vybrali pinzetou a přenesení do epruvety s 50 % lihem byli uloženi v lednici k dalšímu vyšetření.
31
Parazité ponecháni v konzervačním činidle byli dále mikroskopicky vyšetřeni a systematicky zařazeni. Z každého sledovaného kraje byly vybrány dva vzorky tasemnic rodu Mesocestoides a dva vzorky střevní tkáně, které byly označeny a odeslány na rozbor hladiny těžkých kovů. U každého vzorku se sledovala hladina sedmi těžkých kovů obvykle sledovaných v pracech podobného typu, a sice Cd, Pb, Cr, Cu, Zn, Mn a Zn. Tímto sjednocením metodiky je umožněno adekvátnější a úplnější srovnávání výsledků.
32
5. VÝSLEDKY PRÁCE Na výsledky této diplomové práce bylo propitváno celkem 30 vzorků vývrhů z lišky obecné (Vulpes vulpes) z Moravskoslezského kraje. K rozborům na zjištění hodnoty těžkých kovů v parazitech a ve tkáních lišek se posílaly pouze dvě lišky a parazité z těchto dvou lišek. Stejným způsobem byly vybrány vzorky z ostatních krajů, tedy Olomouckého, Pardubického a Libereckého, vždy po čtyřech vzorcích. Celkem byla hladina těžkých kovů prozkoumána u osmi vzorků střeva a osmi vzorků parazitů. Hlavním důvodem zúžení spektra vzorků byly vysoké finanční náklady s tím spojené. Ačkoliv při vývrzích byly nalezeny kromě tasemnic také škrkavky, které na sebe rovněž dovedou navázat těžké kovy hostitele, byly pro naše sledování vybrány pouze tasemnice rodu Mesocestoides, kterých bylo ve střevech nalezeno vždy velké množství a byly tedy pro naše účely vhodnější.
5.1 Determinace nalezených druhů Celkem bylo vyšetřeno 101 vývrhů lišek ze čtyř krajů České republiky. Prevalence celková i u jednotlivých skupin parazitů je zachycena v Tab. 3.
Tab. 3. Prevalence endoparazitů lišky obecné v Moravskoslezském, Pardubickém, Olomouckém a Libereckém
Kraj
Prevalence v % Počet Celková Škrkavka Škrkavka vývrhů prevalence Mesocestoides psí šelmí (ks) (%) sp. Toxocara Toxascaris canis leonina
Moravskoslezský
30
100
90
10
7
Pardubický
22
50
50
0
1
Olomoucký
15
20
20
0
0
Liberecký
34
36
39
2
5
33
Nejvíce se jednoznačně vyskytovaly tasemnice rodu Mesocestoides, a to zejména u lišek z Moravskoslezského kraje. Toxacara canis se u lišek vyskytovala jen ojediněle, častější byly nálezy škrkavky šelmí (Toxacara leonina).
5.2 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Moravskoslezském kraji U vyšetřených vývrhů lišek z Moravskoslezského kraje jsme ve střevní tekutině našli různé druhy tasemnic ve velkém množství. Tyto druhy obsahovaly ve svých tělech až 50x vyšší obsah těžkých kovů, než bylo v tkáni střeva stejného vzorku. Je zajímavé, že ve všech studovaných krajích vždy převyšoval výskyt olova (Pb) v tasemnicích a tkáních každého vzorku (Obr. 3.). Nejvyšším zastoupením z těžkých kovů má bez pochyby olovo (Pb), dále pak kadmium (Cd) a zinek (Zn). Vždy můžeme říci, že tasemnice různých druhů mají v těle hostitele tyto schopnosti, odvádět na sebe těžké kovy které jsou přijímány v potravě každé šelmy. V Moravskoslezském kraji u vzorku č.2 je dokonce až 50 ti násobný rozdíl v obsahu olova (Pb) v tasemnice na rozdíl od střeva (Obr. 4). Ze 7 těžkých kovů je nejvíce zastoupen prvek olovo (Pb) a to dosti podstatně oproti jiným kovům. Druhým nejzastoupenějším prvkem je kadmium(Cd), poměr mezi druhy vzorku jsou až 10ti násobné ve prospěch parazita ku obsahu ve vzorku střeva. Dalším z prvků, které jsou ještě aspoň trochu významné je zinek (Zn), který má hodnoty vesměs všechny okolo 55 µg. Ostatní prvky (Cu, Cr, Ni a Mn) jsou ve vzorcích obsaženy jen v malých koncentracích, jak v tělech endoparazitů tak ve tkáni střev. U druhého vzorku lišky můžeme vidět opět stejný poměr množství prvku ve vzorcích (Obr. 5). Opět je zřejmé, že největším podílem obsahu prvků je olovo (Pb), především vázáno tasemnicemi v poměru 559 µg ku 11 µg ve tkáni střeva. U této lišky byl druhým nejzastoupenějším prvkem Zn, v množství 52,17 µg v tasemnicích a 30,46 µg ve střevě. Další hodnoty zbylých těžkých kovů (Cd, Cr, Cu, Mn, Ni) jsou už nepatrné a pohybují se od 0, 113 µg do 13,56 µg, jak je patrné v Tabulkách 3 a 4. Můžeme ale říci, že hodnota obsahu prvků v tělech tasemnic je vždy vyšší než obsah v tkáních střev.
