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

Diplomamunka Klórozott szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségekre gyakorolt hatásának vizsgálata mikrokozmosz-kísérletekben. Készítette: Balogh Julianna Hidrobiológus (MSc) egyetemi hallgató Témavezető: Dr. Bácsi István egyetemi adjunktus Debreceni Egyetem Természettudományi és Technológiai Kar Hidrobiológia Tanszék Debrecen 2013

DEBRECENI EGYETEM TERMÉSZETTUDOMÁNYIÉSTECHNOLÓGIAIKAR UNIVERSITY OF DEBRECEN o FAC UL TY OF SCIENCE AND TECHNOLOGY 1949 NYILATKOZAT (A DE TTK hallgatóinak diplomadolgozatához/szakdolgozatához) Alulírott Balogh Julianna (Neptun kód: F4QYGT) jelen nyilatkozat aláírásával kijelentem, hogya Klórozott szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségekre gyakorolt hatásának vizsgálata mikrokozmosz-kísérletekben. című diplomadolgozat - a továbbiakban: dolgozat - önálló munkám, a dolgozat készítése során betartottam a szerzői jogról szóló 1999. évi LXXVI tv. szabályait, valamint az Egyetem által előírt, a dolgozat készítésére vonatkozó szabályokat, különösen a hivatkozások és idézések tekintetében 1. Kijelentem továbbá, hogy a dolgozat készítése során az önálló munka tekintetében a témavezetőt nem tévesztettem meg. Meg nem engedett segítséget nem vettem igénybe, a dolgozatot más oktatási intézményben szakdolgozatként vagy diplomamunkaként korábban nem nyújtottam be. Jelen dolgozat aláírásával tudomásul veszem, hogy amennyiben bizonyítható, hogy a 'dolgozatot nem magam készítettem, vagy a dolgozattal kapcsolatban szerzői jogsértés ténye merül fel, illetve a dolgozatot korábban más oktatási intézményben is benyújtottam, úgy a Debreceni Egyetem megtagadja a dolgozat befogadását és ellenem fegyelmi eljárást indíthat. A dolgozat befogadásának megtagadása és a fegyelmi eljárás indítása nem érinti a szerzői jogsértés miatti egyéb (polgári jog, szabálysértési jog, büntetőjogi) jogkövetkezményeket. Debrecen, 2013. év május hó 22. nap...~~\.~<~,,~. Hallgató aláírása Alulírott témavezető kijelentem, hogy az ezúton benyújtott szakdolgozat / diplomamunka az én szakmai irányításommal, a jelölttel folytatott rendszeres szakmai konzultáció mellett készült, a hallgató önálló munkáját tükrözi. A dolgozatot áttekintettem, a záró- vizsgán történő védésre bocsátásra megfelelőnek és a könyvtár ~?~kl.pj,~~afeltölthetőnek találtam. i é.,, l'j;-, '9 0-'1-, ""'. Debrecen, 2013. év május hó 22. nap ig1-1 '..: ~etb, 1.f 6 h' ti.;:>y; ~;~ ~",. ',.0, ~,',.: l~ ;~ ':"".. JI..L:9-. ~\"0,'~\'J --;.0».,,( témavezető aláírása) ij~,~ <$~c:"y/ 6i02<),",,:\ '\:~/ -"DE TTK, Hidrobiológiai Tanszék I 1999. évi LXXVL tv. 34. (1) A. mü részletet...az átvevőmű által indokolt és az eredetihez híven a forrás, valamini az ott szerzö bárki idézheti. 36. (1) Nyilvánosan tartott előadások és más hasonló müvek..' valamint.... beszédek tájékoztatás céljára- a cél által indokolt terjedelemben szabadon felhasználhatók. Ilyen felhasználás eselén il forrást a szerzö nevével együtt...fel kell tüntetni, hacsak ez lehetetlennek nem bizonvul, H4032 Debrecen,Egyetemtér L H4010 Debrecen,Pf: 18.Telefon: (+36)(52)316-012, Fax: (52) 533-677, E-mail: ttkdekanéüpuma.unideb.hu

Tartalomjegyzék 1. Bevezetés és célkitűzés 3 2. Irodalmi áttekintés 5 2.1. Kismolekulájú klórozott szénhidrogének 5 2.1.1. Tetraklóretán 5 2.1.1.1. A tetraklóretán sorsa a természetben 5 2.1.1.2. A tetraklóretán metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa 6 2.1.2. Tetraklóretilén 7 2.1.2.1. A tetraklóretilén sorsa a természetben 7 2.1.2.2. A tetraklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa 8 2.1.3. Triklóretilén 9 2.1.3.1. A triklóretilén sorsa a természetben 10 2.1.3.2. A triklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa 10 2.2. A klórozott szénhidrogének hatása a fitoplanktonra 11 2.3. Mikrokozmosz rendszerek 11 2.4. A biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma szennyezőkkel szembeni érzékenységére 13 3. Anyag és módszer 15 3.1. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása 15 3.2. A fitoplankton növekedésének nyomon követése 16 3.3. Az eredmények statisztikai értékelése 16 4. Eredmények és értékelésük 17 4.1. A háttérváltozókban megfigyelt változások az egyes vizsgálati időszakokban 17 4.1.1. Háttérváltozók - 2011 nyár 17 4.1.2. Háttérváltozók - 2012 tavasz 18 4.1.3. Háttérváltozók - 2012 nyár 19 4.2. Az egyedszámban megfigyelt változások 20 4.3. A klorofill-tartalomban megfigyelt változások 22 4.4. A taxonösszetételben megfigyelt változások 24 4.5. A fajszámban és diverzitásban bekövetkező változások 27 1

