Contents

Rozdział 1. WSTĘP 1

1.1. PAH w środowisku wodnym 1

A. Źródło i występowanie 1

B. Właściwości fizykochemiczne 4

C. Przemiany pod wpływem UV 5

1.2. Interakcja PAH z organizmami wodnymi 6

A. Transport do komórki 6

B. Mikrobiologiczny rozkład 7

Rozdział 1. WSTĘP

1.1. PAH w środowisku wodnym

A. Źródło i występowanie

Policykliczne węglowodory aromatyczne (ang. polycyclic aromatic hydrocarbons, PAH), należą do głównych zanieczyszczeń wód, gleb oraz powietrza. Substancje te pochodzą przede wszystkim ze źródeł antropogenicznych, takich jak spalanie różnego rodzaju paliw, produkcja stali, eksploatacja podmorskich złóż ropy naftowej oraz procesy jej obróbki. Do najistotniejszych naturalnych źródeł węglowodorów należą wybuchy wulkanów, pożary lasów oraz wycieki ze złóż roponośnych.

Ogólną ilość PAH, trafiających corocznie do wód morskich i oceanicznych, szacuje się na 230 000 ton. W powierzchniowych wodach Morza Bałtyckiego stężenie PAH mieści się w granicach 3.320 – 11.040 pg dm^-3 (Witt 2002). Średnie stężenie wybranych policyklicznych węglowodorów aromatycznych w powierzchniowych wodach Bałtyku przedstawia Tabela 1.2. Znacząca część całkowitej ilości PAH trafiającej corocznie do Bałtyku pochodzi ze spływów rzecznych. Samą tylko Odrą do Zalewu Szczecińskiego przedostaje się 2.050 – 2.460 kg PAH rocznie (Kowalewska i wsp. 2003). Nie jest faktem zaskakującym, iż największe ilości zanieczyszczeń węglowodorowych notowane są w osadach strefy przybrzeżnej, szczególnie w pobliżu ujść dużych rzek.

Stężenie PAH w osadach Zalewu Szczecińskiego osiąga wartości od 3.000 do 5.000 ng g^-1 osadu, podczas gdy w osadach Głębi Bornholmskiej wynosi przeciętnie 1.000 ng g^-1 osadu (Kowalewska i wsp. 2003).

Polecenie: sformatuj tekst tak, żeby tabela znalazła się na następnej stronie, następnie wstaw do tabeli wzory strukturalne odpowiednich węglowodorów.

Tabela 1.1. Przykłady policyklicznych węglowodorów aromatycznych zaklasyfikowanych przez US EPA jako priorytetowe w badaniach naukowych (wg Dabestani i Ivanov 1999)

L.p.	Substancja	Wzór strukturalny	Wzór sumaryczny i masa molowa
1.	Acenaften		C12H10 154,21
2.	Acenaftylen		C12H8 152,20
3.	Fluoren		C13H10 166,22
4.	Fenantren		C14H10 178,23
6.	Piren		C16H10 202,26
7.	Fluoranten		C16H10 202,26
8.	Chryzen		C18H12 228,29
9.	Benz/a/antracen		C18H12 228,29
10.	Benzo/a/piren		C20H12 252,31

B. Właściwości fizykochemiczne

Policykliczne węglowodory aromatyczne to związki złożone z 2 – 13 pierścieni aromatycznych w układzie linearnym (np. antracen) lub angularnym (np. fenantren). Są to związki lipofilne, słabo rozpuszczalne w wodzie, w związku z czym w środowisku wodnym łatwo ulegają sorpcji na cząsteczkach organicznych lub mineralnych, a co za tym idzie mają tendencję do gromadzenia się w osadach. Z kolei stosunek ilości rozpuszczonych w wodzie węglowodorów aromatycznych do ich stężenia w powietrzu wiąże się ściśle z wartościami stałej Henry’ego, która dla poszczególnych PAH mieści się w granicach od 10^-3 do 10^-8 atm. × mol^-1 (Tabela 1.3). Za lotne przyjmuje się związki, dla których stała Henry’ego zawiera się między 10^-3 a 10^-5 atm. × mol^-1.

