1 BIOAKUMULIACIJA, ORGANIZMO TALPOS, AUGIMAS IR BIOMAGNIFIKACIJA BIOKONCENTRACIJOS MODELIUOSE IR CHEMINĖS TARŠOS VERTINIMUOSE Turinys 1. Cheminių medžiagų adsorbcija ir bioakumuliacija: medžiagų fizikocheminių savybių įtaka šiems procesams 1.1. Cheminių medžiagų tirpumo ir adsorbcijos paviršiuose ypatybės: priklausomybė nuo struktūros 1.2. Cheminių organinių medžiagų pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficientas, Po/w 1.3. Biokoncentracijos faktorius, BCF 1.4. Medžiagų poliarinių savybių ir atitinkamų faktorių įtaka adsorbcijai dirvožemyje ir vandens telkiniuose 1.5. Matematinė adsorbcijos išraiška: Freundlicho izoterma 2. Difuzija ir transportas medžiagoms patenkant į gyvuosius (mikro)organizmus 3. Cheminių medžiagų, patenkančių su maistu, kaupimasis organizme 3.1. Patekimas 3.2. Cheminių medžiagų išskyrimas 4. Organizmo talpos, augimas ir biomagnifikacija modeliuose, aprašančiuose cheminių medžiagų biokoncentraciją organizmuose 4.1. Vienos talpos biokoncentracijos modelis 4.2. Dviejų talpų biokoncentracijos modelis 4.3. Metabolitų šalinimo greitis 4.4. Bioakumuliacija organizmams augant 4.5. Biomagnifikacija per mitybos grandinę 5. Bioakumuliacija cheminės taršos vertinimo modeliuose 5.1. Biologinis prieinamumas ir bioakumuliacija 5.2. Tikrosios cheminių medžiagų koncentracijos gamtoje skaičiavimas siekiant įvertinti riziką 5.3. Ksenobiotikų patekimo į augalus modelis − PLANTX 5.4. Modeliai, nagrinėjantys cheminių medžiagų bioakumuliaciją žuvyse 5.5. Farmakologinio toksikokinetinio modelio pavyzdys Literatūra Klausimai BIOACCUMULATION, COMPARTMENTS, GROWTH AND BIOMAGNIFICATION IN BIOCONCENTRATION MODELS AND IN EVALUATION OF CHEMICAL POLLUTION This chapter describes main stages of chemical distribution/fate in the natural environment and organisms, i.e. the main toxicokinetic phenomena. Bioaccumulation of chemical in hydrobiont organisms is described as complex process depending upon contribution of adsorbtion, diffusion, special transport, intake with food. The following properties of chemicals influencing their adsorbtion on soil minerals, organic, and on organisms are analysed:1) water solubility (WS) of various structural types of congeners of cyclic, aromatic and polycyclic aromatic hydrocarbons; comparison of WS of polychlorinated biphenils, influence of substituted functional groups on water solubility of benzene compounds; 2) adsorbtion on activated carbon of aromatic, aliphatic compounds posessing N and O atoms, glycoles and their ethers; 3) octanol-water partition coeficient, Po/w; 4) bioconcentration factor, BCF; 5) polar / ionogenic properties of organic substances. Methods of determination of octanol-water partition coeficient, Pow, are shortly described and the distribution of chemical compounds into the”fat soluble” or “fat insoluble’ acording the meanings of Pow are presented.The relationship between Pow and bioconcentration factor, BCF, of organic compounds is discussed. Data on correlation between letal concentration 50 , L50, and Pow, obtained in various experiments is presented in graphic form. The influence of physico-chemical factors on the polar properties and adsorbtion to soil minerals and organic matter of ionogenic organic compounds is summarized. Equation (Freundlich izotherm) describing an adsorbtion process in soil and in hydrobionts is presented. The definitions of diffusion and active transport are given and their phenomena are shortly described. Uptake of toxic substances with food and their accumulation as a result of uptake and depuration processes is described. The main organ systems as liver, bile, kidney and principles of separation of organic substances of different physico-chemical properties in those organs is discussed. The contribution of intestinal microorganisms into the transformation of chemicals during enterohepatic cycle is analysed in sequential stages and using the example of herbicide propachlor transformation reactions. The definition of compartments of chemicals in organism(s) and their use in models and equations for the explanation of different rates of accumulation and depuration of the same chemical are described. One and two-compartment models are presented to describe the bioconcentration of chemical in an organism. The effect of growth on the bioaccumulation presented in equations. The biomagnification in food chains is presented in formulas and explained. The description of bioaccumulation in different models, analysing chemical pollution is described using various schemes. Thermodynamic and kinetic models are shortly discussed, and the older model (year 1979) for evaluation of chemical mass transfer (balance) in water pond is described. The limits of such water quality type model are analysed, and the second more advanced model of routes of toxicants transfer in water pond including biomagnification of toxicant through the food chains is presented and shortly evaluated. The special models of toxic

2 substances uptake by higher plants and fish are analysed, respectively, using schemes of detailed distribution/transport and possible metabolism. The possibility to describe the processes in fish organism (gill, gut, lipid tissue-/organ systems) in terms of fugacity is presented. Differences and common features between the toxicokinetic models used in ecotoxicology and pharmacology is shortly discussed, and pharmacological scheme/model of adsorbtion, distribution and excretion of toxicants in human body is presented. Bioakumuliacija (angl. bioaccumulation) − procesas, kai cheminis junginys patenka į hidrobiontus tiesiogiai iš vandens arba su maistu. Bioakumuliacijos terminas taikomas cheminės medžiagos kaupimuisi vienoje rūšyje ar populiacijoje, neįtraukiant mitybos grandinės procesų, nusakyti[2]. Biokoncentracija (angl. bioconcentration) − procesas, kai cheminė medžiaga hidrobionto kaupiama tiesiogiai iš vandens patekdama vienu ir tuo pačiu metu (pvz., pro žiaunas ar epitelinį audinį) ir išsiskirdama atgal į vandenį [2]. Biomagnifikacija, arba biologinis išdidinimas (angl. biomagnification), − biokoncentracijos ir bioakumuliacijos rezultatas, kai cheminio junginio koncentracija organizmo audiniuose padidėja, cheminiam junginiui praėjus keletą (du ar daugiau) mitybos grandinės (trofinių) lygių [2]. 1. Cheminių medžiagų adsorbcija ir bioakumuliacija: medžiagų fizikocheminių savybių įtaka šiems procesams Teršalų bioakumuliacija pirmą kartą patraukė visuomenės dėmesį 1960 metais, atradus DDT ir metilgyvsidabrio junginių liekanų žuvyse ir laukiniuose gyviuose bei nustačius, kad žuvų ir žuvimis mintančių paukščių mirtingumas ir reprodukcijos sutrikimai susiję su neįprastai didele DDT ir jo metabolitų koncentracija šių gyvūnų riebaluose [2]. Cheminių medžiagų bioakumuliacija gyvuosiuose organizmuose apima įvairius procesus, tarp jų ir adsorbciją: BIOAKUMULIACIJA ADSORBCIJA PATEKIMAS DIFUZIJA SPECIALUS SU MAISTU TRANSPORTAS 1.1. Cheminių medžiagų tirpumo ir adsorbcijos paviršiuose ypatybės: priklausomybė nuo struktūros Adsorbcija, arba įgertis, − tai medžiagos sugėrimas iš dujų arba skysčių adsorbento paviršiumi. Skiriama fizikinė adsorbcija (sukelta fizikinių jėgų) ir chemosorbcija (cheminė adsorbcija, arba medžiagos gertis, atsirandanti dėl sorbato ir sorbento molekulių cheminės sąveikos) [12]. Adsorbcinė chromatografija − šiais reiškiniais pagrįsta mokslo ir taikomoji sritis; ji nagrinėja (panaudoja) cheminių medžiagų surišimo fazių paviršiuje reiškinį, t. y. tiriamosios medžiagos komponentų ir sorbento sąveiką; tai procesas, pagrįstas molekulinių (hidrofobinių, vandenilinio ryšio) ir elektrostatinių jėgų (išskyrus cheminę kovalentinę) sąveika. Nepoliarinių molekulių fizikocheminių savybių įtaka adsorbcijai tiesiogiai susijusi su junginių tirpumu vandenyje. Tai panagrinėsime remdamiesi keletu junginių analogų struktūros pavyzdžių. 1 lentelė. Dvigubų jungčių įtaka ciklinių angliavandenilių tirpumui vandenyje [5] Formulė Angliavandenilis Tirpumas, mg/l Bendrosios pastabos CH2 Tirpumo H2C CH2 Cikloheksanas, C6H12 55 mg/l 1) molekulės grandinės trigubo- sios jungtys didina tirpumą H2C CH2 H2O daugiau nei dvigubosios; CH2 2) steriniai efektai: funkcinės grupės ekranavimas mažina CH tirpumą H2O (kai poliarinę H2C CH Cikloheksenas, C6H10 213 mg/l dengia hidrofobinė grupė); 3) vidumolekuliniai ir tarpmo- H2C CH2 lekuliniai ryšiai (H....O) didi- CH2 na tirpumą H2O;

3 4) indukciniai vieno pakaitalo CH efektai kitam pakaitalui H2C CH 1,4-cikloheksadienas, C6H8 700 mg/l keičia tirpumą H2O; 5) konformaciniai efektai H2C CH keičia tirpumą H2O; CH 6) molekulės grandinių išsiša- kojimas: didina parafinų, al- kenų, acetileninės eilės ang- Benzenas, C6H6 1 780 mg/l liavandenilių, bet ne cikloal- didėjimas kenų, aromatinių angliavan- denilių tirpumą H2O. Atkreiptinas dėmesys ir į kelis kitus dėsningumus: 1. Organinių junginių tirpumas vandenyje gerai koreliuoja su jų pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficientu, Poct/H2O, arba Po/w. 2. Bendrai didėjant molekuliniams svoriui, didėja kietosios medžiagos intramolekulinės sąveikos jėgos, pavyzdžiui.: gliukozė tirpi vandenyje, o jos polimerai − krakmolas, celiuliozė − netirpūs, metilakrilatas (CH2=CHCOOCH3) tirpus H2O, o polimetilmetakrilatas (−CH2−CH−)x netirpus. COOCH3 Tirpumas Naftalinas H2O, mg/l (ppm) Antracenas 10 1 Trifenilenas Fenantrenas 10 −1 Benz(e)pirenas 10 −2 Benz(α)antracenas 10 −3 Benz(α)pirenas 10 −4 Molekulinis svoris didėja nuo 100 iki 300 Da 1 pav. Poliaromatinių angliavandenilių tirpumo vandenyje priklausomybė nuo jų molekulinio svorio [5] 3. Didėjant anglies atomų skaičiui šoniniuose radikaluose ar žiedų skaičiui, didėja tirpumas organiniuose tirpikliuose, t. y. esant hidrofobinei fazei, ir didėja junginio Po/w, (bei mažėja jo tirpumas vandenyje) [5].