34
Tab. 4. Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Moravskoslezského kraje
Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Moravskoslezského kraje Číslo
Odběr
Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
lišky
(druh)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
1.
Tasemnice
227
454
1,136
27,27
59
34,65
9,318
Střevo
2,7
11
0,157
1,747
33,06
2,419
0,322
Tasemnice
9,7
559
0,487
5,36
52,17
13,65
1,998
Střevo
2,6
11
0,113
1,055
30,45
2,242
0,29
2.
4 54
Množství těžkých kovů ve střevě a tasemnicích 1.lišky z Moravskoslezského kraje 500 450
350
250
227
300
Cr
Cu
9 ,318
50 0 Cd
Pb
Zn
Mn
Ni
Druh těžkého kovu
Obr. 3. Množství těžkých kovů (µg) ve střevě a tasemnicích 1. lišky
35
0,322
11
100
34,65 2,4 19
střevo 59 33,0 6
150 27,27 1,747
tasemnice
1,136 0,157
200
2,7
Množství těžkých kovů
400
559
Množství těžkých kovů ve střevě a tasemnicích 2. lišky z Moravskoslezského kraje 600
400 300
tasemnice střevo
13,65 2,242
1,998 0,29
52,17
30,45
5,36 1,055
0,487 0,113
11
100
2,6
200
9,7
Množství těžkých kovů
500
Mn
Ni
0 Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Druhy těžkých kovů
Obr. 4. Množství těžkých kovů (µg) ve střevě a tasemnicích 2. lišky
5.3 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Olomouckém kraji Další výsledky na množství těžkých kovů v tělech endoparazitů a tkání lišek byly z Olomouckého kraje. V prvním vzorku lišky pocházející z tohoto kraje je zcela patrná převaha olova (Pb), oproti dalším druhům těžkých kovů. Množství olova (Pb), je zřejmé z Obr. 5. Poměr mezi obsahem v tasemnici a ve střevě je 708,7 µg ku 65,7 µg. Dalším hodnotným zastoupením prvků z těžkých kovů je obsah zinku (Zn), s hodnotami 62,41 µg v tasemnici a 24,15 µg ve střevě. Množství kadmia (Cd), není v tomto vzorku mezi nejvyššími hodnotami, ale jeho obsah bychom také měli brát v úvahu, poměr obsahu v tasemnici a ve střevě je 32 µg a 5,75 µg. Ostatní vzorky jako (Cr, Cu, Mn, Ni) jsou oproti Cd, Pb a Zn téměř zanedbatelné. Obsah těžkých kovů v těchto vzorcích se pohybuje od hodnoty 0,016 µg do 20,58 µg. Opět můžeme říct, že u tohoto vzorku lišky z Olomouckého kraje je zachován vždy větší obsah v tasemnicích oproti tkáni střeva a razantním obsahem olova ve vzorcích.
36
U druhého vzorku z tohoto kraje je obsah olova (Pb) až několika násobně vyšší než v doposud zmíněných vzorcích. Obsah olova (Pb), stoupl až na množství 2337 µg v tasemnicích oproti 125 µg obsahu ve střevě. Druhým nejzastoupenějším prvkem s hodnotou 87,8 µg v tělech parazitů bylo množství kadmia (Cd) a 9,63 µg ve tkáni střeva. Podíl zinku (Zn) je opět dosti vysoký oproti zbývajícím prkům a to množstvím 43,29 µg ve vzorcích tasemnic a 26, 99 µg ve tkáních střeva sledované lišky. Zbývající prvky (Cd, Cr, Cu, Mn a Ni) jsou opět zastoupeny nepatrným množstvím od hodnoty 0,066 µg pro Cr ve tkáni střeva až po hodnotu 36,86 µg manganu (Mn) u vzorku tasemnice. Vše je patrné z Obr. 6. Ze zjištěných vzorků, potřebných pro tuto studii jsme zjistili řadu důležitých poznatků. Je třeba říci, že nejpočetnějším druhem s obsahem těžkých kovů v tělech parazitů a tkáních střeva je bezpochyby olovo (Pb), a to ve všech krajích bez jakékoli výjimky. Kraj Olomoucký byl tímto prvkem zastoupen nejvíce a to až na hodnotu 2337 µg v těle tasemnic sledované lišky. Celkově druhým nejzastoupenějším prvkem v pořadí je kadmium (Cd), hodnota tohoto těžkého kovu v tělech tasemnic byla nejvyšší ve vzorku 2 lišky Moravskoslezského kraje hodnotou 227 µg v tělech parazitů, oproti hodnotě 2,7 µg ve tkáni střeva téhož vzorku. Jedním z dalších významných prvků na obsah těžkých byl zinek (Zn). Ve všech krajích a všech vzorcích byl třetím nejzastoupenějším prvkem jak v tasemnicích, tak ve tkáních střev. Jeho obsah ve studovaných liškách se pohyboval od 22,69 µg do 33,06 µg. Podstatným prvkem těžkých kovů byl i mangan (Mn), který se svým obsahem mohl porovnávat se zinkem pouze v jednom případě. Nevyšší zastoupení manganu (Mn) bylo určeno v kraji Olomouckém u 2. lišky. Hodnota pro tento kraj byla 36,86 µg v těle tasemnic a 13,65 µg u vzorku 2. lišky Moravskoslezského kraje. U vzorků střev jsou hodnoty od 0,53 µg pro vzorek 1. lišky Olomouckého kraje a 2,419 µg nejvyšší množství ve vzorku 1.lišky Moravskoslezského kraje. Jedním z výjimečných vzorků lišících se od průměru hodnot obou krajů je měď (Cu). U Moravskoslezského kraje se hodnota podstatně liší množstvím 24,27 µg v těle tasemnic a 1,747 µg ve vzorku střevní tkáně. Normál hodnoty se pohybuje od nejnižšího množství což je 0,082 µg ve vzorku tkáně druhé lišky Olomouckého kraje až po hodnotu 5,36 µg u druhého vzorku Moravskoslezského kraje.