Charakterystyczny dla cząsteczek węglowodorów system orbitali π silnie wpływa na ich własności spektralne, przez co umożliwia tym związkom absorpcję promieniowania ultrafioletowego oraz widzialnego. Z uwagi na tę właściwość, PAH należą do grupy substancji zwanych fotouwrażliwiaczami (światłouczulaczami). Promieniowanie UV powoduje również modyfikację samej cząsteczki węglowodoru.

Struktura cząsteczek węglowodorów decyduje o ich mutageniczności i rakotwórczości oraz podatności na rozkład metaboliczny. Mówiąc ogólnie, PAH o planarnej budowie są bardziej stabilne, mniej reaktywne i mniej toksyczne. Wszelkie natomiast podstawniki, zmieniające strukturę przestrzenną cząsteczki, powodują wzrost reaktywności PAH (Higginbotham i wsp. 1993). Z kolei o rakotwórczości tych związków decyduje głównie występowanie w ich strukturze tak zwanych „bay-region” i „k-region” (Rys. 1.2).

Polecenie: wstaw strzałki w taki sposób, aby:

1. początek znajdował się na wysokości litery „n” w słowie „region”, a koniec pomiędzy cyframi 9 i 10,

2. początek znajdował się na wysokości litery „b” w słowie „bay”, a koniec pomiędzy cyframi 5 i 4

Rysunek 1.2. „Bay-region” i „k-region” w cząsteczce fenantrenu.

C. Przemiany pod wpływem UV

W środowisku wodnym zanieczyszczonym węglowodorami zachodzić może wiele procesów, mających wpływ na toksyczność tych substancji. Ze względu na hydrofobowe własności PAH duża ich część wiąże się z martwą materią organiczną występującą w zbiornikach wodnych i wraz z nią opada na dno, gromadząc się w osadach (Kowalewska i wsp. 2003). Toksyczność węglowodorów pozostających w roztworze wodnym modyfikowana jest przez promieniowanie świetlne, a zwłaszcza UV-B (290-320 nm). Zmiana toksyczności PAH pod wpływem światła zachodzić może dwiema drogami – poprzez reakcje fotomodyfikacji oraz fotouwrażliwiania (Rys. 1.3).

Fotomodyfikacja (fotoutlenianie i fotoliza) PAH prowadzi do powstawania pochodnych, które są często bardziej szkodliwe niż substancje wyjściowe. Fotouwrażliwianie polega natomiast na katalizowanym przez PAH wytwarzaniu reaktywnych form tlenu, powodujących uszkodzenia komórek organizmów żywych.

Polecenie: wstaw poniższy rysunek do tekstu, używając pól tekstowych i funkcji rysowania

Rysunek 1.3. Ogólny schemat przemian PAH zachodzących pod wpływem promieniowania świetlnego (wg Krylov i wsp. 1997).

¹PAH – cząsteczka w podstawowym stanie singletowym, ¹PAH* - cząsteczka we wzbudzonym stanie singletowym, ³PAH* - cząsteczka we wzbudzonym stanie trypletowym, ³O₂ - cząsteczka tlenu w podstawowym stanie trypletowym, ¹O₂ – cząsteczka tlenu singletowego.

1.2. Interakcja PAH z organizmami wodnymi

A. Transport do komórki

Ze względu na lipofilne własności PAH, substancje te z łatwością przenikają przez błony plazmatyczne organizmów wodnych, akumulując się we wnętrzu komórek (Wang i wsp. 1997), jednakże mechanizm tego transportu nie został do tej pory w pełni poznany.