5. Összefoglalás 31 6. Köszönetnyilvánítás 33 7. Irodalomjegyzék 34 8. Függelék 43 2

1. Bevezetés és célkitűzés Napjainkban több esetben mutattak ki nagyobb mértékű klórozott szénhidrogén szennyezést a talajban, talajvízben az ipari hulladékká vált kismolekulájú klórozott szénhidrogének nem megfelelő tárolása következtében. A legújabb vizsgálatok szerint a talajvízmozgások eredményeként a kismolekulájú klórozott szénhidrogének felszíni vizekben való megjelenésének kockázata megnőtt. A tetraklóretán, a tetraklóretilén és a triklóretilén fizikai és kémiai tulajdonságaik következtében (kis molekulatömeg, illékonyság, nagymértékű lipofilitás) gyorsan abszorbeálódnak, miután kontaktusba kerülnek az élő szervezetekkel. A molekulák toxicitásában kulcsszerepet játszanak a metabolizmusuk során keletkező reaktív termékek (Costa és Ivanetich 1980; Bogen et al. 1988). Annak ellenére, hogy a tetraklóretánt, a tetraklóretilént és a triklóretilént az ipar széles körben alkalmazta, vagy alkalmazza napjainkban is, viszonylag kevés adat található az irodalomban arra vonatkozóan, hogyan hatnak ezek az anyagok a vízi fotoszintetizáló szervezetekre. E vegyületek fitoplankton fajokra gyakorolt hatása nem ismeretlen (Pearson és McConnell, 1975; Bringmann és Kühn, 1980; Ward et al., 1986; Ando et al., 2003; Lukavsky et al., 2011). Viszonylag alacsony azon tanulmányok száma, amelyek klórozott szénhidrogén szennyezők természetes fitoplankton együttesekre gyakorolt hatását vizsgálták sekély tavi ökoszisztémákban (Berglund et al., 2001; González et al. 2009). Az egy fajt vizsgáló toxikológiai tesztek általánosan elterjedtek és nagyon jól alkalmazhatók, ha fiziológiai hatások vizsgálata, toxikológiai határértékek megállapítása, vagy különböző fajok érzékenységének összehasonlítása a cél (Moreire-Santos et al. 2005, Liebig et al. 2008). A több fajt alkalmazó mesterséges rendszerek, vagy a természetes közösséget tartalmazó mikrokozmosz ill. mezokozmosz vizsgálatok ökológiai relevanciája azonban nagyobb, mert integrálják a természetes körülmények között zajló változásokat, így a vizsgált ökoszisztéma változásainak pontosabb értékelését teszik lehetővé (Chappie és Burton 2000, Culp et al. 2000, Moreira-Santos et al. 2004). Az algatesztek relevanciája növelhető a természetben megjelenő fioplankton együttesek alkalmazásával (Moreira- Santos et al. 2005). A fő előnye ezeknek a kísérleti rendszereknek a szennyezés ökológiai hatásainak valósághű szimulációja vízi közösségekben. Így a legkülönbözőbb fajokra gyakorolt hatások, illetve a különböző populációk közötti kölcsönhatások akár egyidejűleg is tanulmányozhatók a közösségen belül (Lopez-Mancisidor et al. 2008). 3

Ismert, hogy az algaközösség kémiai stresszre adott válasza függ a szennyezés pillanatában jelen lévő fajösszetételtől is (Guasch et al. 1997, Gurney és Robinson 1989, Pesce et al. 2006, Tlili et al. 2008). McCann (2000) bevezette a "Biodiverzitás-stabilitás hipotézist", mely szerint az ökoszisztéma ellenállása és rugalmassága növekszik a közösségen belüli trofikus interakciók számával. Ez a hipotézis úgy is ismert, mint a "biológiai biztosítás hipotézis" (Yatchi és Loreau, 1999), amely feltételezi, hogy diverzebb ökoszisztémákban nagyobb valószínűséggel vannak jelen olyan fajok, amelyek képesek ellenállni a zavarásnak és ez lehetővé teszi számukra, hogy ellensúlyozzák a más fajok eltűnéséből származó funkcionális károsodást (Villeneuve et al. 2011). Munkánk célja az volt, hogy in situ mikroalga teszttel (mikrokozmosz rendszerben) értékeljük egyszeri pontszerű klórozott szénhidrogén szennyezések rövidtávú hatását fitoplankton együttesek összetételére. A kísérleti összeállítás lehetővé tette annak tanulmányozását, hogy a klórozott szénhidrogének oldódásának nem kedvező, természetközeli körülmények között milyen változások zajlanak egy természetes fitoplankton közösség szerkezetében. Munkánk során a következő kérdésekre kerestük a választ: - Hogyan változik különböző összetételű (diverzitású) algaközösségek produkciója (klorofill-tartalom, egyedszám) a szennyezés hatására? - Hogyan változik a közösségek diverzitása a szennyezés hatására a kiindulási diverzitás függvényében? A kísérletek eredményei egyrészt gazdagíthatják a klórozott szénhidrogének természetkárosító hatásával kapcsolatos eddigi ismereteinket, másrészt rávilágíthatnak arra, milyen mértékben használhatók a mikrokozmosz rendszerek szennyezések hatásainak modellezésére, segítve az adott szennyezéssel szemben ellenálló fajok megtalálását, melyeknek nagy szerepe lehet a későbbiekben a szennyezés biológiai eltávolítására irányuló kutatásokban is. 4