37
Dalšími
vzorky
pro
studium
těchto
prvků
v tělech
lišek
obecných
z Moravskoslezského a Olomouckého kraje jsou Cu, Cr, Ni. Tyto prvky jsou oproti již zmíněným prvkům zastoupeny v tělech tasemnic a tkáních lišek opravdu jen nepatrným množstvím hodnot. Ni patřil mezi prvky s nejnižším obsahem jak ve tkáních lišek tak v těle tasemnic. Nejméně je tento prvek zastoupen v Olomouckém kraji u druhé lišky. Hodnota v tkáni je 0,082 µg a v tasemnici 0,376 µg, jak je zřejmé v Tab. 5. Jak můžeme vidět na Obr. 1 a na Obr. 2., jsou stavy lišek jsou dosti vysoké a to nejen v okrese Nový Jičín, ale také po celé České republice. Prevalence druhů u lišky obecné je dosti vysoká, je tudíž vhodné prokazovat sledovanost těžkých kovů na těchto šelmách. Výsledky obsahu těžkých kovů nejsou prokazatelné v tom, že bychom mohli definitivně tvrdit, že podle obsahu kovů v parazitech bychom mohli porovnávat kvalitu jiných okresů nebo krajů. Můžeme ale říct, že toto zjištění může sloužit jako možný ukazatel spolu s jinými možnými indikátory zjištění zdraví lesních ekosystémů. V případě, že posuzujeme jako možné indikátory tasemnice a škrkavky u lišky obecné, musíme mít na mysli několik kritérií. Vždy bude rozhodovat zdravotní stav lišky, pohlaví, věk a prostředí ve kterém liška tráví nejvíce času. Každá z pitvaných lišek měla dosti velké zastoupení tasemnic a škrkavek, nenašla se žádná z lišek, která by byla bez parazita, a mohlo se provést porovnání dvou různých vzorků. Bylo by tedy zajímavé porovnat obsah těžkých kovů ve tkáních bez parazitů a s parazity.
Tab. 5. Množství kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Olomouckého kraje Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Olomouckého kraje Číslo
Odběr
Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
lišky
(druh)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
Tasemnice
32
708,7
0,521
3,772
62,41
20,58
1,829
Střevo
5,75
65,7
0,197
0,903
24,15
1,725
0,106
Tasemnice
87,8
2337
0,279
1,882
43,29
36,86
0,379
Střevo
9,63
125
0,066
1,109
26,99
0,53
0,082
1.
2.
38
708,7
Množství těžkých kovů ve střevě a tasemnicích 1. lišky z Olomouckého kraje 800
600 500 400
tasemnice
300
1,8 29
0,106
20,58
1,725
24,15
62,41
0,903
0,197
0,5 21
65,7
100
32
200
3,7 72
střevo
5,75
Množství těžkých kovů
700
0 Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
Druh těžkých kovů
Obr. 5. Množství těžkých kovů (µg) ve střevě a tasemnicích 1.lišky z Olomouckého kraje
2337
Množství těžkých kovů ve střevě a tasemnicích 2.lišky z Olomouckého kraje
2000 1500
tasemnice střevo
0,0 82
0,376
0,5 3
36,86
26,99
43,29
1,1 09
1,882
0,0 66
0,279
125
500
9,6 3
1000 87,8
Množství těžkých kovů
2500
0 Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
Druh těžkých kovů
Obr. 6. Množství těžkých kovů (µg) ve střevě a tasemnicích 2. lišky v Olomouckém kraji
39
O tom, že paraziti mají schopnost akumulovat množství těžkých kovů ze svého hostitele jsme se přesvědčili ve všech případech posuzovaných vzorků.