Najczęściej przyjmuje się (Gobas i wsp. 1991, Wang i wsp. 1997), że bioakumulacja substancji hydrofobowych jest prostym procesem podziału pomiędzy dwie fazy: wodną i lipidową, dającym się opisać współczynnikiem podziału oktanol/woda (K_ow). Duxbury i wsp. (1997) wykazali, że akumulacja antracenu i fenantrenu przez Lemna gibba osiąga poziom równowagi już po 24h, zarówno u roślin inkubowanych w ciemności, jak i poddanych naświetlaniu symulowanym promieniowaniem słonecznym (SSR). Z takim samym tempem zachodziło wymywanie badanych węglowodorów z tkanek badanej rośliny, po jej przeniesieniu do pożywki pozbawionej węglowodorów. Gwałtowne pobieranie i szybkie wymywanie fenantrenu z komórek złotowiciowca Isochrysis galbana zaobserwowali Wolfe i wsp. (1999). Wyniki te mogłyby sugerować istnienie zależności pomiędzy bioakumulacją PAH, a współczynnikiem podziału oktanol/woda. Nie udało się jednak wykazać ścisłej korelacji pomiędzy K_ow antracenu i fenantrenu, a ich współczynnikiem stężenia biologicznego (BCF – ang. bioconcentration factor) w organizmie roślinnym, czy toksycznością (Duxbury i wsp. 1997). Większe znaczenie wydawała się mieć raczej biodostępność badanych substancji.

B. Mikrobiologiczny rozkład

Niezwykle ważnym aspektem występowania PAH w środowisku naturalnym jest ich mikrobiologiczny rozkład, który prowadzić może zarówno do detoksyfikacji tych związków, jak i do powstania toksycznych pochodnych. Metaboliczny rozkład PAH przeprowadzany jest głównie przez organizmy heterotroficzne. Niskocząsteczkowe węglowodory aromatyczne, takie jak naftalen, acenaften, fenantren, antracen, piren, Aeromonas, Moraxella, Beijerinckia, Flavobacterium, Nocardia), a także grzyby (Cunninghamella, Absidia, Candida, Pasilocybe, Aspergillus, Penicillum, Mucor) (Doddamani i Ninnekar 2000, Ho i wsp. 2000, Juhasz i Naidu 2000, Traczewska 2003). Nieliczne prace wskazują na możliwość metabolizowania antracenu, fenantrenu, naftalenu i benzo[a]pirenu przez pewne szczepy glonów i sinic¹.

Problem metabolizowania PAH przez mikroorganizmy jest niezwykle istotny, ponieważ powstające metabolity mogą być, w przeciwieństwie do substancji wyjściowych, związkami nietoksycznymi. Przykładem jest fenantren, metabolizowany przez sinicę Agmenellum quadruplicatum do dihydrodioli i pochodnych metoksylowych, które wydają się być związkami nietoksycznymi². Šepič i wsp. (2003) toksycznością niż substancja wyjściowa. Nie wszystkie jednak wyniki doświadczeń przedstawiają jednoznaczny i jasny obraz oddziaływania metabolitów PAH na organizmy wodne. Traczewska (2000, 2003) wykazała, iż produkty rozkładu antracenu i fenantrenu przez pewne szczepy bakterii mogą być okazywały się jednak nieszkodliwe dla organizmów autotroficznych (Selenastrum capricornutum i Lemna minor), wywołując u nich nawet efekty stymulacji wzrostu i zawartości chlorofilu a.

Toksyczny wpływ zanieczyszczeń antropogenicznych na glony zależeć może od warunków panujących w środowisku ich występowania. Niewątpliwie jednym z najważniejszych dla rośliny czynników jest promieniowanie słoneczne, zawierające w swoim spektrum zarówno promieniowanie fotosyntetycznie czynne (PAR), jak i promieniowanie ultrafioletowe. Przypuszcza się, iż toksyczność wielu policyklicznych węglowodorów aromatycznych (antracen, fluoranten, piren, benzo/a/piren) spowodowana jest nie tyle własnościami samego węglowodoru, ile własnościami produktów jego przemian zachodzących pod wpływem światła.