4 Tirpumas H2O µg/l (ppb) 10 000 1 000 2,4’- 2,2’,5- 100 2,2’,5,5’- 10 2,2’,4,5,5’- 1 2,2’,4,4’,5,5’- 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Cl atomų skaičius 2 pav. Polichlorintųjų bifenilų (PCB) molekulinio svorio (arba Cl atomų skaičiaus) ir jų tirpumo vandenyje ryšys[5] 2 lentelė. Funkcinių grupių įtaka benzeno darinių tirpumui [5] Eil. Junginys Funkcinė F-nės Tirpumas Temp., oC log S Nr. grupė grupės S, mg/l mol. sv. 1. Anilinas −NH2 16 34 000 20oC 4,53 2. Fenolis −OH 17 82 000 15oC 4,91 3. Benzaldehidas −CHO 29 3 300 3,52 4. Benzenkarboksirūgštis −COOH 45 2 900 3,46 5. Nitrobenzenas −NO2 46 1 900 3,28 6. Benzenas − 1 780 3,25 7. Fluorbenzenas −F 1 540 30oC 3,19 8. Tiofenolis −SH 33 470 15oC 2,67 9. Toluenas −CH3 15 515 2,71 10. Chlorbenzenas −Cl 35,5 448 30oC 2,65 11. Brombenzenas −Br 446 30oC 2,65 12. Jodbenzenas −J 340 30oC 2,53 13. Difenileteris −O 21 25oC 1,32 14. Difenilas 7,5 25oC 0,88 Iš lentelės matyti, kad didėjant pakaitų (radikalų) molekuliniam svoriui mažėja junginių tirpumas vandenyje.Taigi galima užrašyti tokią aromatinių junginių tirpumo seką: R −OH > R −NH2 >>>R −CHO >>R −COOH > R > R −F >> R − SH > R − CH3 > R − Cl > R − Br > R − J >> R − O − R >> R − R [5].

5 % adsorbuotų ant aktyvintų anglių 100 I − Aromatiniai junginiai

80 II − Alifatiniai junginiai, kurių sudėtyje yra O ir N atomų II 60 III − Glikoliai ir glikolių esteriai (pvz., poliglikoliai) 40 III 20 0 0 50 100 150 200 Molekulinis svoris 3 pav. Cheminių medžiagų adsorbcija ant aktyvintų anglių [5] Akmens anglys, skirtingai nei stiklas, granitas ir t. t., pasižymi dideliu paviršiaus hidrofobiškumu. Iš 3 paveikslo matyti, kad tiek aromatiniai, tiek ir alifatiniai junginiai tuo daugiau sorbuojasi ant anglies paviršiaus, kuo didesnis jų molekulinis svoris. Iš 1 ir 2 paveikslų matyti, kad, didėjant organinių junginių molekuliniam svoriui (ir konkrečiai, aromatinių žiedų ar chloro radikalų skaičiui), šių junginių tirpumas vandenyje mažėja, t. y. jie tampa hidrofobiškesni arba lipofiliškesni. Kyla klausimas, ar egzistuoja koks nors universalus fizikocheminis parametras, apibūdinantis junginių hidrofobiškumą. 1.2. Cheminių organinių medžiagų pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficientas, Po/w Organinių cheminių medžiagų tirpumas tam tikroje fizikocheminėje aplinkoje, pavyzdžiui, esant tam tikrai organinei fazei (organiniam tirpikliui, alyvai, riebalams), vadinamas medžiagų lipofiliškumu (hidrofobiškumu), yra tam tikra fizikocheminė tų medžiagų savybė. Priešinga lipofiliškumui savybė yra hidrofiliškumas. Praktiniu požiūriu lipofiliškumas (hidrofobiškumas) apibrėžiamas kaip junginių pasiskirstymas tarp vandeninės ir nevandeninės fazių. Kiekybiškai toks pasiskirstymas išreiškiamas koeficientu P, apibrėžiamu kaip medžiagos organiniame tirpiklyje ir vandenyje (dvifazėje sistemoje) koncentracijos santykis pusiausvyros sąlygomis [13]: Corg. P = . CH2O Dėl galimų organinių medžiagų asociatų susidarymo (pvz., karboksilinių rūgščių dimerų) jų pasiskirstymo koeficientai turi būti nustatomi esant mažai šių medžiagų koncentracijai [13]. Klasikiniai Po/w koeficientas nustatomas [3]: 1) purtymo metodu, kai tiriamas junginys yra kratomas n-oktanolio ir vandens mišinyje kolboseir pusiausvyrai nusistovėjus matuojama junginio koncentracija organiniame tirpiklyje ir vandenyje (esant abiems fazėms); juo galima nustatyti log Po/w nuo 2,5 iki 4,5; jis gali būti taikomas daugeliui junginių, ribojamas taikymas mažo tirpumo junginiams ir galimas rezultatų iškraipymas esant priemaišų; 2) atvirkštinės fazės didelio efektyvumo (slėgio) skysčių chromatografija (angl. High Performance (Pressure) Liquid Chromatography, HPLC) tai netiesioginis metodas; nežinomam medžiagos Po/w nustatyti pro chromatografinę atvirkštinės fazės kolonėlę praleidžiama serija junginių su žinomais Po/w;

6 o koeficientui apskaičiuoti naudojamas talpos faktorius”, t. y. braižomas grafikas, kur nurodomos junginių Po/w reikšmės prieš jų užlaikymo chromatografinėje kolonėlėje laiką; 3) plonasluoksnė atvirkštinės fazės chromatografija (angl. Reversed Phase Thin Layer Chromatography, RPTLC) − tai netiesioginis metodas, kai chromatografine plokštele praleidžiami lyginamieji junginiai su žinomu Po/w ir nežinomo Po/w junginiai; greitas, bet blogiau pasikartojantis negu HPLC bei purtymo metodas; 4) lėto vandens ir oktanolio fazių maišymo metodu; juo gali būti nustatomos labai didelės Po/w reikšmės; reik daug laiko (2−4 dienų) pusiausvyrai nusistovėti, bet pasižymi tikslumu ir gaunamų rezultatų pasikartojimu. Naujesni Po/w koeficiento nustatymo būdai [3]: 1) generatorinės kolonėlės metodas; juo gali būti matuojamos Po/w reikšmės iki 8,5; tai labai imlus darbo sąnaudų kompleksinio nustatymo metodas, kuriam naudojama: a) generatorinė kolonėlė (pusiausvyriesiems tirpalams nusistovėti, paruošti), b) ekstrakcinė kolonėlė (šiems tirpalams surinkti ir koncentruoti) ir c) HPLC sistema (surinktai medžiagai matuoti). 2) centrifuginė pasiskirstymo chromatografija, 3) tam tikra priešpriešinio srauto chromatografijos forma ir t. t. Dabar organinės medžiagos, pavyzdžiui, pesticidai, pagal log Po/w skirstomi į tokias grupes: Netirpūs riebaluose Tarpinių savybių Tirpūs riebaluose log Po/w < 3 log Po/w 3−4 log Po/w > 4 Pavyzdžiui: Fenuronas (0,96) Chloroksuronas (3,7) CHLORORGANINIAI (>5) Monuronas (1,98) Difenilas (3,63;4,00) Aldrinas Diuronas (2,68) p-dichlorbenzenas Chlordanas 2,4-dichlorfenolis (2,8) Naftalenas (3,36) DDE 2,4,6-trichlorfenolis (2,97) Parationas DDT Atrazinas Dieldrinas Karbofuranas (1,63) Endrinas 2,4-dichlorfenoksiacto rūgštis (2,90) Heptachloras Paraoksonas (1,59) Heksachlorcikloheksanas Piretroidai taip pat apibūdinami kaip tirpūs riebaluose: tai ciflutrinas, fenvaleratas, permetrinas − visų log Po/w − daugiau kaip 5; cipermetrino log Po/w − daugiau kaip 4. Pažymėtina, kad nuo šio sąlyginio skirstymo, pripažįstamo chemikų periodinėje literatūroje (J. Chromatography [3]) ir ekologų (toksikologų) periodinėje literatūroje (Environm. Sci. Techn., Environ. Toxicol. Chem.), kiek skiriasi skirstymas maisto taršos higienos standartų literatūroje, pavyzdžiui, Codex Alimentarius [4]. Čia, sugriežtinus reikalavimus, skelbiamos tokios išimtys: tirpiais riebaluose pripažinti organiniai junginiai, kurių log Po/w yra tarp 3 ir 4 ar net mažiau nei 3. Tai fosforo organiniai junginiai, pavyzdžiui, chlorfenvinfosas (log Po/w 3,10−3,82), diazinonas (log Po/w 3,11−3,81), fenitrotionas (log Po/w 3,30−3,96), metidationas (log Po/w 2,42), fosmetas (log Po/w 2,83, 2,75, 2,81), metoksichloras (log Po/w 3−4). Kiti junginiai, kurie nors ir turi log Po/w daugiau kaip 4, nėra pažymėti kaip tirpūs riebaluose. Tai cikloheksatinas (log Po/w 5,39), disulfotonas (log Po/w 4,02), foratas (log Po/w 3,83, 4,26), fosalonas (log Po/w 4,30, 4,38), profenfosas (log Po/w 4,70), terbufosas (log Po/w 4,88) [4]. BCF (biokncentracijos faktorumi) žuvyse ir kituose vandens organizmuose BCF sausumos organizmuose biokoncentracijos kinetika žuvyse log Po/w koreliuoja su: sorbcija dirvožemyje tirpumu vandenyje parachoru * BCF dumbliuose nuodingumu hidrobiontams, pelėms * - parachoras − tai empirinė funkcija, siejanti skysčio molekulinę masę, tankį ir paviršiaus įtemptį [12]

7 1.3. Biokoncentracijos faktorius, BCF Tai bedimensis dydis, aprašantis laipsnį, kuriuo chemikalas gali būti koncentruojamas organizmo audiniuose iš vandens aplinkos[5]. Esant atitinkamai pusiausvyrai ([A]H2O [A] audinyje) atliekant biokoncentracijos bandymą, BCF yra santykis [5]: [Cheminės medžiagos koncentracija audinyje] BCF = [Vidutinė cheminės medžiagos koncentracija vandenyje, naudojama poveikui] M. Richardson knygoje Ecotoxicology Monitoring” pateikia panašų biokoncentracijos faktoriaus apibrėžimą. Biokoncentracijos faktorius (angl. Bioconcentration factor, BCF) − cheminių teršalų tendencijos kauptis žuvų ar kitų vandens organizmų (hidrobiontų) audiniuose matas. Pusiausviroji cheminių teršalų koncentracija žuvyse gali būti apskaičiuojama dauginant cheminės medžiagos koncentraciją paviršiniame vandenyje iš šios cheminės medžiagos biokoncentracijos faktoriaus žuvyse. Šis parametras yra lemiamas faktorius cheminių teršalų patekimui ir į žmogaus organizmą su vandens organizmų kilmės maistu apskaičiuoti. Log BCF 1 − anglies tetrachloridas, CCl4

upėtakio 5 2 − tetrachloroetilenas CCl2=CCl2 raumenyse 7 3 − p-dichlorbenzenas Cl Cl 4 6 4 −difenileteris O 3 5 5 − bifenilas 3 4 2 6 − heksachlorbenzenas Cl 2 Cl Cl 1 1 Cl Cl 2 3 4 5 6 7 Log Po/w Cl 7 - 2,4,2’,4’ - PCB Cl Cl Cl Cl 4 pav. Pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficiento (Po/w) ir biokoncentracijos faktoriaus (BCF) upėtakio raumenyse santykis Didėjant chloro radikalų kiekiui: fenolis, o-chlorfenolis, 2,4-dichlorfenolis, 2,4,5,-trichlorfenolis, 2,3,4,6-tetrachlorfenolis, pentachlorfenolis, t. t., didėja jų biokoncentracijos faktorius, BCF. Kaip keičiasi bendrasis šių fenolio analogų toksiškumas? Log MK 50 Fenolių ir chlorfenolių nuodingumas (ppm, 24 val.) − gupis (Poecilia reticulata) 2 − sidabrinis karosas (Carassius auratus) 1 0 −1 0 1 2 3 4 5 Log Po/w Hidrofobiškumas didėja 5 pav. Chlorfenolių koncentracijos, sukeliančios 50 proc. hidrobiontų mirtingumą, logaritmo ir