5.4 Stanovení obsahu těžkých kovů v tělech šelem a jejich parazitů v Pardubickém a Libereckém kraji Výzkum se prováděl na různých místech České republiky, většinou se jednalo o severní část republiky, převážně na hranici našeho území s Polskem. Pro toto území jsme převzal údaje z kraje Libereckého a Pardubického.Výsledné hodnoty jsou uvedeny v Tab. 6. a 7. Těmito výsledky se opět potvrdil velký obsah olova (Pb),ve tkáních lišek tak v tělech tasemnic. Hodnoty v těchto krajích se pohybovaly od množství 10157 µg u vzorku tasemnice z Pardubického kraje a nejmenším množstvím byl zastoupen Liberecký kraj s hodnotou 100 µg v vzorku tkáně lišky. Druhým v pořadí na množství těžkých kovů bylo kadmium (Cd), s nejvyšším obsahem u 1. lišky Pardubického kraje hodnoto 122 µg v tělech tasemnic a nejmenším podílem 23,65 µg u druhé lišky Libereckého kraje. Obsahy ostatních prvků (Cu, Cr a Ni) byly ve větší míří stejné s obsahem prvků v kraji Moravskoslezském a Olomouckém. Množství těžkých kovů se pohybovalo v rozmezí od 0,118 µg po 14 µg U kraje Pardubického a Libereckého je obsah olova zastoupen nejvyšším podílem mezi prvky, ale taky mezi kraji. Hodnoty olova (Pb) ve zmíněných krajích byly oproti krajům Moravskoslezský a Olomoucký až 5x vyšší. Ze všech porovnaných krajů se porovnával obsah těžkých kovů v tělech parazitů pouze tasemnic, jiné parazity tyto lišky neměly. Porovnávaly se s obsahem těžkých kovů ve tkáních střeva každé lišky.Z výsledků je zřejmé, že ve všech čtyřech krajích jsme zaznamenali schopnost endoparazitů v našem případě tasemnic, odvádět do svého těla až 5x vyšší objem těžkých kovů, než je v těle lišek. Ve všech krajích bylo z prvků těžkých kovů nejvíce zastoupeno olovo (Pb), nejvyšší hodnotou 10157 µg v těle druhé lišky z Pardubického kraje.Jinak se hodnota olova (Pb) pohybovala v množství od 218 µg do 2300 µg v ostatních krajích. Druhými nejvíce zastoupenými prvky ve vzorcích byly kadmium (Cd) a zinek (Zn) jejich hodnoty se dosti rovnaly v různých krajích, ale vždy v průměru převažovalo kadmium (Cd). Další vzorky jako jsou měď (Cu), chrom
40
(Cr), nikl (Ni) a mangan (Mn) byly svým množstvím nepatrným množstvím ve vzorcích oproti již zmíněným prvkům. Nejméně zastoupeným prvkem byl nikl (Ni), ve všech krajích. Nejmenšího množství 0,082 µg dosáhla tato hodnota v kraji Olomouckém u vzorku druhé lišky.
Tab. 6. Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Pardubického kraje Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Pardubického kraje Číslo
Odběr
Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
lišky
(druh)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
1.
Tasemnice 15
218
0,136
1,564
27,65
1,362
0,108
8,45
121
0,121
1,124
24,21
0,23
0,245
122
10157
0,474
1,919
59,01
22,3
0,697
34,65
2300
0,774
1,967
35,75
8,323
0,439
Střevo 2.
Tasemnice Střevo
Tab. 7. Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech u vzorků lišek z Libereckého kraje Množství těžkých kovů ve střevě a endoparazitech dvou vzorků lišek z Libereckého kraje Číslo
Odběr
Cd
Pb
Cr
Cu
Zn
Mn
Ni
lišky
(druh)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
(µg)
1.
Tasemnice
13,75
607,4
0,469
0,974
24,47
1,433
0,269
6,4
160
0,04
0,96
19,59
1,856
0,166
100
800
0,123
1,456
60,2
20,3
0,647
23,65
100
0,04
1,017
35,75
8,200
0,239
Střevo 2.
Tasemnice Střevo
41
6. DISKUSE Současné experimentální a terénní výzkumy (Sures et al., 2002, 2003) prokázaly, že spolehlivými bioindikátory olova díky své velké akumulační kapacitě, mohou být tasemnice parazitující u hlodavců, zejména Hymenolepis diminuta v potkanech (Rattus norvegicus). Autoři Torres et al. (2004) použili také běžnou čeleď tasemnic parazitujících u hlodavců, konkrétně tasemnici Gallegoides arfaai z čeledi Anoplocephalidae, což je střevní parazit myšice křovinné (A.sylvaticus). U této tasemnice autoři zjistili 6, 20 a 24x více olova než v ledvinách, játrech a svalovině hostitele, myšice A. sylvaticus z nedostatečně znečistěných oblastí Katalánska. Všechny hodnoty jsou srovnatelné s výsledky od Hulmanu, velice silně znečistěné lokality v egyptské Káhiře. Na základě těchto studií a dalších dosavadních výsledků se zdá, že tasemnice hlodavců mohou být vhodnými bioindikátory znečistění životního prostředí olovem (Torres et al., 2006). Tato práce použila pro své hodnocení vzorky lišky obecné, v oblasti Moravskoslezského kraje a hodnotí zdraví lesního ekosystému. Baruš et al.(2003) sledovali koncentrace Cd, Cu, Pb, Zn v hlístici Protospirura muricola a tasemnice Inermicapsifer arvicanthidis, a v játrech a svalovině těmito parazity napadených nebo nenapadených hlodaců (Heliophobius argenteocinereus). Pb bylo vyšší u parazitů oproti hostitelům, Zn a Cu bylo více v parazitech rozdíly našel mezi hlísticemi a játry hostitele u Zn a mezi tasemnicemi a játry hostitele pro Cu. Cd bylo vyšší pouze u tasemnic. Při monitoringu antropogenní činnosti jsou paraziti využitelní jako bioindikátoři, protože jsou funkčně potřebné ve společnostech obratlovců. Imise mohou zvýšit potřebu parazitismu, např. když obranné mechanismy hostitele jsou negativně ovlivněny, tudíž se zvyšuje citlivost hostitele nebo se jednoduše zvýší hustota znečištění vhodného mezihostitele nebo definitivního hostitele. Znečistění může také snížit parazitismus za podmínek, že I.) infikovaní hostitelé trpí více environmentálním ohrožením než neinfikovaní hostitelé II.) paraziti jsou náchylnější na konkrétní znečisťující látky, oproti jejich hostitelům, nebo III.) znečistění nezbytně vede mezihostitele a definitivní hostitele k vyhynutí (Sures et al., 2004). Negativní vliv kovů na abundanci parazitů zjišťoval např. (Cross et al. 2001, 2003).