2. Irodalmi áttekintés 2.1. Kismolekulájú klórozott szénhidrogének 2.1.1. Tetraklóretán Az 1,1,2,2-tetraklóretán egy szintetikus, színtelen, sűrű folyadék, ami nem ég könnyen. A kloroformhoz hasonló átható, édes szaga van. A molekula szerkezete az 1. ábrán látható. Korábban nagy mennyiségben használták más vegyszerek előállítására, festékekben és növényvédő-szerekben, valamint ipari oldószerként is, illetve zsírok és olajok más anyagoktól való szétválasztására, fémek tisztítása és zsírtalanítása céljából, továbbá szennyvíztisztítás során, vagy fotografikus filmekben található fémek kivonására.(lewis 2001). Ma már elérhető kevésbé mérgező vegyszer a helyettesítésére, mivel manapság nagymértékben fejlődik a klórozott etilének előállításának technológiája. Nagy léptékű kereskedelmi előállítása is megszűnt, bár néha még előfordul. Egyéb elnevezései az acetilén-tetraklorid, diklór-2,2-diklóretán, s-tetraklóretán. Molekulatömege: 167,85g/M; olvadáspontja: -42,4 C; forráspontja: 145,2 C. Kémiai képlete: C 2 H 2 Cl 4. 1. ábra. A tetraklóetán kémiai szerkezete A tetraklóretánt olyan gyárakban állítják elő melléktermékként, ahol 1,1,1- és 1,1,2- triklóretilént gyártanak (Rossberg et al. 2005). A más vegyületek előállítása során megmaradó tetraklóretánt vagy a természetbe juttatják vagy szennyezőként jelenik meg a végtermékekben. 2.1.1.1. A tetraklóretán sorsa a természetben A felszíni vizekbe kerülő tetraklóretán, annak ellenére, hogy viszonylag nagy mennyiség képes oldódni vízben (2,83g L -1 25 C-on) általában napoktól hetekig tartó idő alatt elpárolog, a víz mozgásától függően. Szennyezett felszíni vagy felszín alatti vizek 5

esetén ezért az egyik leggyakrabban alkalmazott tisztítási módszer a kilevegőztetés (Kincannon et al. 1983). A víznél nagyobb sűrűsége miatt azonban nem mozgó víztérben a vízfenékre süllyed, ahonnan folyamatosan a víztestbe kerülve károsíthatja a vízi szervezeteket. A tetraklóretán vízben természetes ph-n bázis katalizált hidrolízisen megy keresztül, melynek során triklóretilén keletkezik (Cervini-Silva 2003). A vízi élőlényekben való felhalmozódása nem jellemző folyamat (a vízi állatok szervezetében metabolizálódik, Franke et al. 1994). Közepes gőznyomásának és a talajrészecskékhez való viszonylag alacsony adszorpciójának köszönhetően a talaj felszínére kerülő tetraklóretán hamar elpárolog (Swann et al. 1983). Folyamatos, hosszan tartó szennyezés esetén azonban a talajban és a talajvízben is nagy mennyiségben jelen lehet, ahol hidrolízise és anaerob biodegradációja is bekövetkezhet (Lorah és Olsen 1999). 2.1.1.2. A tetraklóretán metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A domináns útvonalak a diklórecetsav produkciót segítik elő, ami nem enzimatikus degradáció, diklóracetil kloridot és diklóracetaldehidet eredményez köztes termékként. Más útvonalakon a triklóretilén vagy tetraklóretilén keletkezése figyelhető meg, amelyek trilkóretanolt, triklórecetsavat és oxálsavat eredményező reakciókat vonnak maguk után, (Yllner 1971; Mitoma et al. 1985). Elképzelhető, hogy ezek az anyagcsereutak az egysejtűekben is hasonló módon zajlanak. A tetraklóretán reaktív termékekké történő bomlása valószínűleg kulcsfontosságú szerepet játszik a toxikusságában. Mind a nukleáris, mind a mikroszomális citokróm P450 enzimek megjelennek az összetevők metabolizmusa során, amelyek valószínűleg számos biológiailag aktív elemet szabadítanak fel, beleértve az aldehideket, alkéneket, savakat és szabad gyököket (Mitoma et al. 1985; Hanley et al. 1988). A citokróm P450-ről kiderült, hogy katalizálja mind a diklóracetilált fehérjék melléktermékeinek (Halpert 1982), mind a dilkórecetsav keletkezését (Halpert és Neal 1981). Tomasi és munkatársai (1984) is bemutatták, hogy a tetraklóretán metabolizmusa során szabad gyökök keletkeznek. Ezek a felfedezések együttesen megmutatják, hogy a tetraklóretán anyagcseréje gyökök képzésébe torkollik, ami lipid peroxidációs stimulációhoz vezet. 6