8 jų pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficiento koreliacija [5] Log MK 50 Nuodingumas infuzorijoms Tetrahymena pyriformis (ppm, 24 val.) 1 − piridinas ir jo alkilintieji dariniai 2,0 1 N 2 − anilinas ir jo alkilintieji dariniai NH2 1,5 3 − fenolis ir jo OH alkilintieji dariniai 1,0 3 5 4 4. − chinolinas ir jo alkilintieji dariniai N 0,5 2 5 − benzenas ir jo alkilinti dariniai 0 0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 Log Po/w 6 pav. Mirtinos infuzorijoms Tetrahymena koncentracijos (MK100) linijinė regresija pagal pasiskirstymo tarp oktanolio ir vandens koeficientą 1.4. Medžiagų poliarinių savybių ir atitinkamų faktorių įtaka adsorbcijai dirvožemyje ir vandens telkiniuose Fizikocheminių veiksnių (temperatūros, druskingumo, pH etc.) įtaka adsobcijai aptariama daugelyje ekotoksikologijos vadovėlių. Tai lemia adsorbcijos reiškinio svarba vertinant cheminių medžiagų kaupimąsi gamtinėje aplinkoje (pvz., dirvoje, sedimentuose) ir bioakumuliaciją organizmuose. Negalime kalbėti apie įvairios struktūros cheminių medžiagų adsorbciją kaip apie bendrą reiškinį, valdomą vienodų dėsningumų. Toliau nurodomi įvairių cheminių medžiagų adsorbcijos priklausomybės nuo aplinkos pH dėsningumai. Čia pateikiami cheminių medžiagų adsorbcijos dirvožemyje duomenys. 3 lentelė. Medžiagų klasės, skiriamos pagal pH poveikį jų molekulinei formai ir adsorbcijai [1] M o l e k u l i n ė f o r m a Klasė Pavyzdys pKα Mažas pH Didells pH pH poveikis Stipri rūgštis Linijiniai alkilsulfonatai 3.7 Anijonai Anijonai Mažas Silpna rūgštis Pikloramas Laisvoji rūgštis Anijonas Didelė adsorbcija, kai pH artima pKα Stipri bazė Dikvatas Katijonas Katijonas Sumažėja adsorbci- ja, esant mažam pH (18 N H2SO4) Silpna bazė Ametrinas Katijonas Laisvoji bazė Didėja adsorbcija, pH artėjant į pKα, o vėliau mažėja Poliarinės molekulės Diuronas Nejonizuota Dejonizuota Mažas (angl. Unionized) (angl. Deionized) Neutralios molekulės DDT Nejonizuotos Nejonizuotos Matyt, jokio Adsorbentai dirvožemyje yra molio mineralai (silikatai, oksidai, karbonatai etc.) ir dirvos organinė medžiaga. Mineralinei dirvos medžiagai (frakcijai) būdingos ir jonų mainų savybės, t. y. talpa. Dirvožemio organinė medžiaga paprastai sudaro nuo 0,1 iki 7,0 proc. ir yra svarbiausias nejoninių cheminių junginių sorbcijos paviršius. Manoma, kad, kai organinės medžiagos dirvoje yra daugiau negu 2 proc., visi mineraliniai dirvos paviršiai yra efektyviai blokuoti ir kaip adsorbentai daugiau nefunkcionuoja [1]. Organinę dirvožemio medžiagą sudaro: 1) 10−15 proc. ne humuso medžiagos (augalų, gyvūnų ir mikroorganizmų medžiagos: baltymai, angliavandeniai, organinės rūgštys, riebalai, vaškai, ligninai, pigmentai, mažamolekuliai junginiai);

9 2) 85−90 % humuso medžiagos, t. y. humuso ir fulvo rūgštys (5 000−100 000 ir 2 000−9 000 molekulinio svorio atitinkamai). Funkcinės grupės, nustatytos humuso medžiagose, yra karboksilinės, fenolhidroksilinės, alkoholinės, metoksi-, karbonilinės. Hipotetinė humuso rūgščių struktūra būtų: C6H11O5 COOH O OH OH CH2 HC CH2 HC CH2 O H H H O C O C N C O C N C O O H H H H H O OCH3 O CH2 O OH . CO HN C8H18O3N 1. 5. Matematinė adsorbcijos išraiška: Freundlicho izoterma Lipofiliniai cheminiai junginiai yra gerai sorbuojami dirvožemio ir sedimentų (dumblo); procesas vyksta pagal koncentracinį faktorių K = Cdirvoje/CH2O tuo labiau, kuo šių junginių tirpumas vandenyje yra mažesnis ir kuo mažesnės dumblo (ar dirvožemio) dalelės, t. y. didesnis paviršiaus plotas. Cheminių medžiagų adsorbicijos dirvožemyje duomenys gali būti išreiškiami paprastu pasiskirstytymo koeficientu [1, 2, 14]: x S = = Kp ⋅ C , čia: x/M arba S yra kiekis cheminės medžiagos, sorbuotos M tam tikram adsorbento svoriui esant pusiausvyrai; C yra pu- siausvyroji cheminio junginio koncentracija, o K p yra pasiskirstymo koeficientas (konstanta). Konstanta Kp rodo ir adsorbcijos laipsnį. Pavyzdžiui, priklausomai nuo kai kurių dirvožemio veiksnių, o būtent: pH, redokso potencialo, ir tirpalų bei ligandų koncentracijos vandenyje neorganiniai junginiai (ir organiniai jonogeniniai junginiai tam tikromis sąlygomis) gali būti labiau sorbuojami vienoje aplinkoje ir mažiau − kitoje [14]. Hidrobiontai akumuliuoja nuo sedimentų desorbuotas organinės medžiagos liekanas iš vandens tuo labiau, kuo didesnės dalelės, su kuriomis kartu jie inkubuojami (t. y. dalelių paviršiaus plotas mažesnis), ir kuo mažiau yra pačių sedimentų sorbuojančios organikos (humuso rūgščių, kt.). Vandenyje ištirpusios organinės medžiagos (pvz., humuso rūgštys) mažina laisvųjų lipofilinių toksinių medžiagų koncentraciją vandenyje, kartu mažėja ir lipofilinių junginių akumuliacija hidrobiontuose. Pavyzdžiui, humuso rūgštys labai mažina benz(α)pireno, bet ne antraceno akumuliaciją hidrobiontuose, nes pastarasis yra mažiau lipofiliškas. Įvairūs tyrinėtojai siekė aprašyti (ad)sorbciją teoriniais ir empiriniais modeliais [14]. Vienas tokių modelių − Freundlicho izoterma (įvairiose šalyse ji vadinama Gibso lygtimi, Hillo lygtimi); ja galima aprašyti adsorbcijos reiškinį ir gyvuosiuose organizmuose, pavyzdžiui, hidrobiontuose [1, 2]: x x log CH2O = k C1 / n H2O arba log = log k + M M n Nelogaritminė skalė Logaritminė skalė x log x/M M log k CH2O c1 log CH2O 7 pav. Adsorbcijos izotermos atitinkamai nelogaritminės ir logaritminės lygties grafikai Čia: k − Freundlicho adsorbcijos konstanta, kuri yra pastovus dydis tam tikros sorbento savybės požiūriu (pavyzdžiui, hidrofobiškumo) [2]. Kuo didesnė tiesės atkarpa tarp dviejų taškų (t. y. kuo didesnis log k − žr. log skalės grafiką), tuo didesnis adsorbcijos laipsnis (efektyvumas); CH2O − pusiausviroji cheminės medžiagos koncentracija vandenyje; 1/n − izotermos nuolydis, nustatomas braižant log (x/M) prieš log CH2O (n ≥ 1; jei 1/n = 1 ar artimas vienetui, tai egzistuoja tiesioginė cheminės medžiagos koncentracijos organizme ir vandenyje priklausomybė).

10 x / M − chemikalo masė, sorbuota gramo sorbento esant pusiausvyrai. Pažiūrėkime, kaip tai atitinka eksperimentais nustatytą dydį: 4 lentelė. p,p’-DDT akumuliacijos vandens organizmuose Freundlicho sorbcijos konstantos (k) ir nuolydžiai (1/n) [2] Organizmas log K 1/n Biomasė, mg/ml Dumbliai 4,200 1,07 0,2 Dumbliai 3,322 − 1,0 Dafnijos 3,350 1,09 1,0 Amerikinis šamukas 3,539 1,21 1,0 (Ictalurus punctatus) Kai 1/n =1, C = x/M = kCH2O, t. y. C − cheminės medžiagos koncentracija organizme tiesiogiai proporcinga jos koncentracijai vandenyje; tai atitinka: biokoncentracijos faktoriaus išraišką arba pasiskirstymo koeficiento išraišką: koncentracija organizme koncentracija pirmame tirpiklyje BCF = P = koncentracija vandenyje koncentracija antrame tirpiklyje Paties sorbento koncentracijos ir ir adsorbcijos ryšys: kai sorbento koncentracija didėja, esant vienodai sorbuojamo cheminio junginio koncentracijai adsorbcija proporcingai mažėja. X Log M (PCB) * “Sorbuota koncentra- Fitoplanktono atstovai: cija” 4,0 titnagdumbliai Sceletonema costatum (Bacillariophyta) titnagdumbliai Nitschia longissima 3,0 S. costatum (Bacillariophyta) dinofitiniai dumbliai Amphidinium carteri N. longissima (Dinophyta) 2,0 1,0 A. carteri “Sorbento tankis” 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Log D, ** 8 pav. 2,4,5, 2’,5’-pentachlorobifenilo (PCB) adsorbcija jūros fitoplanktone

* − X/M išreikštas mikrogramais PCB, sorbuotų gramui ląstelių anglies; ** − D − ląstelių tankis, išreikštas mikrogramais ląstelių anglies litre. Pačios paprasčiausios cheminių junginių savybės, kurias derėtų įvertinti prognozuojant jų likimą aplinkoje, būtų tokios: µg cheminės medžiagos (dirvoje) / g dirvožemio Dirvožemio sorbcijos koeficientas, Kd = µg cheminės medžiagos (vandenyje) / g vandens Kd Dirvožemio sorbcijos konstanta, Koc = × 100 % organinės anglies µg cheminės medžiagos / cm3 vandens Vandens ir oro santykis, Kw = µg cheminės medžiagos / cm3 oro