42
Studie, kterou prováděli Tmelen et al., 2004, byla zaměřena na testování hypotézy, že v tělech parazitů (zejména v tasemnicích) se koncentrují kovy ve vyšší míře než v hostitelských tkáních. Vliv množství těžkých kovů na parazity byl zkoumán zejména ve znečištěném prostředí (Landsberg et al., 1998, Turcekova et al., 2002). Nicméně podstatné je, že je méně literatury k dispozici pro použití savčích endoparazitů při studiích dopadu na životní prostředí. Reakce parazitů na množství těžkých kovů byla druhově specifická. Hlístice M. muris potvrdila pozitivní vztah s obsahem těžkých kovů. Oproti tomu, tasemnice Parabiokicephala sp. ukázala negativní reakce na množství těžkých kovů v orgánech hostitelů. Toto může potvrzovat hypotézu, že tito parazité nemají zažívací trakt, tudíž koncentrují těžké kovy ve větší míře než hostitelské tkáně (Tihelen et al., 2004). Zdá se, že použití drobných savců a jejich helmintů je slibný bioindikační systém pro hodnocení zatížení životního prostředí těžkými kovy pro suchozemská stanoviště, především v městských oblastech. Z uvedené literatury je zřejmé, že výsledky této práce jsou v porovnání s prostudovanou literaturou dosti podobné, především v možnosti endoparazitů koncentrovat ve svém těle větší množství těžkých kovů oproti tkáni svého hostitele. Schopnost parazitů odvádět z trávícího systému svého hostitele různé druhy těžkých kovů jsme se v této práci přesvědčili. V našem případě byly prostudováni endoparazititi (tasemnice). I u těchto parazitů jsme zaznamenali vyšší koncentrace v jejich těle oproti tkáním hostitele. To, že tito parazité mají takovéto předpoklady k akumulaci těžkých kovů ve svém těle, můžeme této možnosti využít především z hlediska zhodnocení zdraví konkrétního ekosystému. Dochází k tomu, že můžeme zase s vyšší přesností určit kvalitu životního prostředí ve kterém žijeme společně s parazity. Pokud se testuje na infikovaných organizmech, může docházet k nepřesným výsledkům z hlediska výsledků znečistění prostředí. Je potřeba využít dalších metod, které se nám tímto nabízejí, abychom mohli s vyšší přesností tuto problematiku objasnit.
43
7. PRAKTICKÉ VYUŽITÍ ZÍSKANÝCH VÝSLEDKŮ Práce se zaměřila na možnost zhodnotit zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře konkrétně lišky obecné (Vulpes vulpes). Na základě odběrů vzorů jsme odebrali u všech lišek jejich endoparazity, poté je determinovali a zjišťovali zda obsahují nějaké množství těžkých kovů, zdali ano tak jaké a jestli existuje poměr mezi množstvím prvků v tkáni lišek a tělech endohelmintů. Prokazatelně se zjistilo, že endohelminté vyskytující se v tělech lišek obsahují vždy určité množství těžkých kovů a v porovnání s tkání lišek je obsah v parazitech vždy alespoň 5x vyšší. U všech vzorků z Moravskoslezského kraje, Olomouckého, Libereckého a Pardubického je nejvíce ze všech prvků zastoupeno olovo (Pb). Množství Pb je oproti jiným prvkům až 100x vyšší. Touto skutečností se prokazuje viditelně velká hladina olova ve vzduchu, která je viditelná ve všech krajích. Vše je způsobeno velkou mírou průmyslu a docela velký podíl na této věci má silný vliv veškeré silniční dopravy na celém území. Dalším podílníkem na zvyšování obsahu prvků ve vzduchu a vodě mají tepelné elektrárny. Jsou to především elektrárny v Polsku při hranici s Českou republikou. Převažující větry vanoucí od severu mají vliv nejen na stav srážek, ale s tím spojené proudění vzduchu společně z polutanty na území České republiky.