A tetraklóretán alacsony genotoxikus aktivitással bír. Bebizonyosodott, hogy DNShez kötődhet (Colacci et al. 1987; Hanley et al. 1988), az abszorpciót követően szinte teljesen lebomlik, feltételezhetően részben a citokróm P450 következtében. 2.1.2. Tetraklóretilén A tetraklóretilén egy szintetikus, könnyen párolgó, szúrós, édes szagú, szobahőmérsékleten folyékony halmazállapotú, színtelen, nem gyúlékony vegyület, a molekula szerkezetét a 2. ábra mutatja. Gazdasági szempontból fontos klórozott szénhidrogén oldószer és köztes termék. Mióta ismert, hogy a tetraklóretilén képes feloldani számos szerves összetevőt, elválasztani szervetlen vegyületeket, azóta széles körben alkalmazzák ruhaanyagok száraztisztítására és fémek zsírtalanítására (Verschueren 1983). Más vegyületek előállításakor is használják kezdő vegyületként, számos fogyasztói termék esetén is. Egyéb elnevezései az etilén-tetraklorid, 1,1,2,2-tetraklóretilén, tetraklóretén, perklóretilén (PCE), perklén és perklór. Molekula súlya 165,83g/M; olvadáspontja: -19 C; forráspontja: 129 C. Kémiai képlete C 2 Cl 4. 2. ábra. A tetraklóretilén kémiai szerkezete Tetraklóretilént számos mérsékelt és szubtrópusi tengerben élő makroalga termel 0,0026-8,2 ng/g tiszta tömeg óránkénti mennyiségben. Azt is kimutatták, hogy ezek az algák ennél nagyobb mennyiségben állítanak elő triklóretilént. Az algák által a légkörbe juttatott triklóretilén és tetraklóretilén mennyisége olyan méreteket ölt, hogy azt nem lehet figyelmen kívül hagyni a légkör teljes klór-tartalmának kiszámításakor (Abrahamsson et al. 1995). 2.1.2.1. A tetraklóretilén sorsa a természetben Az újabb szabályok tiltják az olyan klórozott oldószerek természetben való elhelyezését, amelyek tetraklóretilént tartalmaznak. Minden olyan szilárd hulladék, amely tetraklóretilént tartalmaz veszélyes hulladéknak minősül. A tetrtaklóretilén lebomlási és 7

eltávolítási hatékonyságának 99,95-osnak kell lennie, mivel elsődleges szerves szennyezőnek számít. Mielőtt a szennyezőanyagokat kihelyeznénk a szeméttelepekre, azokat be kell vizsgáltatni a természetvédelmi szervezetekkel (HSDB 1996). A felszíni vizekbe kerülő tetraklóretilén nem alakul át azonnal. Vízoldhatósága csekély (0,15g L -1 25 C-on), de sűrűségének köszönhetően (1,6227g cm 3 ) a vízfenékre süllyed, ahol változatlan formában hosszabb ideig jelen lehet, mivel a vizsgálatok azt mutatják, hogy természetes körülmények között hidrolízise nem megy végbe (csak magas hőmérsékleten és ph-n). Természetes vizekben a tetraklóretilén átalakulásának legvalószínűbb módja a biodegradáció (Parsons et al. 1984, 1985). Laboratóriumi kísérletek eredményei azt mutatják, hogy a tetraklóretilén reduktív dehalogénezésen esik át, aminek eredményeként etilén keletkezik. Az átalakulás metanogén körülmények között megy végbe (Freedman és Gossett 1989). A talajba, talajvízbe kerülő tetraklóretilén biodegradációja csak speciális körülmények között megy végbe, és lassú folyamat. Bizonyos kísérletekben a tetraklóretilén koncentrációjának csökkenése mellett a triklóretilén koncentrációjának növekedéséről számoltak be, ami azt sugallja, hogy ez a fő termék (Milde et al. 1988; Freedman és Gossett 1989). A tetraklóretilén talajból való párolgása sokkal kisebb mértékű, mint a vízből való párolgás. A talajból való párolgás mértékét befolyásolja a jelen lévő tetraklóretilén koncentrációja és a talaj típusa is magas szervesanyag tartalmú talajokban a folyamat lényegesen lassabb (Yagi et al. 1992). 2.1.2.2. A tetraklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A molekula metabolizmusa egysejtűekben nem ismert, leszámítva a metanogén körülmények között zajló biodegradációt. A tetraklóretilén megváltoztatja a foszfolipidek és aminosavak zsírsav szerkezetét (Kyrklund et al. 1990). A citoszkeletális elemek jóval érzékenyebbek, mint a citoszol fehérjéi. A tetraklóretilén a membránok ATP-áz aktivitását is csökkenti (Kukongviriyapan et al. 1990), ami arra enged következtetni, hogy a tetraklóretilén hatásai a transzportra eredhetnek a csökkent ATP szintből és a sejtmembrán ATP-áz gátlásából. A tetraklóretilén TCA-vá alakulása a P450 útvonalon telítődhet. 8