11 µg cheminės medžiagos / ml n-oktanolio n-oktanolio ir vandens koeficientas, Kow = µg cheminės medžiagos / ml vandens µg cheminės medžiagos / g žuvies Biokoncentracijos faktorius, BCF = µg cheminės medžiagos / g vandens 2. Difuzija ir transportas medžiagoms patenkant į gyvuosius (mikro-)organizmus Difuzija. Gyvuosiuose organizmuose difuzija − tai pasyvus medžiagų patekimas pro pusiau laidžias membranas (į ląsteles) pagal koncentracijos gradientą, t. y. dalelių koncentracijos išsilyginimas abipus ląstelės membranos. Jam nereikia energijos. Pagal Fiko dėsnį, medžiagų difuzijos greitis yra: ∆ C × S × T Čia: ∆C − koncentradijos gradientas; v = . S − paviršiaus plotas; l T − temperatūra; l − atstumas, per kurį difunduoja molekulės. Palyginti su žiaunomis, žuvies oda yra santykiškai nelaidi, kaip ir vėžiagyvių kiautas ar vabzdžių paviršius, nes yra santykiškai stora ir ją sudaro įvairūs tankiai išsidėstę biologiniai monomerai ir polimerai. Tuo tarpu žiaunos yra plonos, turi didelį paviršių, jose esti labai stipri apytaka, ir pasyvaus medžiagų patekimo į kraują greitis yra: dC dC = kb (C H2O − C kraujo ); pradiniu laiko momentu Ckraujo = 0, tai: = kb C H2O dt dt Čia: dC/dt − koncentracijos pokytis per laiko vienetą; kb − bendroji fizikinių faktorių konstanta, C H2O − cheminių medžiagų koncentracija vandenyje, C kraujo − cheminių medžiagų koncentracija kraujyje. Ši lygtis − tai paprasčiausių biokoncentracijos modelių sudedamoji dalis. Pavyzdžiui, cheminių medžiagų difuzija į hidrobiontų kūnus galima pro: 1) žiaunas; 2) burnos epitelį; 3) virškinamąjį (skrandžio, žarnyno) traktą; 4) odą. Žiaunos sudarytos iš labai plonų 2−4 mikronų storio membranų, jų paviršiaus plotas − nuo dviejų iki dešimt kartų didesnis už kūno paviršiaus plotą. Jų paskirtis ir yra didinti O2 ir elektrolitų difuziją į kraują ir iš jo. 1969−1981 metais eksperimentais nustatyta, kad pro žiaunas pasyvios difuzijos būdu patenka nemažai junginių: * sunkieji metalai: Zn, Cd, Cu (rasta krabuose Carcinus maenas, saulės žuvyse); * paviršinio aktyvumo medžiagos (eksperimentų su karpinėmis žuvimis duomenys); * metilgyvsidabris ir HgCl (upėtakyje); * DDT, dieldrinas (bandymai su izoliuotomis (išskirtomis) žiaunomis atliekant jų perfuziją). Hidrobiontai esant lervos stadijai gali sorbuoti DDE, DDT pro visą kūno paviršiaus plotą. Dafnijos (Daphnia) gali sorbuoti pro kiautą; negyvos dafnijos pusantro karto geriau kaupia DDT nei gyvos (per 24 val.). Didesni vėžiagyviai: krabai, krevetės suriša daug (80−90 proc.) sunkiųjų metalų jonų savo kiaute, tačiau išsinerdami numeta jį kartu su ten esančiais sunkiaisiais metalais [1]. Lipidinis biologinių membranų sluoksnis užtikrina greitą nepoliarinių (lipofilinių) junginių ir santykiškai blogą H2O, jonų, poliarinių molekulių difuziją. Baltymų poros membranose užtikrina H2O, mažų jonų, pavyzdžiui, Cl− ir mažų molekulių (mol. sv. apie 100) perėjimą pro membranas. Porinai praleidžia iki 6 000−8 000 Da, kartais iki 10 000 mol. sv. medžiagas; jų laidumas gali kisti priklausomai nuo druskingumo. Kraujo plazmos baltymai dažnai suriša į kraują patekusius organinius junginius, kartu iki tam tikros įsotinimo ribos lieka visą laiką didelis vandens ir kraujo koncentracijos skirtumas: ∆C = CH2O − C kraujo. Pastaba: kai kuriuose vandens toksikologijos vadovėliuose [1] rašoma, kad silpnosios rūgštys ir bazės pereina biomembranas pasyviosios difuzijos keliu; tai tinka gal tik acto rūgščiai, amonio jonams, kuriems membranos labai laidžios, o kitos organinės rūgštys patenka ne pagal pasyviąją difuziją, bet pH gradiento sąskaita. Specialusis transportas yra medžiagų pernešimas koncentruojant jas ląstelėje, t. y. prieš koncentracijos gradientą, todėl įsotinama tik esant santykiškai didelei medžiagų koncentracijai ląstelėje. Kai kurie

12 autoriai mano, kad jis apima ir baltyminių nešiklių katalizuojamą (palengvintą) difuziją. Tačiau iš esmės tai yra aktyvusis transportas, reikalingas energijos (ATP ar elektrocheminio vandenilio jonų gradiento pavidalu) ir atitinkamų baltymų (polipeptidų) − nešiklių. Šiame fermentiniame kryptingame procese veikia konkuruojantieji inhibitoriai. Pavyzdžiui, metalų Cd, Zn, Cu jonai mažina Ca2+ jonų kaupimąsi. Kadangi aktyviajam transportui reikia energijos, metabolizmą blokuojantys agentai jį slopina. Žieduotosiose, daugiašerėse V jūrinėse kirmėlėse Nereis V Vandens vabzdžiuose (metalo trans- diversicolor Cd portavimo į Hg kūną greitis) Cd Cu Ag Pb C metalo vandenyje C įsotin. C metalo vandenyje 9 pav. Skirtingas įvairių sunkiųjų metalų transportavimo į gyvuosius organizmus greitis ir jo įsotinimas Taigi egzistuoja tiesinė metalo koncentracijos Tai rodytų, kad egzistuoja ribotas metalų jūros vandenyje ir jo koncentracijos šių jūrinių (pavyzdžiui, Pb) surišimo vietų vabzdžiuose hidrobiontų kūnuose priklausomybė. kiekis. Mažas vandens druskingumas didina sunkiųjų metalų transportą į jūros hidrobiontų kūnus. Pastaba: apie organinių rūgščių ir bazių, paviršinio aktyvumo medžiagų, chlororganinių junginių elektrogeninį ir difuzinį patekimą į ląsteles žiūrėti atitinkamuose skyriuose apie oksidacinio fosforilinimo skyriklius, paviršinio aktyvumo medžiagas, vietinius ir bendruosius anestetikus. 3. Cheminių medžiagų, patenkančių su maistu, kaupimasis organizme 3.1. Patekimas Bioakumuliaciją charakterizuoja ir terminas patekimas (sugėrimas; angl. uptake). Cheminio junginio patekimas atliekant bioakumuliacijos bandymą − tai procesas, kai medžiagos patenka į vandens gyvūną (-us) (hidrobiontą (-us) [14]. Pagal kitus literatūros šaltinius, bioakumuliacijos bandyme cheminio junginio patekimo fazė − tai periodas, kurį bandomasis organizmas yra išlaikomas vandenyje su atitinkama chemine medžiaga [2]. Prisimintina, kad literatūroje, nagrinėjančioje biocheminius ir biologinių membranų klausimus, šis terminas pavadina medžiagų transportavimą pro membranas, dažniausiai aktyviu, energiją naudojančiu būdu ir jo trukmę. *Medžiagos, efektyviai patenkančios į vandens organizmus pro žiaunas, gerai prasiskverbia ir pro virškinamojo trakto membranas. Žarnyne gali būti absorbuotos ir makromolekulės medžiagos, pavyzdžiui, karagenanas (mol. sv. 40 000) ir polistirolo dalelės (2 200 Å dydžio), patenkančios pinocitozės būdu. Lipofilinė organika gerai pereina iš maisto į kraują dėl ilgo kontakto su virškinamojo trakto membranomis, tačiau asimiliacijos hidrobiontų žarnyne efektyvumas nustatytas nedaugelio ksenobiotikų. * Silpnosios organinės rūgštys ir bazės absorbuojamos dažniausiai nejonizuota forma, priklausomai nuo žarnyno pH: 1) skrandžio pH skatina silpnųjų rūgščių difuziją, t. y. tų, kurios protonizuojamos pH 1−3 intervale; 2) žarnyno pH yra aukštesnis; čia geriau absorbuojami neutralūs ar baziniai chemikalai. * Metalų absorbcija iš maisto yra labai įvairi dėl jų laisvųjų ir surištų formų (kompleksų) įvairovės. Maisto tipas ir priemaišų pobūdis (fizikocheminės medžiagų savybės) bei sumaišymo būdas gali labai keisti eksperimentų rezultatus. Pavyzdžiui, saulės žuvis Lepomis macrochirus labiau akumuliuoja Zn jonus dirbtinėje dietoje negu natūralioje aplinkoje iš sraigių, turinčių didelę Zn koncentraciją. Pastebėta, kad želatina skatina cinko patekimą su maistu (Zn patenka daugiau, nei jo patenka su Zn įsotintomis

13 kirmėlėmis). Manoma, kad sudariusi kompleksus su metalais organinė frakcija maiste santykiškai mažiau patenka į kraują pro žarnyno sieneles (tai gali būti ir labiau komplikuota, jei žarnyno mikroorganizmų veikla yra intensyvi). 3.2. Cheminių medžiagų išskyrimas Valymasis (angl. depuration). Tai cheminio junginio išskyrimas (šalinimas) iš organizmo, vykstant desorbcijai, difuzijai, ekskrecijai, biotransformacijai ar kitiems procesams. Valymosi fazė atliekant bandymą − tai periodas, kai bandomasis organizmas laikomas švariame vandenyje. Valymosi pusperiodis (angl. half-life) − laikas, reikalingas organizmui švariame vandenyje laikyti, kad būtų pašalinta 50 proc. bendro organizmo (ar audinių) sukaupto cheminės medžiagos kiekio [2]. Dinaminė pusiausvyra (angl. dynamic equilibrium or steady-state) − tai būsena, kai cheminės medžiagos sugėrimo (patekimo) į organizmą (audinį) ir išskyrimo iš organizmo (audinio) greitis yra vienodas [2]. *Nuodingųjų cheminių medžiagų bioakumuliacijos ir toksiškumo potencialą mažina greitas cheminės medžiagos išsiskyrimas iš organizmo. Išskiriama pro inkstų ir šlapimo sistemą, tulžies pūslės sekreciją, pro odą. Nuodingųjų medžiagų metabolitai pasižymi skirtingu nei pradinės medžiagos išskyrimo greičiu. *Vėžiagyviai nuodingųjų medžiagų liekanų netenka su išnaromis. Kai kurie hidrobiontai, tarp jų bestuburiai, pašalina lipiduose tirpias medžiagas su sudėtais kiaušinėliais. Pro žiaunas cheminiai junginiai šalinami tais pačiais būdais, kaip kad patenka į kraują: vykstant difuzijai ir aktyviai transportuojant. Svarbiausia, kad šiuo būdais šalinami nepoliariniai junginiai, kurie nėra greitai biotransformuojami ir kurių pasišalinimas proporcingas pasiskirstymo koeficientui, Po/w. Silpnų elektrolitų šalinimas pro žiaunas priklauso nuo kraujo ir išorinės aplinkos ∆pH, nes čia svarbus protonizuotos ir neprotonizuotos elektrolito formų santykis. Eksperimentais įrodyta, kad pro žiaunas nejonizuotos pašalinamos silpnosios rūgštys (ir bazės): − triciano metansulfonatas (pKa =3,5) Squalus acanthias (šunžuvė ryklys), Salmo gairdneri (vaivorykštinis upėtakis), − chinalidinas (angl. quinalidine), (pKa = 5,4) Tetalurus punctatus (katžuvė), − fenolis, DDT, dietilheksilftalatas intensyviai šalinami ir pro žiaunas, ir pro kitus organizmo paviršius, − pusė pentachlorfenolio liekanų iš sidabrinio karoso (Carassius auranticus) pasišalina pro žiaunas, o kita dalis − su tulžies skysčiais ir šlapimu. Kepenys ir tulžies pūslė. Poliniai cheminiai junginiai ir metabolitai atskiriami nuo nepolinių: a) kraujyje; b) kepenų enterohepatiniame cikle ir c) inkstuose. Stuburinių gyvūnų kepenyse susidarę metabolitai (ar transformuoti ksenobiotikai) transportuojami į tulžies pūslę ir išskiriami į plonąsias žarnas, kur dalis jų gali būti pašalinta, o dalis grįžti į kraują reabsorbcijos būdu. Šis procesas vadinamas ENTEROHEPATINIU CIKLU (angl. enterohepatic cycling). Stathamas 1976 metais pasiūlė vieną iš vandens kokybės monitoringo bandymų atlikti analizuojant žuvų tulžį (tulžies pūslę). Kas kaupiasi tulžies pūslėje? 1) Hg+, Pb2+, As3+ − metalų jonai labai aktyviai transportuojami į tulžies pūslę (galbūt įprastiniu netirpių kompleksų keliu); 2) organinių toksinių medžiagų konjugatai su plazmos baltymais (mažo tankio lipoproteinais; angl. Low Density Lipoproteins) susidaro kepenyse ir jokiu kitu keliu nėra ekskretuojami į tulžį − tik šiuo; benz(α)pirenas yra nepolinis organinis junginys, kuris efektyviai biotransformuojamas ir ekskretuojamas į tulžį; cheminiai junginiai, kurių molekulinis svoris − nuo daugiau kaip 400 Da iki labai didelio, dažniausiai šalinami pro tulžį; 3) mažesnio nei 400 Da molekulinio svorio organiniai junginiai šalinami su šlapimu. Pažymėtina, kad skirtingos rūšys labai skirtingai šalina ir biotransformuoja chemines medžiagas. Vandens bestuburiai pasižymi ypač didele biotransformacijos procesų įvairove. Būtina atskirai aptarti, kad dėl žarnyno fermentinių reakcijų, kurias katalizuoja mikroorganizmai, enterohepatinis