44
8. ZÁVĚR Tato práce se zaměřila na možnost zhodnotit zdraví ekosystému lesa pomocí obsahu těžkých kovů v tělech parazitů zvěře konkrétně lišky obecné (Vulpes vulpes). Výzkumná část se skládala z odebrání všech endoparazitů z těla šelem a zjistit fakt, že tito endohelminté jsou schopni na sebe vázat těžké kovy a necíleně odebírat množství těchto prvků z těla svého hostitele. Porovnával se obsah těžkých kovů ve střevní svalovině lišek obecných ze dvou hlavních krajů (Moravskoslezský, Olomoucký) dále pak byly převzaty výsledky od Pardubického a Libereckého kraje a množství kovů, které na sebe vážou v našem případě pouze tasemnice. U všech lišek z obou krajů byl poměr obsahu kovů v tasemnici vždy vyšší než u vzorků tkáně střeva. Tento fakt byl potvrzen u druhu tasemnice rodu Mesocestoides, měly i škrkavky – psí a šelmí. Ze všech prvků těžkých kovů (Pb, Cd, Cr, Cu a Ni) bylo ve střevě lišky a v tělech parazitů (tasemnicích) nejvíce zastoupeno olovo (Pb), a to v množství – 1. vzorek: střevo 11 µg, tasemnice 559 µg; 2. vzorek: střevo 11 µg, tasemnice 459 µg, což je přibližně 100 – 500x vyšší obsah tohoto těžkého kovu oproti jiným prvkům. Nejmenším obsahem se prokázaly prvky nikl (Ni), a chrom (Cr), a to v množství – Ni 1. vzorek: střevo 0,322 µg, tasemnice 9,318 µg; 2. vzorek: střevo 0,29 µg, tasemnice 1,998 µg; Cr 1. vzorek: střevo 0,157 µg, tasemnice 1,136 µg; 2. vzorek: střevo 0,113 µg, tasemnice 0,487 µg. Tento fakt svědčí o zvláštnostech a možnostech endoparazitů, kteří mají schopnost odvádět na sebe určité množství těžkých kovů z obsahu střevní tekutiny svého hostitele (liška obecná). Dle akumulace těžkých kovů v parazitech nebo v tělech lišek v Moravskoslezském kraji je znečištění lesního ekosystému v porovnání s jinými kraji (Pardubický, Olomoucký, Liberecký) nízké. K přesnějšímu stanovení vazeb mezi množstvím těžkých kovů v tělech parazitů a zachovalosti prostředí bude potřeba zpracovat ještě velké množství dalšího materiálu. Cílem této práce bylo především zjistit možnost, zda parazité ve střevní tekutině, mohou nějakým způsobem akumulovat prvky těžkých kovů a akumulovat je ve svém těle v koncentracích až několikráte vyšších, než je obsah v tkáních šelem. Tato možnost se nám potvrdila a výsledky jsou patrné z kapitoly výsledky.
45
To, že paraziti mají tuto schopnost jsme se přesvědčili ve všech vzorcích, ze všech krajů. Další možností jak uplatnit tyto údaje je možnost zhodnocení zdraví lesního ekosystému dané lokality. Nelze hodnotit ekosystém pouze na vzorku několika endoparazitů různých šelem, ale ve spojení s dalšími indikátory mohou mít určitou váhu na posuzování zdraví lesních ekosystémů. Liška obecná (Vulpes vulpes) je šelma s velkou variabilitou svého teritoria a za celý svůj život je schopna vystřídat mnoho různých ekosystémů. Vzhledem k tomu, že liška je především masožravcem a hlavní potravou jsou drobní hlodavci, kteří jsou mezihostiteli ve vývoji řadě druhů endoparazitů lišky. Množství parazitů v zažívacím traktu je u lišek prvním předpokladem pro kvalitu a kvantitu zjištěného vzorku. Proto je liška jedním z možných indikátorů kvality různých druhů ekosystémů.
46
9. SUMMARY This diploma work is focused on possibility of the evaluation of forest ecosystem helath with using haevy metals in parazith bodies of game – concretely red fox (Vulpes vulpes). The content of heavy metals in fox endohelminth bodies was found and it was compared with the content of heavy metals in fox intestine tissues. Outcomes were obtained helminthological autopsy and taking of intestine samples 2 red foxes (from total count 25 foxes) come from the Moravskoslezský region. The results were compared with other regions in the Czech Republic (Olomoucký and Liberecký region). Grallochs were collected in 2009 – 2010. The amount of heavy metals (Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb and Zn) was determinated according to the method ICP OES. It was found out that endohelminths (tapeworm) accumulate in their bodies 50x more content of elements, etc. lead, than is accumulated in fox intestine tissues. The most often present element in endohelminth bodies and fox intestine tissue in all regions in th Czech Republic is lead (Pb). Problems of accumulation heavy metals in parazith bodies and their host bodies is solved by scientists very often. It is joined with pollution of environment by industry, exhaust gas and others. The heavy metals have negative influence for almost all animal species in the world, including the man. The most used animals for researches are species of invertebrates or animals living in water environment. This work shows possibility to find out forest ecosystem health with using present of heavy metals in bodies of endoparaziths and their hosts – red foxes. The results are influenced by the age, condition, health and food of foxes too. For more precision results is necessary to examine more fox endoparaziths and fox instestine tissue.
47
10. POUŽITÁ LITERATURA BARUŠ, V., et al., 2000. Heavy metal (Pb, Cd) concentrations in adult tapeworms (Cestoda) parasiting birds (Aves). Helmintologia, 37. 131-136.
BARUŠ, V., et al., 2001. Cadmium and lead concentrations in Contracaecum rudolphii (Nematoda) and its host, the cormorant Phalacrocorax carbo (Aves). Folia Parasitol., 48. 77-78.
BARUŠ, V., et al., 2003. Relative concentrations of four heavy metals in the parasites Protospirura muricola (Nematoda) and Inermicapsifer arvicanthidis (Cestoda) in their definitive
host
silvery
mole-rat
(Heliophobius
argenteocinereus:
Rodentia).
Helminotlogia, 40. 227-232.
BARUŠ, V., et al. 2007. Philometra ovata (Nematoda: Philometroidae): a potential sentinel species of heavy metal accumulations. Parasitology Research, 100. 929-933.
BENCKO, V., et al., 1995. Toxické kovy v životním a pracovním prostředí člověka. Grada, Praha, 282 s.