2.1.3. Triklóretilén A triklóretilén egy nem gyúlékony, színtelen, szobahőmérsékleten folyékony, édes szagú és égető ízű anyag. A molekula szerkezete a 3. ábrán látható. A triklóretilént főként oldószerként használják fémek zsírtalanításakor, valamint más vegyszerek előállítása során (Kuney 1986). Triklóretilént találhatunk néhány háztartási termékben is, mint például a hibajavító folyadékban, festék eltávolítókban, ragasztókban és folttisztítókban (Frankenberry et al. 1987). Egyéb elnevezései az acetilén triklorid, 1-klór-2,2-diklóretilén, 1,1-diklór-2-klóretilén, etilén triklorid, triklorid, 1,1,2-triklór-etilén, triklóretén, TCE. Imserhetjük még triklén-ként vagy vitran-ként is. A triklóretilén molekulatömege 131,40g/M; olvadáspontja: -87,1 C; forráspontja: 86,7 C. Kémiai képlete: C 2 HCl 3. 3. ábra. A triklóretilén kémiai szerkezete A triklóretilén szennyező eliminálásának ajánlott módja az égetés (ezt azután végzik, hogy valamilyen gyúlékony anyaggal összekeverték Sittig, 1985). A foszgének keletkezését meg kell gátolni az égetés során, így erre nagy gondot fordítanak (Sjoberg 1952). A tökéletlen égés során keletkező más mérgező vegyületek a policiklikus aromás szénhidrogének és a perklóros aromás vegyületek (Blakenship et al. 1994). Az USA-ban nagy hangsúlyt fektettek a triklóretilén újrahasznosítására, hogy csökkentsék ennek a fotoreaktív vegyületnek a légkörbe jutását (CMR 1986). A fotooxidatív lebomlást sikeresen alkalmazták a levegő kigőzölési technikával kapcsolatban, amellyel sikerült elpárologtatni a triklóretilént a vízből és így nem mérgező vegyületeket sikerült előállítani (Bhowmick és Semmens 1994). Amennyiben lehetséges a szemétlerakás helyett az újrahasznosítást kell alkalmazni. 9

2.1.3.1. A triklóretilén sorsa a természetben Számos formában a levegőbe és a vízbe juthat a vegyület, például a nem megfelelő hulladékkezeléssel, festékekből való párolgással, ragasztókból és egyéb termékekből, vagy gyárakból való felszabadulás során. Vízi környezetben a triklóretilén oxidációja nem jellemző folyamat, hidrolízise szintén lassan megy végbe, inkább csak magasabb hőmérsékleten és ph-n. A triklóretilén degradációjának legjelentősebb módja a reduktív dehalogénezés mikroorganizmusok által (Parsons et al. 1985; Wilson et al. 1986). A triklóretilén vízoldhatósága közepesnek mondható a kismolekulájú klórozott szénhidrogének körében (1,366g L -1 25 C-on). A vízbe kerülő triklóretilén nagy része sűrűségének köszönhetően (1,465g cm 3 ) a vízfenékre süllyed, ahonnan folyamatosan oldódva károsíthatja a fölötte lévő víztestben előforduló élőlényeket. Az irodalomban található vizsgálati eredmények azt mutatják, hogy a talajba kerülő triklóretilén nem alakul át kémiailag és nem kötődik kovalensen a talajrészecskékhez. A triklóretilén biodegradációja magas szervesanyag tartalmú talajokban gyorsabban megy végbe (Barrio-Lage et al. 1987). A folyamat aromás szénhidrogének együttes metabolizációjával zajlik, így koszubsztrát fenol vagy toluol jelenlétét igényli (Nelson et al. 1987; Fan és Scow 1993). A vizsgálatok azt mutatják, hogy a triklóretilén degradálására képes baktériumok metánt használnak energiaforrásként, és a triklóretilént szimultán bontják a metán monooxigenáz enzim közreműködésével (Bowman et al. 1993). A metánt hasznosító baktériumok aerob körülmények között végzik a triklóretilén bontását (Wilson and Wilson 1985), a folyamat érzékeny egyensúly meglétét igényli a szintén toxikus koszubsztrátok jelenléte miatt (Ensley 1991). 2.1.3.2. A triklóretilén metabolizmusa és a toxicitás mechanizmusa A triklóretilén legfőbb metabolitjai a TCA, a triklóretanol és a konjugálódott triklóretanol (Dekant et al. 1984). Arról is készültek feljegyzések, hogy a kloroform is a triklóretilén egyik kisebb mennyiségben keletkező metabolitja (Pfaffenberger et al. 1980); jóllehet ez az állítás megkérdőjelezhető és további bizonyítékokat igényel, mivel a kloroform lehet az anyagcsere termékek meghatározására használt analatikai eljárások mesterséges mellékterméke is. 10

Az anyagcsere fontos szerepet játszik a triklóretilén toxikusságában, mivel számos metabolitja önmagában is mérgező. A különböző fajok eltérő módon reagálnak a triklóretilénnek való kitettségre, ami betudható annak, hogy eltérő mértékben metabolizálják az eredeti vegyületet (Dekant et al. 1986b). 2.2. A klórozott szénhidrogének hatása a fitoplanktonra Bár a tetraklóretánt, a tetraklóretilént és a triklóretilént az ipar széles körben alkalmazta, vagy alkalmazza napjainkban is, viszonylag kevés adat áll rendelkezésre az irodalomban vízi ökoszisztémákra, különösen a termelő szervezetekre gyakorolt hatásaikra vonatkozóan. Ismeretes, hogy ezek a vegyületek hatással lehetnek különböző algákra: hatásaikat tanulmányozták tengeri környezetben (Pearson és McConnell 1975; Ward et al. 1986), valamint édesvízi cianobaktériumok és eukarióta algák esetében (Bringmann és Kühn 1980; Ando et al. 2003; Lukavsky et al., 2011; Bácsi et al. 2012). Viszonylag alacsony azon tanulmányok száma, amelyek klórozott szénhidrogén szennyezők természetes fitoplankton együttesekre gyakorolt hatását vizsgálták sekély tavi ökoszisztémákban. Berglund és munkatársai (2001) pozitív korelációt mutattak ki a tó trofikus állapota és a poliklórozott bifenilek mennyisége között. Arra a következtetésre jutottak, hogy ez a sekély, eutróf tavakra jellemző magasabb ülepedési rátának köszönhető. A szénhidrogén szennyezők fitoplankton közösségre gyakorolt hatásának vizsgálata során kimutatták, hogy a szennyezők vízoldható frakciója átmeneti, rövidtávú negatív hatással volt a fitoplanktonra, amely később változásokat okozott a fitoplankton közösség szerkezetében (González et al. 2009). 2.3. Mikrokozmosz rendszerek Az egy fajt alkalmazó laboratóriumi toxicitási teszteket általánosan alkalmazzák arra, hogy a szennyező anyagok vízi ökoszisztémára gyakorolt potenciális veszélyeit értékeljék (Moreira-Santos et al. 2005). Ezek a tesztek előnyösek, ha az előírások megkövetelik a szennyező anyag hatásaira vonatkozó adatok ismételhetőségét és összehasonlíthatóságát, azonban nem tükrözik a természetes rendszerek elemei közötti 11