14 cheminių medžiagų šalinimo ir transformacijos ciklas tampa dar sudėtingesnis. Trumpai išnagrinėsime šį atvejį, remdamiesi herbicido propachloro pavyzdžiu [15]. I enterohepatinės cirkuliacijos ciklo etapo stadijos būtų tokios: 1) merkaptūrinės rūgšties konjugatai ir jų pirmtakai (vieni iš galimų kelių konjugatų, pavyzdžiui cisteinas, G-SH ir kt.) susidaro kepenyse; 2) merkaptūrinės rūgšties konjugatai ir jų pirmtakai sekretuojami iš kepenų į tulžį; 3) jie sekretuojami su tulžimi ir tampa žarnyno mikrofloros substratais (su tulžies rūgštimis patekę į žarnyną); 4) iš jų susidaro 2-metiltio-N-izopropilacetanilidas, kuris gali būti šalinamas iš organizmo keletu būdų: 2-metiltio-N-izopropilacetanilidas Reabsorbcija į kraują Pašalinimas iš žarnyno su kieto- iš žarnyno siomis, netirpiomis liekanomis į tiesiąją žarną 3,4,5 2 1 Junginys papuola į II entero- hepatinės cirkuliacijos ciklą į inkstus Reabsorbuotas mikrobinis metabolitas toliau metabolizuojamas kepenyse, ir susi- 3 4 daro du gliukuronidai. Pirma, jie pro tulžį keliauja į žarnyną;. antra, dalis jų su kepeny- se cirkuliuojančiu krauju išnešama į inkstus; trečia, iš žarnyno reabsorbuojami, mikrobams atskėlus aglikoninę dalį ar po kitų reakcijų 5 į tiesiąją žarną Pastaba: DETOKSIKACIJOS II FAZĖS (KONJUGACIJOS) REAKCIJOS yra daug sudėtingesnės, nei aprašoma kai kuriuose vadovėliuose [2] ir apžvalgose; tos junginių biotransformacijos, kurią katalizuoja žarnyno mikroorganizmai, dauguma literatūros šaltinių nenagrinėja. Taigi enterohepatinės cirkuliacijos cikle vykstančiose reakcijose iš propachloro susidaro tokie junginiai: CH3 O Propachloras: CH3−CH−N−C−CH2−Cl 1) Cisteino konjugatas −CH2−S−CH−COOH NH2 2) Merkaptūratas −CH2−S−CH−COOH NH−CCH3 O O 3) Merkaptūrato sulfoksidas −CH2−S−CH−COOH NH−CCH3 O 10 pav. Mikroorganizmų dalyvavimas cheminio junginio transformacijoje enterohepatinio ciklo metu Inkstai. Junginiai, esantys iki 4 000 Da molekulinio svorio, yra gerai filtruojami pro inkstų geldeles; kai kurie šaltiniai [1] nurodo galimus mažesnių nei 60 000 Da dydžio junginių šalinimo atvejus; tačiau tai jau daugiau patologiniai atvejai, ir tai pagrindžia tolesnė eksperimentinių faktų apžvalga: 1) daugelis lipiduose tirpių organinių junginių ir metalų, būdami giminingi baltymams, yra sulaikomi ir neekskretuojami su šlapimu; 2) nepoliniai chemikalai glomerulų filtracijoje gali būti reabsorbuoti pasyviosios difuzijos būdu pro tubines (vamzdelines) membranas; silpnosios organinės rūgštys ar bazės yra išskiriamos ar reabsorbuojamos priklausomai nuo šlapimo pH; 3) inkstų kanalėliai taip pat gali aktyviai sekretuoti kai kurias organines rūgštis ir bazes į šlapimą; galima panašios struktūros cheminių junginių konkurencija dėl tų pačių transporto vietų, nes tai fermentinis procesas;

15 4) organinių junginių struktūros pokyčiai vykstant metabolinei transformacijai labai veikia šalinimą pro inkstus; pavyzdžiui, sumaitinus plekšnei (Pseudopleuronectes americanus) lygiomis dozėmis DDT ir jo poliarinio DDT metabolito DDA (dichlorfenilanilino), DDA buvo išskiriamas su šlapimu 250 kartų greičiau nei DDT; šie skirtumai negalėjo būti paaiškinti susirišimu su plazmos baltymais, nes pastarasis abiejų junginių buvo vienodas (97 proc.); in vitro nustatyta, kad DDA buvo aktyviai kaupiamas inkstų organinių rūgščių transporto sistemos ir tokį kaupimą blokavo metaboliniai inhibitoriai; tuo tarpu riebaluose tirpus DDT nebuvo aktyviai transportuojamas. Kodėl svarbu žinoti (nustatyti) pirminius cheminių junginių šalinimo iš vandens organizmų būdus? Pabrėžtina gamtinėms vandens organizmų populiacijoms kylančios grėsmės supratimo svarba, kadangi ksenobiotikų šalinimui iš organizmo gali daryti įtaką nemažai veiksnių: 1) cheminė vandens sudėtis; 2) pH; 3) temperatūra; 4) audinių pažeidimas; 5) konkuruojantieji cheminiai junginiai, esantys vandenyje; 6) anksčiau hidrobionto organizme susikaupę cheminiai junginiai. Todėl pagrindinių junginių šalinimo kelių žinojimas leidžia suprasti ir sudėtingesnes gamtos teršimo situacijas, jas prognozuoti, numatyti būtinas greito reagavimo priemones. 4. Organizmo talpos, augimas ir biomagnifikacija modeliuose, aprašančiuose cheminių medžiagų biokoncentraciją organizmuose Talpos terminas specifine prasme yra vartojamas farmakokinetiniams reiškiniams aiškinti. Talpa (skyrius, sekcija; angl. compartment) − cheminės medžiagos kiekis, vienodu greičiu sugeriamas ir išskiriamas iš organizmo ar kitos biologinės sistemos. Tai terminas, vartojamas modeliavimui ir skirtas aprašyti vieno ir to paties cheminio junginio kiekio (koncentracijos) kitimo kinetikai, kuri įvairiose organizmo audinių sistemose esti skirtinga (kartu skirtingos ir talpos). Tai yra talpa” gali būti atskiriama skirtinga to paties cheminio junginio dalių kinetika. Talpos modeliai (angl. compartment models) plačiai naudojami farmakokinetiniams tyrimams ir matematiškai aprašo cheminės medžiagos kiekį, esantį tam tikroje bendroje sistemoje. Eksperimentatoriai, naudojantys šiuos modelius, nepretenduoja išsamiai aprašyti biologinius procesus, bet siūlo interpretuoti surinktus eksperimentinius duomenis ir juos panaudoti prognozavimui. 4.1. Vienos talpos biokoncentracijos modelis patekimas šalinimas (pasisavinimas) (valymasis) uptake (angl.) ORGANIZMAS depuration (angl.) k u kd

CH2O CORG. (µg/ml) (µg/g) 11 pav. Vienos talpos biokoncentracijos modelio schema Kaupimasis, t.y. koncentracijos pokytis organizme per laiko vienetą, būtų lygus: dCorg. = pasisavinimas - šalinimas = ku • CH2O − k d • CORG. (lygtis A)

dt Čia: CH2O − cheminės medžiagos koncentracija vandenyje (µg/ml); CORG. − cheminės medžiagos koncentracija organizme (gyvūne) (µg/g); t − laikas (val); ku − cheminės medžiagos pasisavinimo greičio konstanta (ml/g val.); k d − cheminės medžiagos šalinimo greičio konstanta (ml/g val.). dC Jei Corg. 0 (t. y. labai maža), tai = 0 = ku CH2O − k d CORG.

16 dt Praėjus tam tikram laikui po cheminės medžiagos atsiradimo vandens aplinkoje, liekamoji koncentracija organizme esant pusiausvyrai (LKOP) bus: ku CLKOP = C H2O, o iš šios lygties išeina, kad k d biokoncentracijos faktorius esant pusiausvyrai (BCFPUS) bus:

CLKOP ku BCFPUS. = = C H2O k d Esant pastoviems koeficientams ir pastoviai cheminio junginio koncentracijai vandenyse, galima integruoti lygtį A, tada po tam tikro laiko gausime tokią junginio koncentraciją organizme: ku

Corganizme = C H2O • [1 − exp (−kdt)] = k d = C LKOP • [1 − exp (−kdt)] = BCF • CH2O [1 − exp (−kdt)] Cheminės medžiagos koncentracijos pusiausvyros nusistovėjimas tarp organizmo ir vandens labai priklauso nuo valymosi (išmetimo) greičio. Tai pavaizduota sekančiame paveiksle: 1,0 0,1 0,8 kuo intensyviau šalina, C gyvūne tuo lėčiau nusistovi pu- C pusiausv. 0,6 0,05 siausviroji cheminės medžiagos koncentra- 0,4 cija organizme 0,02 0,2 kd = 0,01 val. −1 0,0 0 20 40 60 80 Laikas, val. 12 pav. Cheminio junginio pusiausvirosios koncentracijos nusistovėjimo priklausomybė nuo jo šalinimo iš organizmo greičio Patekimo ir šalinimo mechanizmai gali būti ir kiti negu paprastas pasikeitimo procesas, tada tokie atvejai neįeina į vienos talpos (sekcijos) biokoncentracijos modelį. 4.2. Dviejų talpų biokoncentracijos modelis Labai dažna biokoncentracijos eksperimentuose situacija, kai viena cheminės medžiagos bendro kiekio dalis (porcija) iš organizmo pašalinama greitai, tuo tarpu kita dalis tos pačios medžiagos bendro kiekio išlieka organizme nepalyginamai ilgiau. Pavyzdžiui, dvifazė (ar bieksponentinė) kinetika, labai dažnai atsispindinti esant cheminių medžiagų šalinimui, susidarant greito” ir lėto” šalinimo periodams gali kilti dėl tokių priežasčių: * Metalų (jonų) šalinimo atveju, kai metalai rišasi su baltymais (pvz., metalotioneinais, -SH grupių turinčiais baltymais, arba nespecifiniais baltymais); ** Organinės medžiagos, kurios patenka į riebalinį audinį ir yra šalinamos ilgiau negu tokios pačios organinės medžiagos, esančios kraujyje. Primintina, kad talpų biokoncentracinijos modeliai yra kinetiniai modeliai, skirti ne tiek konkretiems organizmo audiniams ar dalims charakterizuoti, kiek cheminės medžiagos pasiskirstymo organizme kinetikai prognozuoti. Panagrinėkime vienos cheminės medžiagos šalinimą iš organizmo dvejopu skirtingu greičiu. Grafiškai tai galima pavaizduoti tokiu būdu:

17 log C Čia: A + B = Co − pradinė koncentracija [A + B] kūne iki šalinimo pradžios arba tos pačios cheminės medžiagos suminė dalis. [A] Tada bendra liekamoji chem. medžia- gos koncentracija po laiko t bus apskai- a čiuojama pagal algebrinę lygtį: [B] b lėtas Cg = A exp (−at) + B exp (−bt) greitas Čia: Laikas − atkarpa (sujungta) su nuolydžiu a, t. y. pradinės medž. koncentracijos Co dalis A; B − atkarpa su nuolydžiu b, t. y. pradinės medž. koncentracijos Co dalis B; a − specifinis A porcijos šalinimo greitis; b − specifinis B porcijos šalinimo greitis; A exp (−at) − A koncentracija po laiko t; B exp (−bt) − B koncentracija po laiko t. 13 pav. Cheminės medžiagos šalinimas

Šį grafiką aprašo toks modelis: C H2O

Modelis remiasi prielaida, k01 kad medžiaga pateka ir išski- I II riama pro pirmą (I) talpą k12 C 1 C 2 k21 Periferinė lėto Centrinė greito k10 šalinimo talpa šalinimo talpa (ne visada atitinka (pvz., inkstai ir kt.) anatominį vienetą) y. vienos kinetikos T. y. kitos kinetikos chem. medžiagos kiekis chem. medžiagos kiekis 14 pav. Dviejų talpų biokoncentracijos modelio schema

Grafiškai apibrėžti dydžiai A, B, a ir b (žr. pateiktą grafiką) su greičio konstantomis yra susiję taip: Ab + Ba k21 = , čia: k21 medžiagos pernešimo tarp talpų C2 ir C1 greičio A + B arba šalinimo iš periferinės (lėto šalinimo talpos) greičio konstanta; Ab ir Ba − specifinis abiejų medžiagos kiekio su- mažėjimas po laiko t; A + B ( = Co) pradinis medžiagos kiekis (kon- centracija)

18 a b k1 0 = , čia: k1 0 − šalinimo greičio konstanta k21 a ir b − specifinis A ir B medžiagos koncentracijos (kiekio) išnykimo greitis k12 = a + b − k21 − k1 0 Medžiagos patekimo konstanta (k1 0) turi būti matuojama nepriklausomai, panaudojant pradinio greičio matavimą (t. y. panaudojant pradinę medžiagos patekimo kreivės dalį pateiktame grafike). Biokoncentracijos faktorius pagal dviejų talpų modelį apskaičiuojamas taip: 1. C2 talpoje k01

BCF = (a + b − k10), čia: ab − dvejopo šalinimo greičio sandauga; ab (a + b − k10)=k12 be šalinimo arba: konstantos k21. 2. C2 ir C1 talpose k01 BCF = (k12 + k21) ab Jeigu periferinė talpa išsivalo greitai, k21 >> k12, modelis supaprastėja iki vienos talpos modelio. Didelių dozių šalinimo kinetika labai dažnai atitinka Michaelis-Menten lygtis (kai medžiagas šalina specifiniai transportuojantys fermentai, esantys ląstelėse (organizme) vienoda, nekintama koncentracija): dc VM C čia: VM − maksimalus (įsotinimo) = greitis; dt Km + C Km − cheminės medžiagos koncentracija, kuri gali būti pašalinta greičiu, lygiu pusei maksimalaus. 4.3. Metabolitų šalinimo greitis Jei bioakumuliacijos bandymai atliekami naudojant radioaktyviai žymėtus organinius junginius (14C, 3H arba 36Cl, 35S), tai dažniausiai organizme vykstant biotransformacijai radioaktyvią žymę turintis junginys paverčiamas radioaktyviu (žymėtu) metabolitu ir galima sekti taip pat ir pradinio junginio metabolitų šalinimo kinetiką. Tegu yra žinoma kd − pradinio žymėto junginio šalinimo greičio konstanta, ir tegu yra žinoma km − žymėto metabolito šalinimo greičio konstanta, tada galimi du kraštutiniai atvejai (žiūrėti pav. 15). Kai kurios cheminės organinės medžiagos, pavyzdžiui benz(α)akridinas, vykstant eksperimentui gali rodyti įvairiausius biokoncentracijos organizmuose rezultatus, priklausančius nuo jo paties biotransformacijos greičio testuojamuose organizmuose, taip pat nuo įvairių metabolitų formų. Tačiau atliekant ilgalaikius, chroniško cheminių medžiagų poveikio bandymus kyla dar viena problema, kurią padeda spręsti modeliai, aprašantys cheminių medžiagų bioakumuliaciją organizmo augimo atveju. 1. Kai km > kd 2. Kai km < kd Log C Log C Bendras Bendras Prad. junginys Prad. junginys Metabolitas Metabolitas Laikas Laikas 15 pav. Skirtingos struktūros ir fizikocheminių savybių metabolitų šalinimo greitis

19

4.4. Bioakumuliacija organizmams augant Augimas į modelius įtraukiamas tokia formule: Corg.

= ku • CH2O − kd• Corg. − g • Corg

dt patekimas šalinimas augimas Augimą biokoncentracijos modeliuose įvertina konstanta: k’ = kd + g; tada pateiktoje formulėje, nagrinėjant vienos talpos biokoncentracijos modelį, cheminės medžiagos liekamoji koncentracija organizme esant pusiausvyrai, LKOP (žr. šio skyriaus pradžią) išreiškiama taip: ku ku CLKOP = C H2O = C H2O k d k’

4.5. Biomagnifikacija per mitybos grandinę Woodwell 1967 metais pirmą kartą nustatė, kad DDT koncentracija organizmuose didėja pereinant iš vieno mitybos (trofinės) grandinės lygio į kitą. Energijos pernešimas tarp trofinių lygių tesudaro tik apie 10 proc., o, pavyzdžiui, jūrinėse ekosistemose tarp trofinių lygių toksinių hidrofobinių medžiagų, pavyzdžiui, DDT, eldrino, koncentravimasis gali siekti iki dešimt kartų (žr. Ō.Šąģąä. Ļščźėąäķą˙ żźīėīćč˙). Nagrinėjant ekosistemą, kurioje yra keli mitybos lygiai, pavyzdžiui: 1) fitoplanktonas, 2) zooplanktonas, 3) smulkios žuvys, 4) stambios žuvys, biokoncentracijos faktorius (BCF) gali būti vertinamas kiekvienoje mitybos grandinės pakopoje. Cheminių medžiagų kaupimasis pagal BCF organizmuose, esančiuose aukštesnėje mitybos pakopoje, apskaičiuojamas vertinant BCF ne tik turimo mitybos lygio (pakopos) cheminių medžiagų joms patenkant iš vandens aplinkos, bet ir tą BCF indėlį (patekusį su maistu), kuris prisideda susikaupus cheminėms medžiagoms organizmuose, egzistuojančiuose prieš tai buvusiame mitybos lygyje ir panaudotuose maistui. Tada matematinė šių reiškinių išraiška, aprašyta Thomann 1981 metais, būtų tokia: ku BCF = NH2O = čia: k’ = kd + g – augimo konstanta k’ ku 1 I lygis: N1H2O = (jokios mitybos; medžiaga (-os) patenka iš vandens) k’1 II lygis: N2 = N2H2O + f 2 N1H2O , čia: f2 − mitybos grandinės pernešimo koeficientas III lygis: N3 = N3H2O + f 3 N2H2O + f 3 f 2 N1H2O IV lygis: N4 = N4H2O + f 4 N3H2O + f 4 f 3 N2 H2O + f 4 f 3 f 2 N1H2O Iš užrašytų lygčių išeina: I. Kuo ilgesnė mitybos grandinė, tuo labiau padidėja ir ksenobiotikų (antropogeninių, hidrofobinių, besikaupiančių cheminių medžiagų) koncentracija organizmuose, taigi vyksta biologinis organinių cheminių medžiagų koncentracijos didinimas, t. y. biomagnifikacija. II. Cheminių junginių biomagnifikacija, kaip ir jų akumuliacija, priklauso ne tik nuo fizikocheminių junginio savybių, bet ir nuo to, kaip šiuos junginius sutinka (pasiekia) savo kelyje gyvūnai, taigi kartu ir nuo mitybos grandinės tipo. Ilgamečiai taršos tyrimai ir eksperimentinė praktika rodo: Biomagnifikacijos reiškinys svarbiausias hidrofobiškiems, nemetabolizuojamiems cheminiams junginiams (žr. 1.1−1.4 poskyrius), kurie lėtai pasišalina iš organizmo.

20 Kinetiniai modeliai sėkmingai taikyti mitybos grandinėms aprašyti (žr. 5.4 poskyrį, papildomą literatūrą 1, 2, 3, 4). Šiuose modeliuose koncentracija, susidaranti žuvyse, yra aprašoma kaip medžiagos įėjimo ir išėjimo iš organizmo greičio pusiausvyra (balansas), išreikštas greičio konstantomis. Aišku, šiuose modeliuose nebuvo nagrinėjami termodinamikos procesai. Kanados mokslininkai (Toronto universitetas) 1990 metais pateikė organinių cheminių medžiagų patekimo į žuvis ir pasišalinimo iš jų modelį, kuriame nagrinėjo tiek cheminės medžiagos masės pernešimo termodinamiką, tiek ir šio proceso sudedamųjų virsmų greitį (kinetiką). Ne mažiau svarbu ir tai, kad šiuo periodu pateiktuose modeliuose (Thomann, 1989) jau buvo nagrinėjamos didelės duomenų bazės įvertinant organinių medžiagų biomagnifikacijos mitybos grandinėse priklausomybę nuo organinių medžiagų Po/w (žr. 5.4 poskyrį, [4]). 5. Bioakumuliacija cheminės taršos vertinimo modeliuose Cheminių medžiagų pasiskirstymo vandens organizmuose matavimas, modeliavimas ir prognozavimas nėra toks paprastas (koks esti organinių tirpiklių ir vandens tirpalų dvifazėse sistemose), nes gyvūnai gyvena vsą laiką kintančiomis aplinkos sąlygomis, t. y. jie: * juda įvairiai užterštomis zonomis; * minta įvairiai užterštu maistu; * auga; * aktyviai transportuoja (įsiurbia ir išskiria) chemines medžiagas; * transformuoja chemines medžiagas savo audiniuose. Todėl PROGNOZUOJANČIŲ tikruosius TARŠOS PADARINIUS masių balanso (termodinaminių) ar procesų greičio (kinetinių) MODELIŲ PASKIRTIS yra APRAŠYTI CHEMINIŲ MEDŽIAGŲ LIKUČIŲ ORGANIZME ***** PASISKIRSTYMO PUSIAUSVYRĄ, ar ***** DINAMIKĄ LAIKO ATŽVILGIU (akumuliacijos, pasiskirstymo, šalinimo etc.) Taigi skirtingais metodais ir atitinkamomis lygtimis galima išreikšti tą patį bioakumuliacijos procesą, todėl literatūroje nagrinėjami tokie bioakumuliacijos modeliai: BIOAKUMULIACIJOS MODELIAI KINETINIAI TERMODINAMINIAI Ar ekotoksikologijoje taikomi bioakumuliacijos ir (ar) biotransformacijos modeliai yra unikalūs, t. y. skirti tik šiai mokslo sričiai? Atsakymas − ne. Pagrindus ekotoksikologija perėmė iš farmakologijos, ir šiandien abi mokslo šakos nagrinėja panašius procesus: FARMAKOLOGIJA EKOTOKSIKOLOGIJA Vaistų kitimo žmogaus organizme Toksinių medžiagų kitimo hidro- per tam tikrą periodą biontuose ir sausumos gyvūnuose per tam tikrą periodą m o d e l i a i m o d e l i a i 5.1. Biologinis prieinamumas ir bioakumuliacija Biologiškai prieinamas (pasiekiamas; angl. bioavailable) - cheminio junginio kiekio supančioje organizmą (-us) aplinkoje dalis (frakcija), kuri gali dalyvauti (būti prieinama) organizmų atliekamuose sugėrimo (bioakumuliacijos) procesuose. Tai gali būti cheminio junginio dalis vandenyje, nuosėdose, suspenduotose dalelėse, maiste. Biologinis cheminių medžiagų prieinamumas kinta priklausomai nuo įvairių veiksnių, darančių įtaką toms cheminėms medžiagoms. Kokie šie veiksniai? Panagrinėkime juos pateikiamoje schemoje. Sumažėjęs organinių cheminių junginių biologinis prieinamumas organizmams tampa akivaizdus, kai į tiriamos sistemos vandenį patenka suspenduotos medžiagos. Pavyzdžiui, mielės, patekusios į vandenį,