BERGEY, L., et al., 2002. Mercury uptake by the estuarine species Palaemonetes pugio and Fundulus heteroclitus compared with their parasites, Probopyrus pandalicola and Eustrongylides sp. Marine Pollution, 44. 1046-1050.
BILLIARD, S. M., KHAN, R. A. 2003 Chronic stress in cunner, Tautogolabrus adspersus, exposed to municipal and industrial effluents. Ecotox. Environ Safety, 55. 918.
BORCHERDING, J., WOLF, J., 2001. The influence of suspended particles on the acute toxicity of 2-chloro-4nitro-aniline, cadmium and pentachlorophenol on the valve movement response of the Zebra mussel (Dreissena polymorpha). Arch Environ Contam Toxicol., 40 (4). 497-504.
48
BROEG, K., et al., 1999. The use of fish metabolic, pathological and parasitological indices in pollution monitoring. Helgoland Marine Research, 53. 171-194.
CROSS, M. A., et al., 2001. Effect of heavy metal pollution on swimming and longevity in cercariae of Cryptocotyle lingua (Digenea: Heterophyidae). Parasitology, 123. 499507.
CROSS, M. A., et al., 2003. Trematode parasite influence on copper, iron and zinc content of polluted Littorina littorea: infection, host sex and time effects. Journal of the Marine Biological Association of the UK, 83. 1269-1272.
DUŠEK, L., et al., 1998. Biodiversity of parazites in a freshwater environment with respect to pollution: metazoan parasites of chub (Leuciscus cephalus L.) as a model for statistical evaluation. Int. J. Parasitol., 28. 1555-1571.
EVANS, D. W., et al., 2001. The effect of digenean (Platyhelminthes) infections on heavy
metal concentrations in Littorina littorea. Journal of the Marine Biological
Association of the UK, 81. 349-350.
FAULKNER, B. C., LOCHMILLER, R. L., 2000. Ecotoxicity revealed in parasite communities of Sigmodon hisoidus in terrestrial environments contaminated with petrochemicals. Environ Pollut., 110 (1). 135-145.
FIALA, J., et al., 2001. Znečištění ovzduší na území České republiky v roce 2000. [online] citováno 10. února 2011. Dostupné na World Wide Web:
GREICHUS, A., GREICHUS, Y. A., 1980. Identification of some elements in the hog roundworm, Ascaris lumbricoides suum, and certain tissues of its host. Int. J. Parasitol., 10 (2). 89-91.
GUTHOVÁ, Z., HRUBÝ-ROSA, P., 2006-2007. Těžké kovy. [online] citováno 20. března 2011. Dostupný na World Wide Web: 49
HALAČKA, K., 1972. Sborník VI. konference hygieniků výživy. 1-5.
HALMETOJA, A., et al., 2000 Perch (Perca fluviatilis) parasites reflect ecosystem conditions: a comparison of natural lake and two acidic reservoirs in Findland. Int. J. Parastiol., 30. 1437-1444.
HEINONEN, J., et al., 1999. The effects of parasites and temperature on the accumulation of xenobiotics in fresh water clam. Ecological Applications, 9. 475-481.
HEINONEN,
J.,
et
al.,
2000.
Toxicokinetics
of
2,4,5-trichlorophenol
and
benzo(a)pyrene in theclam Pisidium amnicum: effects of seasonal temperatures and trematode parasites. Archive sof Environmental Contamination and Toxicology, 39 (3). 352-359.
HRUŠKA, J., et al., 1996 – 1997. Vliv kyselého deště na povrchové vody. [online] citováno 20. března 2011. Dostupný na World Wide Web:
JANKOVSKÁ et al., 2008. Heavy metal in rodents infected by cestodes or nematodes. Parasite, 15(4). 581–588.
JENEY, Z., et al., 2002. Effects of pulp and paper mill effluent (BKME) on physiological parameters of roach (Rutilus rutilus L.) infected by the digenean Rhipidocotyle fennica. Folia Parasitologova, 49. 103–108.
KOČÁREK, E., 2003 – 2004. Vybrané kapitoly z lékařské ekologie a parazitologie. [online] citováno 10. února 2011. Dostupné na World Wide Web: .
LAFFERTY, K. D., 1997. Enviromental parasitology: What can parasites tell us about human impacts on the environment?Parasitology Today, 13. 251–255.
LANDSBERG, J. H., et al., 1998. Parasites of fish as indicators of environmental stress. Environ. Monit. Assess., 51. 211-232. 50
LEFCORT, H., et al., 2002. Indirect effects of heavy metals on parasites may cause shifts in snail species composition. Arch Environ. Contam Toxicol, 43. 34–41.
MacKENZIE, K., 1999. Parasites as pollution indicators in marine ecosystems: a proposed early warning system. Marine Pollution., 38. 955-959.
MACHÁLEK, P., et al., 2008. Emise látek znečišťujících ovzduší v České republice. [online] citováno 10. února 2011. Dostupné na World Wide Web: .
MARCOGLIESE, D. J., et al., 1998. Effects of exposure to contaminated sediments on the parasite fauna of American Plaice (Hippoglossoides platessoides). Environmental Contamination And Toxikology, 61 (1). 88-95.
MIHOLOVÁ, D., MADER, P., 1993. Czechoslovak biological certified reference materials and their use in the analytical quality assuranace system in a trace element laboratory. Fresenius J. Anal. Chem., 51. 256-260.