kapcsolatokat, mint pl. a ragadozó-zsákmány kapcsolat, vagy a tápanyagok körforgalma (Liebig et al. 2008). A laboratóriumi, sok fajt használó, meghatározott összetételű mikrokozmosz rendszerek átmenetet képeznek az egy fajt alkalmazó tesztek és a természetes élőlényegyütteseket tartalmazó laboratóriumi, vagy terepi kísérletek között. A laboratóriumi több fajt alkalmazó tesztek hasznosak lehetnek a magasabb szintű kockázatbecslésnél, segítenek a terepi mezokozmosz vizsgálatok megtervezésében, illetve segítenek a mezokozmoszban megfigyelt eredmények ok-okozati összefüggéseinek tisztázásában (Campbell et al., 1999). Az ilyen modell ökoszisztémák, melyek utánozzák az édesvízi környezeteket (pl. mikrokozmosz és mezokozmosz) egyre gyakrabban használt eszközök a szennyezőanyagok ökotoxikológiai veszélyeinek felmérésére (Touart 1988; Graney et al. 1994; Hill et al. 1994). Ezeknek a kísérleti rendszereknek nagy előnye, hogy reális ökológiai hatásokat szimulálnak a szennyező anyagok a vízi közösségekbe jutása után. A mikrokozmosz, illetve mezokozmosz rendszerek lehetővé teszik a szennyezőanyagok hatásainak tanulmányozását a fajok széles skáláján, miközben populációs kölcsönhatások is érvényesülnek a közösségen belül (Lopez-Mancisidor 2008). A több fajt vizsgáló rendszerek lehetővé teszik a lehetséges közvetett hatások vizsgálatát, beleértve az egymást követő hatásokat is (Lawler, 1993; Kooi, 2003). Az in situ terepi vizsgálatok ökológiai relevanciája a legnagyobb, mert a természetesen változó feltételeket integrálják minimális beavatkozással (Chappie és Burton 2000; Moriera-Santos et al. 2004). Külön előnye ezeknek a rendszereknek, hogy a vizsgálatok a helyi faj-együtteseken alapulnak, amelyek a helyi körülményekhez alkalmazkodtak és nem kell őket alávetni a laboratóriumba való szállítás és akklimatizáció során fellépő stressznek. A módszer ökológiai jelentőségét növeli az is, hogy nincsenek nem őshonos fajok használatából adódó komplikációk (Chappie és Burton 2000). Az a felismerés, hogy minden egyes toxikológiai eszköznek saját értéke van, vezetett el az integrált toxikológiai vizsgálatok kialakulásához, melyek egyesítik a laboratóriumban születő információkat és az in situ eszközöket, és lehetőséget adnak az ökoszisztéma minőségének még pontosabb felmérésére (Clup et al. 2000). A laboratóriumi algateszteket már régóta rutinszerűen alkalmazzák a szennyező anyagok ökoszisztémára gyakorolt hatásainak felmérésére (OECD 1984; USEPA 1994), míg az algák in situ vizsgálata még kevésbé elterjedt (Moreisa-Santos et al. 2004). 12