1. Indukowaną światłem toksyczność węglowodorów ropopochodnych wykazano w odniesieniu do roślin wyższych (Arfsten i wsp. 1996, McConkey i wsp. 1997) oraz glonów (Wardas i wsp. 1995, Van Vlaardingen i wsp. 1996, Dijkman i wsp. 1997, Aksmann i Tukaj 1999, Wolfe i wsp. 1999, Juhasz i Naidu 2000). Rola docierającego do Ziemi promieniowania UV w toksyczności PAH jest dobrze udokumentowana (Huang i wsp. 1997a,b; Krylov i wsp. 1997, Fasnacht i Blough 2003). Wpływ natomiast światła widzialnego, absorbowanego przez węglowodory w niewielkim tylko zakresie, jest traktowany marginalnie. Wydaje się jednak, iż natężenie PAR ma w badaniach toksykologicznych istotne znaczenie, związane nie tylko bezpośrednio z toksycznością badanej substancji. Zachleder i wsp. (1986) stwierdzili, iż toksyczność benzo/a/pirenu względem Scenedesmus quadricauda wiąże się ściśle z intensywnością PAR zastosowanego w hodowli. Zahamowanie wzrostu glonów powodowane było przy tym inhibicją syntezy kwasów nukleinowych i białek. Pozwoliło to autorom przypuszczać, iż toksyczność benzo/a/pirenu determinowana jest w tym przypadku przez tempo wzrostu populacji, które zależy z kolei od ilości dostarczonej komórkom energii świetlnej. Wniosek ten zgodny jest z badaniami Cleuvers i wsp. (2002), którzy wykazali, iż toksyczny wpływ dichromianu potasu na Scenedesmus subspicatus wzrasta wraz z intensywnością stosowanego w hodowlach światła. Podobny rezultat uzyskano również badając toksyczność 3,4-dichloroaniliny oraz 3,5-dichlorofenolu (Mayer i wsp. 1998). Autorzy sugerują, iż obserwowana toksyczność jest w istocie wynikiem nakładania się dwóch efektów: szkodliwego oddziaływania badanych substancji na komórkę oraz wpływu światła na metabolizm i tempo wzrostu badanego organizmu. Wpływ PAR na toksyczność substancji ropopochodnych obserwowali Zachleder i Tukaj (1993), którzy stwierdzili, że ekstrakt oleju napędowego zaburza przebieg cyklu komórkowego Scenedesmus armatus eksponowanego na światło, podczas gdy w ciemności efektu takiego nie obserwuje się. Substancje ropopochodne we współdziałaniu ze światłem hamowały wzrost populacji, syntezę barwników oraz produkcję suchej masy glonów z rodzaju Scenedesmus (Tukaj 1997) oraz nie pozostawały bez wpływu na ich morfologię i ultrastrukturę (Tukaj 1989, Tukaj i Bohdanowicz 1995a,b, Tukaj i wsp. 1998).

2. Niskocząsteczkowe węglowodory aromatyczne, dla których wartości stałej Henry’ego zawierają się w granicach 10^-3 – 10^-5 atm. × mol^-1, uznawane są za substancje lotne. Toksyczność takich związków powinna być więc związana z szybkością ich parowania, a więc pośrednio z temperaturą otoczenia. Istotnie, Halling-Sørensen i wsp. (1996) wykazali, iż wartość EC₅₀ dla fenantrenu, wyznaczona na podstawie hamowania wzrostu populacji Selenastrum capricornutum, silnie zależy od warunków prowadzenia hodowli. Uzyskane przez wspomnianych autorów wartości EC₅₀ mieściły się w przedziale 302 – 2.021 µg dm^-3, zależnie od tego, czy rodzaj naczynia hodowlanego umożliwiał parowanie węglowodoru, czy też zapobiegał temu procesowi.

(Daphnia magna)

(Lebistes reticulatus).

(Pseudomonas)

Bacillus)

bakterii

charakteryzuje

chryzen,

czy

dla skorupiakow

fluoranten

fluorantenu

iż większość

metabolity

metabolizmu

metabolizowane

mniejszą

określone

oraz ryb

produktów

przez

same

są

się ponad

szczepy

Te

toksyczne

tysiąckrotnie

wykazali,

wysoce

$$\sqrt{\frac{\frac{\mathbf{a}}{\mathbf{b}}\mathbf{\ }\left( \frac{\mathbf{c + d}}{\mathbf{y \times z}} \right)^{\mathbf{2}}}{\sum_{\mathbf{i + y}}^{}\mathbf{- \ C}}}$$

---

1. Schoeny i wsp. 1988; Juhasz i Naidu 2000, Raghukumar i wsp. 2001↩

2. Narro 1987↩