21 sumažina benz(α)pireno, BP, bioakumuliaciją vėžiagyviuose Daphnia magna. Mielės suriša nemažai BP. Bet nepriklausomai nuo to, kad dafnijos praryja mieles, BP buvo mažiau prieinamas dafnijoms, nes praryto su mielėmis sorbuoto BP kiekis tesudaro 3−15 proc. BP kiekio, patekusio į dafnijas iš vandens [14]. Mechaninis dispergavimas (sumaišymas, plakimas) Cheminis dispergavimas (tirpikliai) Emulsifikacija (paviršinio aktyvumo medžiagos) Adsorbcija Tirpimas Akumuliacija (biokoncentracija) Pasiskirstymas Didelė druskų koncentracija biologinėse sistemose Mažas pH (mažesnis tirpimas ir brinkimas) Metabolizmas 16 pav. Kietųjų angliavandenilių tirpimas ir transformacija aplinkoje: priklausomybė nuo įvairių parametrų [7] PASTABA: Klasikinių ekotoksikologų darbuose inhibavimo efektai hidrobiontuose paprastai nagrinėjami (skaičiuojami) vertinant cheminės medžiagos koncentraciją vandenyje (MK50 ir kt.), dažniausiai išreiškiamą mg/l. Bet vis daugiau pasirodo membranų tyrimo darbų, kur cheminių medžiagų INHIBAVIMO AKTYVUMAS (geba ar efektas)) SKAIČIUOJAMAS: * cheminės medžiagos koncentracija membranų baltymo vienetui; * cheminės medžiagos koncentracija lipidų kiekio vienetui; * cheminės medžiagos koncentracija biomasės vienetui (artimesnė sąvoka (dydis) dozei, tik dozė išreiškiama kaip kiekis chem. medž./biomasės kg). Bentoso bestuburiai dėl mitybos elgesio ir aktyvumo įvairovės yra pati įvairiausia ir sunkiausiai tiriama bei pagal cheminių junginių biologinį prieinamumą modeliuojama organizmų grupė. Bioakumuliacijos bandymų rezultatus, gautus tiriant sedimentų ir vandens organizmus, labai sunku apibendrinti dėl daugybės cheminių ir biologinių veiksnių, darančių įtaką biologiniam prieinamumui ir bioakumuliacijai. Tačiau pastebėta, kad didesnis bendrosios organinės anglies (BOA) sedimentuose kiekis sukelia mažesnę cheminių junginių bioakumuliaciją ir mažesnį nuodingumą [14]. Tai suderinama su idėja, kad cheminių medžiagų poveikį sukelia koncentracija laisvai ištirpusio cheminio junginio sedimentų porų vandenyje; ši koncentracija yra tiesiogiai susijusi su tų sedimentų organinės anglies frakcija [14]: C sed. Čia: C porų − cheminio junginio, ChJ, koncent- C porų = . racija porų vandenyje, µg/l; Koc • f oc C sed. − ChJ koncentracija sedimentuose, (µg/g sauso sedimentų svorio); Koc − vandens ir organinės anglies pasis- kirstymo koeficientas (ml/g organinės anglies); f oc − bendras organinės anglies sedimen- tuose kiekis, išreikštas kaip frakcijos masė (g organinės anglies/ g sedimentų sauso svorio).

22 Atitinkamai biotos ir sedimentų akumuliacijos faktorius, BSAF, išreikštas santykiu ir vienetais g anglies/g lipidų, gali būti apibrėžtas kaip: Cb / fL Čia: Csed. − ChJ koncentracija sedimentuose

BASF = arba (µg/g sauso sedimentų svorio); Cs / foc Cb − ChJ liekana audinyje esant pusiaus- vyrai (µg/g drėgno audinio svorio); f L − lipidų koncentracija organizme, iš- Cb / foc KL reikšta kaip frakcijos masė (g lipidų/g BASF = ≈ kai KOW ≈ KOC audinio); fL /Csed. KOW f oc − bendras organinės anglies kiekis sedimentuose (išraišką žr. prieš tai); K L − ChJ pasiskirstymo lipiduose ir vandenyje koeficientas (l/kg lipidų); K OW − pasiskirstymo tarp oktano- lio ir vandens koeficientas 5.2. Tikrosios cheminių medžiagų koncentracijos gamtoje skaičiavimas siekiant įvertinti riziką Garavimas A t m o s f e r a k1 k3 Fotolizė V a n d u o k2 Hidrolizė k5 ko Patekimas PATEKIMAS k4 Išlaisvinimas k6 Biodegradacija k7 k8 Šalinimas Surišimas S e d i m e n t a i MASĖS BALANSO LYGTIS [9] dCw V= = ko − k1ACw − k2VCw − k3VCw − k4VCw − k5FCw +k6FCf − k7SCw + k8SCs dt Pa- Ga- Hi- Foto- Biode- Pateki- Žuvų Susiri- Plovi- te- ravi- dro- lizė gra- mas į šali šimas masis ki- mas lizė daci- žuvis nimas sedi- iš mas ja men- sedi- tuose mentų MODELIS NEĮVERTINA (bakterio- METABOLIZMO planktone, fitoplanktone) Čia: V − Vandens tūris, l (ar ml); Cw − cheminės medžiagos koncentracija vandenyje; t − laikas; MODELIS NEĮVERTINA k − greičio konstanta; AUKŠTESNIŲJŲ AUGA- A − paviršiaus plotas, m2 (arba cm2); LŲ BIOAKUMULIACIJOS F − žuvų masė, kg (arba g); S − sedimentų masė, kg (arba g);

23 Cs − cheminės medžiagos koncentracija vandenyje; Cf − cheminės medžiagos koncentracija žuvyse. 17 pav. 1979 modelis masės balansui vandens telkinyje vertinti [1*] Pastabos. 1. Modelis nenagrinėja cheminių medžiagų adsorbcijos, bioakumuliacijos ir šalinimo: a) vandens augaluose; e) adsorbcijos pakibusiose dalelėse; b) žemesniuose hidrobiontuose; f) adsorbcijos grunte; c) perifitone; g) bioakumuliacijos sedimentuose; d) bioakumulicijos mitybos grandyse; h) biodegradacijos sedimentuose. 2. Kai kurių cheminių medžiagų hidrolizės, fotolizės ir biodegradacijos pusperiodžiai randami [2*]. Žiūrėti papildomą* literatūrą apie cheminių medžiagų likimą vandens telkiniuose: 1*. Branson D. R. Predicting the Fate of Chemicals in the Aquatic Environment from Laboratory Data // Estima- ting the Hazard of Chemical Substances to Aquatic Life. ASTM Special Technical Publication 657 / editors: J. Cairns, K. L. Dickson, A. W. Maki. Philadelphia: American Society for Testing and Materials, 1978. 2*. Handbook of Environmental Degradation Rates / editors: P. H. Howard, et al.). Chelsea: Lewis Publ. Inc., 1991. 700 p. Būdamas sudėtingas, šis modelis labiau atitinka tikrovę, nes nagrinėja ilgalaikius taršos pernešimo ir kaupimosi procesus. Tačiau tai yra tik neišsamus paviršinių vandenų kokybės vertinimo modelis, turintis bioakumu-liacijos (biomagnifikacijos) elementų, nes detaliai vertinti trūksta: 1) vidinio organizmų metabolizmo reakcijų aprašymo; 2) aukštesniųjų vandens augalų ir perifitono indėlio į medžiagų transformaciją analizės ir t. t. Fotocheminis skaidymas C1f R C2f Išgaravimas Fotooksidacija ORAS PAVIRŠIUS Hidrolizė H2O TIESIOGINIS PASISAVINIMAS ĮVAIRIUOSE MITYBOS GRANDINĖS LYGIUOSE Ž Aerobinė (žuvys) biodegradacija H C1 vand. (kt. hidro- biontai) C2 vand. R Z (zooplank- P tonas) (plank- tonas) Desorbcija Adsorbcija S Suspen- duotos kietosios medžia- gos Pakilimas Sėdimas Ž (Išmaišymas) bentoso Desorbcija Adsorbcija žuvys SEDIMENTAI C1b R C2b Anaerobinė biodegradacija

24 18 pav. Nuodingųjų medžiagų pernešimo srautai vandens telkinyje (1989 m. modelis) [10] 5.3. Ksenobiotikų patekimo į augalus modelis − PLANTX Modelis aprašo dinaminį patekimą iš dirvos ar tirpalo, metabolizmą ir akumuliaciją antropogeninių organinių cheminių medžiagų šaknyse, stiebe, lapuose ir vaisiuose [8]. Jis gali būti taikomas daugeliui augalų rūšių ir daugeliui nedisocijuojančių cheminių medžiagų. Naujajam modeliui naudojamas supaprastintas metodas, skaičiuojant medžiagų transportą ksilema (mediena, t. y. vandens indais) ir ją supančiais audiniais. Nagrinėjami ir floema (karniena) transportuojamos medžiagos (įtraukiant jų patekimą ir į vaisius) srautai (tekėjimai) į ir pro lapų kutikulą. Apskritai šis modelis nagrinėja tokius procesus: * difuzinę cheminių medžiagų apykaitą tarp vandens ir oro pilnų dirvožemio porų bei šaknų; * pernešimą į šaknis su garuojančio vandens srautu; * pernešimas į stiebą ir lapus su garuojančio vandens srautu; * pasiskirstymą stiebe; * transportavimą į vaisius su asimiliacijos srautu; * difuzijos (medžiagas išssklaidančius) pokyčius tarp oro ir lapų pro lapų stomą ir kutikulą; * metabolizmą; * medžiagų dozės ar koncentracijos praskiedimą organizmui augant. P L A N T X LAPAI Oras K LO KStKsl VAISIAI STIEBAS K SO (Floema) (išoriniai skaičiavimai) ISKF (TSCF) Dirvos vanduo Dirvos ŠAKNYS KŠV KSV Dirvos oras uoliena* 19 pav. Nuodingųjų medžiagų patekimo į augalus ir kaupimosi juose modelis [8] ISKF − išgaravimo srauto koncentracijos faktorius (angl. transpiration stream concentration factor, TSCF); KŠV − chemikalo pasiskirstymo tarp šaknų ir vandens greičio konstanta; KSV − chemikalo pasiskirstymo tarp surištos su dirvos uoliena dalies ir vandens dirvoje greičio konstanta; K SO − chemikalo pasiskirstymo tarp surištos su dirvos uoliena dalies ir oro greičio konstanta; K LO − chemikalo pasiskirstymo tarp lapų ir oro greičio konstanta; KStKsl − chemikalo pasiskirstymo tarp stiebo ir ksilemos greičio konstanta; * − motininė, arba gimtoji, dirvos uoliena (angl. soil matrix), arba mineralinis dirvos pagrindas.