2.4. A biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma szennyezőkkel szembeni érzékenységére A közelmúltban a biológiai sokféleség ökológiai rendszerek működésében betöltött szerepe egyre nagyobb figyelmet kap az egyre fokozódó aggodalomnak köszönhetően, miszerint a biológiai sokféleség csökkenése ronthatja az ökoszisztéma működését (Ehrlich és Wilson, 1991; Schulze és Mooney, 1993; Vitousek et al., 1997; Chapin et al., 1997; Costanza et al., 1997). McCann (2000) bevezette a "Biodiverzitás-stabilitás hipotézist", mely szerint az ökoszisztéma ellenállása és rugalmassága növekszik a közösségen belüli trofikus interakciók számával. Ez a hipotézis úgy is ismert, mint a "biológiai biztosítás hipotézis" (Yatchi és Loreau, 1999). Bár a biológiai sokféleség hatása az ökoszisztéma működésére az ökológia egyik legkutatottabb területévé vált, a diverzitás jelentősége a változó környezetben még kevéssé érthető. A biztosítás hipotézis szerint, a biodiverzitás biztosítja, hogy az ökoszisztéma működése ne sérüljön, hiszen sok faj nagyobb garanciát biztosít arra, hogy fenntartja a rendszer működését akkor is, ha bizonyos fajok kiesnek (Yatchi és Loreau, 1999). A tapasztalat azt mutatja, hogy hosszú távon minden ökológiai rendszer ki van téve környezeti változásoknak (Chesson és Chase, 1986). Ezért a kritikus kérdés az, hogyan hat a biodiverzitás, vagy a biodiverzitás csökkenése az ökológiai rendszer működésére változó környezetben (Yatchi és Loreau, 1999). A biztosítás hipotézis feltételezése, hogy a diverzebb ökoszisztémákban nagyobb valószínűséggel vannak jelen olyan fajok, amelyek képesek ellenállni a zavarásnak és ez lehetővé teszi számukra, hogy ellensúlyozzák a más fajok eltűnéséből származó funkcionális károsodást. Ez a feltételezés azért állhatja meg a helyét, mert a különböző fajok eltérően reagálnak a környezeti változásokra, míg egyes fajok hozzájárulása a rendszer működéséhez csökkenhet, addig másoké nőhet a változó környezeti feltételek között. Nagyobb fajgazdagság a rendszerben zajló folyamatok kisebb változatosságához vezethet, a fajok közötti kompenzációs folyamatok miatt. (Yatchi és Loreau, 1999). Yatchi és Loreau (1999) elméleti modelljének kísérletes ellenőrzésére algaközösségekre vonatkozóan a következőkben összefoglalt tanulmányok említhetők. O Connor és Crowe (2005) terepi zárt rendszerben végzett megfigyeléseik alkalmával nem találtak összefüggést az ökológiai rendszer működése, és a diverzitás között, azonban az egyes fajok sajátos hatásait lehetett kimutatni. Goodsell és Underwood (2008) hasonló megfigyelésre jutottak tengerparti makroalga-közösség megfigyelése során. 13

Li és munkatársai (2010) laboratóriumi mikrokozmosz kísérletekben vizsgálták a kadmium hatását. Eredményeik azt mutatták, hogy a nem szennyezett közösségben nem volt pozitív korreláció a fajgazdagság és a produktivitás között, míg kadmium szennyezés hatására a nagyobb diverzitással jellemezhető közösségben egyértelműen nagyobb volt a produktivitás is. Külön érdekesség, hogy nemcsak kadmium toleráns fajok, hanem érzékeny fajok is nagymértékben hozzá tudtak járulni a közösség primer produkciójához. A szerzők azt a következtetést vonták le a kísérleti eredményekből, hogy a biodiverzitás megőrzése segíthet csökkenteni az ökológiai rendszerek működését (pl. elsődleges termelést) érő stresszt, illetve diverz algaközösségek kialakítása szennyezett vizek kezelésében is előnyös lehet (Li et al. 2010). Villeneuve és munkatársai (2011) a kémiai és fizikai faktorok perifiton szerkezetére, sokféleségére és működésére gyakorolt hatásait vizsgálták egy szabadtéri mezokozmosz kísérletben. A bentikus mikrobiális közösségek (biofilm vagy perifiton) fontos szerepet játszanak a felszíni vizek ökológiai működésében (Hansson, 1992; Munoz et al., 2001; Pusch et al.,1998; Romani és Sabater, 1999; Woodruff et al., 1999). A perifiton kialakulása, szerkezete, taxonómiai sokfélesége és működése nagymértékben függ a fizikai és kémiai tényezőktől (Biggs, 2000; Hillebrand és Sommer, 2000; Sabater et al., 1998; Villeneuve et al., 2010). Ezen különböző tényezők bármilyen módosítása, akár természetes eredetű vagy emberi tevékenységből adódó, ronthatja a biofilm képességét arra, hogy betöltse funkcióját az ökológiai rendszerben. Ismert, hogy az algaközösség kémiai stresszre adott válasza függ a szennyezés pillanatában jelen lévő fajösszetételtől is (Guasch et al. 1997, Gurney és Robinson 1989, Pesce et al. 2006, Tlili et al. 2008). A kutatócsoport eredményei azt mutatták, hogy a beállított kísérleti körülmények között a nagyobb biológiai sokféleséggel bíró közösségben nem nőtt a biofilm szennyezőkkel (peszticidek) szembeni ellenálló képessége, éppen ellenkezőleg, ezen közösségek érzékenysége a peszticid szennyezésre valójában fokozódott Villeneuve et al. 2011). Úgy tűnik tehát, hogy a vizsgált közösség tulajdonságaitól, illetve a zavarás típusától függ, hogy a kezdeti diverzitás hogyan befolyásolja a közösség válaszát a zavarásra. A kérdés minél alaposabb megértése érdekében az ilyen irányú vizsgálatok végzése mindenképpen indokolt, figyelembe véve a napjainkban az ökológiai rendszereket érő mind változatosságában, mind mértékében egyre fokozódó terhelést. 14