NESMĚRÁKOVÁ, E., 1998. Voda : Odpadní voda [online] citováno 20. března 2011. Dostupný na World Wide Web:
ORRES, J., et al., 2004. Cadmium and lead concentrations in Gallegoides arfaai (Cestoda :Anoplocephalidae) and Apodemus sylvaticus (Rodentia: Muridae) from Spain. Parasitology Research, 94. 468-470.
OVERSTREET, R. M., 1997. Parasitological data as monitors of environmental health. Parassitologia, 39. 169-175.
PALM, H., DOBBERSTEIN, R. C, 1999. Occurence of trichodinid ciliates (Peritricha: Urceolariidae) in the Kiel Fjord, Baltic Sea, and its possible use as a biological indicator. Parasitol. Res., 85. 726-732.
51
ROSENBERG, D. M., RESH, V. H., 1993. Freshwater Biomonitoring and Benthic Macroinvertebrates. Chapman and Hall, New York, 488 s.
RUUS, A., et al., 2001. Accumulation of the lipophilic environmental contaminant lindane inmetacercariae of Bucephaloides gracilescens (Trematoda, Bucephalidae) in the central nervous system of bullrout Myoxocephalus scorpius. Diseases of Aquatic Organisms, 48. 75-77.
SIDDALL, R., et al., 1997. Dactylogyrus (Monogenea) infections on the gills of roach (Rutilus rutilus L.) experimentally exposed to pulp and paper mill effluent. Parasitology, 114. 439-446.
SCHEEF, G., et al., 2000. Cadmium accumulation in Moniliformis moniliformis (Acanthocephala) from experimental infected rats. Parasitol Res, 86. 688-691.
SCHUBERT, R., 1991 Bioindication in Terrestrischen Okosystemen. Gustav Fischer, Jena, 338 s.
SURES, B., et al., 1998. Relative concentrations of heavy metals in the parasites Ascaris suum (Nematoda) and Fasciola hepatica (Digenea) and their respective porcine and bovine definitive hosts. [s.l.] : [s.n.], s. 1173-1178.
SURES, B., et al., 2000. Accumulation and distribution of lead in the acanthocephalan Moniliformis moniliformis from experimental infected rats. Parasitology, 121. 427433.
SURES, B., 2001. The use of fish parasites as bioindicators of heavy metals in aquatic ecosystems: a review. Aquatic. Ecology, 35. 245–255.
SURES, B., et al., 2002. Interaction between cadmium exposure and infection with the intestinal parasite Moniliformis moniliformis (Acantocephala) on the stress hormone levels in rats. Environmental Pollution 333-340.
52
SURES, B., et al., 2003. Lead concentrations in Hymenolepis diminuta adults and Taenia taeniaeformis larvae compared to their rat hosts (Rattus norvegicus) sampled from the city of Cairo, Egypt. Parasitology, 127. 483-487.
SURES, B., 2003. Accumulation of heavy metals by intestinal helminths in fish: an overview and perspectives. Parasitology, 126. S53-S60.
SURES, B., 2004. Environmental parasitology: relevancy of parasites in monitoring environmental pollution. Trends Parasitol, 20. 170-177.
TERASCHEWSKI, H., 2000. Host parasite interactions in Acanthocephala - a morphological approach. Adv. Parasitol., 46. 1-179.
TENORA, F., et al., 2000 Concentrations of some heavy metals in Ligula intestinalis plerocercoids (Cestoda) and Philometra ovata (Nematoda) compared to some of their hosts (Osteichtyes). Helminthologia, 37. 15-18.
THIELEN, F., et al., 2004. The intestinal parasite Pomphorhynchus laevis (Acanthocephala) from barbel as a bioindicator for metal pollution in the Danube river near Budapest, Hungary. Environ Pollut, 129 (3). 421-429.
TURČEKOVÁ, L., et al., 2002. Concentration of heavy metals in perch and its endoparasites in the polluted water reservoir in Eastern Slovakia. Helminthologia, 39 (1). 23-28.
VALTONEN, E. T., et al., 1997. Eutrophication, pollution, and fragmentation: effects on parasite communities in roach (Rutilus rutilus) and perch (Perca fluviatilis) in four lakes in central Findland. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 54. 572-585.
YEOMANS, W. E., et al. 1997 Use of protozoan communities for pollution monitoring. Parassitologia, 39. 201-212.
53
Internetové zdroje: www.goniatit.cz/clanky/nezarazene/slovnik-odbornych-vyrazu-v-biologii---e cs.wikipedia.org/wiki/Eutrofizace cs.wikipedia.org/wiki/Odpadn%C3%AD_voda#Druhy_odpadn.C3.ADch_vod ekologie.upol.cz/ku/ahdo/Bioindikace.pdf ww.kr-moravskoslezsky.cz www.chmi.cz [online] 2011 www.ekologie.cz ,[online] 2011 [online] 2011 www.vesmir.cz [online] 2011 www.lassieairin.estranky.cz [online] 2011 www.savci.upol.cz [online] 2011
Právní předpisy:
Zákon č. 138/1973 Sb., o vodách (vodní zákon), ve znění zákonů č. 425/1990 Sb., č. 114/1995 Sb., č. 14/1998 Sb. a č. 58/1998 Sb.
Ústavní zákon č. 347/1997 Sb., o vytvoření vyšších územních celků
54
PŘÍLOHY
55