25

5.4. Modeliai, nagrinėjantys cheminių medžiagų bioakumuliaciją žuvyse Kinetiniai modeliai, kurių nedaugelis nagrinėjami šiame skyriuje, yra matematinė TOKSIKOKINETIKOS išraiška. Kinetiniai modeliai apima tas pačias pagrindines TOKSIKOKINETIKOS sritis, pavyzdžiui: *** adsorbciją *** pasiskirstymą *** biotransformaciją (metabolizmą) *** ekskreciją *** biomagnifikaciją ir t. t., kurios svarbios cheminių medžiagų poveikiui tiek medicinoje (toksikologijoje, farmakologijoje), tiek ir cheminėje ekologijoje (ekotoksikologijoje) nagrinėti. Čia pristatome 1990 metų teršalų susikaupimo žuvyse modelį, kuris gali būti matematiškai aprašomas panaudojant skirtingas metodologijas, terminus ir konstantas[6]. 1 3 4 Patekimas pro Šalinimas pro Netekimas dėl žiaunas: žiaunas: metabolizmo: kl Cw k2 CF kR CF kA CA kE CF kD CF Patekimas su Netekimas dėl Praskiedimas maistu šalinimo dėl augimo 2 5 6 KAIP KONCENTRACIJOS POKYTIS PER TAM TIKRĄ LAIKĄ d CF / dt = ki Cw + kA CA − CF (k2 + kR + kE + kD) PUSIAUSVIROSIOS BŪSENOS: CF = (ki Cw + kA CA ) / (k2 + kR + kE + kD) Šis bendrasis modelis gali būti aprašomas dvejopai: (1) lakumo (angl. fugacity) termodinaminėmis funkcijomis ir greičio parametrais; lakumas yra termodinamiškai naudinga funkcija, pakeičianti slėgį realių sistemų būsenos lygtyse; modelyje jis apibūdina cheminio junginio išnykimo iš atitinkamos talpos tendenciją (toks aprašymas procesą apibūdina ir kaip laikiną būseną) ir yra išreiškiamas slėgio vienetais (paskaliais, Pa); nuodingasis junginys visada keliauja iš didelio lakumo (kintamojo slėgio) talpos į mažo lakumo talpą, kol nėra aktyviojo transporto; tai lyg atitinka cheminių medžiagų koncentracijos gradientą; (2) sistemos atsparumą (angl. resistance) apibūdinančiais parametrais (kai ilgas laikas, reikalingas cheminiam junginiui pernešti, rodo sistemos atsparumą ir lėtą pernešimą). Tada schemoje aprašomi esminiai modelio parametrai atrodytų taip [6]: Išėjimas Šalinimas pro žiaunas RV • K OW RTW •KOW RGW •KOW RX RTO RGO ŽIAUNOS LIPIDAI ŽARNYNAS RV • K OW RT RG Patekimas pro žiaunas Maistas

26 RV − žiaunų atsparumas vandens prasiskverbimui; RX − šalinimo procesų “atsparumas”; RTW − žiaunų membranų atsparumas vandens prasiskverbimui; RGW − žarnyno membranų atsparumas RTO − žiaunų membranų atsparumas organinėms medžiagoms; vandens prasiskverbimui; K OW − junginio pasisiskirstymo tarp oktanolio-ir vandens RGO − žarnyno membranų atsparumas orga- koeficientas; ninėms medžiagoms. 20 pav. Cheminio junginio transporto žuvyje diagrama [6] Žiūrėti papildomą literatūrą apie cheminių medžiagų likimą hidrobiontų organizme: 1. Thomann R. V. // Can. J. Fish. Aquat. Sci., 1981, vol. 38, p. 280. 2. Thomann R. V., Connolly J. P. // Environ. Sci. Technol., 1984, vol. 18, p. 65. 3. Connolly J. P. Tonelli R. // Estuarine, Coastal Shelf Sci., 1985, vol. 20, p. 349. 4. Thomann R. V. // Environ. Sci. Technol., 1989, vol. 23, p. 699. ----------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- 5.5. Farmakologinio toksikokinetinio modelio pavyzdys Cheminių medžiagų likimą (transformaciją) organizme farmakologiniai modeliai nagrinėja gerokai sudėtingiau. Organo taikinio apnuodijimas priklauso nuo cheminės medžiagos absorbcijos, pasiskirstymo, biotransformacijos ir ekskrecijos. Šie faktoriai ir jų tarpusavio ryšiai parodyti 21 paveiksle. Čia pateikiama tik bendroji modelio schema [1]: Rijimas Įkvėpimas Intraveninis Intraperitoninis įleidimas įšvirkštimas (po pilvaplėve) Subkutaninis (poodinis) įleidimas Skrandžio Intramuskulinis ir žarnyno Plaučiai įleidimas traktas (į raumenis) Leidimas pro odą Kepenys Kraujas ir limfa Skystis ląstelių Riebalai išorėje Tulžis Inkstai Plaučiai Sekrecinės Organai struktūros Minkštieji audiniai Kaulai Šlapimo Alveolės pūslė Išmatos Šlapimas Iškvepiamas Sekretai oras 21 pav. Nuodingųjų medžiagų absorbcijos, pasiskirstymo ir ekskrecijos srautai žmogaus (žinduolių) organizme [1] Literatūroje aprašyta labai daug įvairių modelių. Čia, pavyzdžiui, nurodomi keli įvairių tyrimo sričių aplinkos kokybės prognozavimo modeliai. Juos iki 1992 metų naudojo pagrindinės JAV Aplinkos apsaugos agentūros aplinkos tyrimų laboratorijos [11]: a) paviršinių vandenų kokybės vertinimo: WQA, QUAL2E, EXAMS-II, WASP, DYNHYD4, WASP4, EUTRO4, STREAM, BIOFIT; b) nutekamųjų (ir paviršinių) vandenų toksinių medžiagų koncentracijos prognozavimo − DYNTOX, SARAH; nuotekų toksiškumo vertinimo skaičiavimo − PEEP, (1993 m., Kanada); c) geocheminius, dirvožemio taršos procesų − HSPF, PRZM, MINTEQUA1, PGWEAM; d) bioakumuliacinijos, pvz., FGETS, ir kt. Literatūra 1. Casarett and Doull’s Toxicology. The Basic Science of Poisons. 3rd edition / editors C. D. Klaasen, M. O. Amdur, J. Doull. New York: Macmillan Publishing Company, 1986. p. 582− 635.

27 2. Rand G. M., Petrocelli S. R. Fundamentals of Aquatic Toxicology. Methods and Applications. New York: Hemisphere Publ. Corp., 1985. 584 p. 3. Noble A. Partition Coefficients (n-Octanol-Water) for Pesticides. A Review // Journal of Chromatography, 1993, vol. 642, p. 3−14. 4. Codex Alimentarius Commission, Guide - Codex Maximum Limits for Pesticide Residues. Part 2. Rome: FAO, 1992. 5. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals, 2nd edition/ editor: K. Vershueren. New York: Van Nostrand Reinhold, 1983. 1310 p. 6. Clark K. E., Gobas F. A. P. C., Mackay D. Model of Organic Chemical Uptake and Clearance by Fish from Food and Water // Environ. Sci. Technol. 1990, vol. 24, p. 1203−1213. 7. Sikkema J., Bont J. A. N., Poolman B. Mechanisms of Membrane Toxicity of Hydrocarbons // Microbio- logical Reviews, 1995, vol. 59, No 2, p. 201−222. 8. Trapp S., Mc Farlane C., Mathies M. Model for Uptake of Xenobiotics into Plants: Validation with Bromacil Experiments // Environmental Toxicology and Chemistry, 1994, vol. 13, No 3, p. 413−422. 9. Lee F., Jones A. Role of Biotransformation in Environmental Hazard Assessment // Biotransformation and Fate of Chemicals in the Aquatic Environment. Proceedings of the workshop held in University of Michigan Aug. 14−18,1979 / editors: Maki A. W., K. Dickson and Cairns J. Washington D.C.: American Society for Testing and Materials, 1980. P. 8−21. 10. Ecotoxicology : Problems and Approaches // editors: S. A. Levin, M. A. Harwell, J. R. Kelly, K. D. Kimball. New York: Springer−Verlag, 1989. 547 p. 11. Ambrose R. B. ,Jr., Manager P. E. Center for Exposire Assessment Modeling. US EPA. Office of Research and Development. Athens (GA): Environmental Research Laboratory, 1990. 15 p. 12. Daukšas K., Barkauskas J., Daukšas V., Daumantas E., Kabailienė M., Kareiva A., Mačionis Z., Naruševičius L., Sasnauskienė S., Skučas V. Chemijos terminų aiškinamasis žodynas. Vilnius: Mokslo ir enciklopedijų leidybos institutas, 1997. 574 p. 13. Kubinyi H. QSAR: Hansch Analysis and Related Approaches. Series: Methods and Principles in Medicinal Chemistry, Vol. 1. Weinheim: VCH, 1993. 240 p. 14. Fundamentals of Aquatic Toxicology. Effects, Environmental Fate and Risk Assessment // editor G. M. Rand. Second edition. Washington: Taylor and Francis, London, 1995. 1125 p. 15. Davidson K. L., Bakke J. E., Larsen G. L. // Xenobiotica, 1990, vol. 30, p. 375−383. Klausimai 1. Kas yra Freundlicho izoterma, kokia matematinė ir grafinė jos išraiška bei reikšmė ekotoksikologiniams pro- cesams? 2. Kaip matematiškai aprašome difuziją, kokios difuzijos rūšys, kas yra aktyvusis transportas? Kurie šių procesų vyksta žuvų žiaunose, žarnyne, kas yra enterohepatinis ciklas? 3. Kokius procesus aprašo vienos talpos bioakumuliacijos modelis? 4. Kokiu pagrindu skiriamos dvi talpos cheminius junginius kaupiančiame organizme ir ar kraujo plazma gali turėti dvi talpas? 5. Kokius pagrindinius procesus aprašo dviejų talpų bioakumuliacijos modelis (nubraižykite schemą) ir kaip tai atrodo grafiškai? 6. Paaiškinkite, ką reiškia kiekviena iš proceso konstantų ir kaip ji susijusi su geometriniais dydžiais (atkarpo- mis), pavaizduotais grafike? 7. Kam lygi liekamoji cheminio junginio koncentracija organizme po tam tikro laiko nuo poveikio pradžios? 8. Su kokiu esminiu junginių kaupimo parametru siejamas dviejų talpų modelis? Paaiškinkite šio ryšio lygtį. 9. Kokius procesus vertina organinių junginių kaupimosi mitybos grandinėse modelis ir kokios konstantos juos aprašo? 10. Parašykite lygtis, aprašančias susikaupimą per keturias mitybos grandinės stadijas. Kas šiuos susikaupimo lyg- menis gali atitinkti vandens ekosistemose? Kiek kartų gali padidėti junginių susikaupimas ketvirtame lygyje?