3. Anyag és módszer 3.1. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása A terepi vizsgálatokat a Debreceni Egyetem Botanikus Kertjében, a Botanikus Kerti Tóban végeztük. A kerti tó egy sekély mesterséges víztér (átlagos mélység: 0,7 m; terület: kb. 100 m 2 ), amely jól reprezentálja Magyarország felszíni vizeinek egyik leggyakoribb típusát. A tóból 12 l vízmintát vettünk, amelyet szétosztottunk 4 műanyag (polimetilpentén - PMP) főzőpohárba (3 l vízminta főzőpoharanként). 1 főzőpohár szolgált kontrollként, 1-1 főzőpohárban végeztük az egyes klórozott szénhidrogénekkel a kezeléseket. Az elméletileg telített oldat eléréséhez szükséges mennyiségű klórozott szénhidrogént, azaz 5,4 ml tetraklóretánt, 276 µl tetraklóretilént, illetve 2,805 ml triklóretilént adtunk a főzőpoharakba vett vízmintákhoz. A főzőpoharakat műanyag kosárba helyeztük, amelyet a tó 20 cm mélységű parti zónájába állítottunk. A kosarat átlátszó műanyag (poliészter) tetővel láttuk el, mely lehetővé tette a fotoszintézist, ugyanakkor megóvta a kosár tartalmát a károsodástól (4. ábra). Az expozíciós idő alatt a reggeli órákban WTW Multi 340i készülékkel mértük a tóban és az egyes összeállításokban a hőmérsékletet, ph-t, vezetőképességet, O 2 koncentrációt és O 2 telítettséget. A kísérlet 0., 24., 48. és 72. órájában 20 ml mintát vettünk minden főzőpohárból, illetve a tóból a kosár környékéről. 4. ábra. A mikrokozmosz rendszerek összeállítása. 15

3.2. A fitoplankton növekedésének nyomon követése A klorofill-a tartalom meghatározásához a mintákból 5 ml-t centrifugáltunk (Microcentrifuge Type-320a, 5 perc, 10000 rpm), a felülúszó eltávolítása után a pelletet liofilizáltuk (Christ Alpha 1-2 LD plus), a klorofill-a tartalmat metanolos extrakcióval, spektrofotometriásan határoztuk meg (Felföldy 1987). A maradék mintát (15 ml) Lugol-oldatban tartósítottuk a fitoplankton mennyiségi és minőségi meghatározásához, amit az Utermöhl módszer (1958), valamint az EN 15204 (2006) Európai Standard alapján végeztünk. A mikroszkópos határozás és számlálás Olympos CKX31 fordított mikroszkóppal, 200 illetve 400 nagyításon történt. Az azonosított fajok rendszertani besorolását az AlgaeBase internetes adatbázis alapján végeztük el (Guiry, 2013). 3.3. Az eredmények statisztikai értékelése A méréseket és meghatározásokat háromszoros ismétlésben végeztük el. Az eredmények statisztikai értékelésére kétutas ANOVA-t és Tukey-tesztet alkalmaztunk (SigmaStat-3.10 szoftver). A diverzitásmutatók közül a ritka fajokra érzékeny Shannon-Wiener indexet (H) és a legtömegesebb fajra érzékeny Berger-Parker indexet (d) használtuk (Tóthmérész 1997), számításukat a PAST program segítségével végeztük. 16

4. Eredmények és értékelésük 4.1. A háttérváltozókban megfigyelt változások az egyes vizsgálati időszakokban 4.1.1. Háttérváltozók - 2011 nyár A 2011 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a Botanikus-kerti tóban, valamint a kontroll és klórozott szénhidrogénekkel kezelt edényekben a hőmérséklet szignifikánsan alacsonyabb volt a kísérlet végén (72. óra), mint a kísérlet indításakor (4a. ábra). A közel 6 C-os eltérés oka egy nyári vihar volt. A különböző összeállítások és a tó hőmérséklete nem tért el egymástól (4a. ábra). Míg a ph és a vezetőképesség nem tért el szignifikánsan egymástól az egyes edényekben, valamint a tóban (4b-c. ábra), addig a tóban mért O 2 koncentráció és O 2 telítettség már az első naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt a kontroll összeállításhoz képest (4d-e. ábra). A különböző klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségek O 2 termelése a kontroll és tó közösségének O 2 termelése közé esett, viszont ezek már nem tértek el szignifikánsan sem egymástól sem a tótól és a kontrolltól (4d-e. ábra). 4. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2011 nyarán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) ph, c)vezetőképesség, d oxigén- 17

koncentráció, e) oxigén telítettség. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen) 4.1.2. Háttérváltozók - 2012 tavasz A 2012 tavaszi kísérletek során a kontroll és a kezelt edényekben a hőmérséklet szignifikánsan nem tért el egymástól, a tó hőmérséklete a 2. naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint az edényekben (5a. ábra). Ennek oka feltehetően abban keresendő, hogy a mintavételekre a korai órákban (reggel 8-9 óra) került sor, az edényekben a viszonylag kis térfogat miatt nagyobb lehetett a hőingás, mint a tóban: így éjszaka gyorsabban és jobban le tudott hűlni a víz az edényekben. Hasonlóan a 2011 nyarán tapasztaltakhoz, 2012 tavaszán sem volt szignifikáns különbség a tóban és az edényekben mérhető ph és vezetőképesség értékek között (5b-c. ábra). Ezzel szemben a tó O 2 tartalma és O 2 telítettsége már az első naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a kontroll és kezelt közösségeké (5d-e. ábra). 5. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2012 tavaszán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) ph, c)vezetőképesség, d 18

oxigén-koncentráció, e) oxigén telítettség. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen) 4.1.3. Háttérváltozók - 2012 nyár A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a tó, a kontroll és a klórozott szénhidrogénekkel kezelt edények hőmérséklete, ph-ja és vezetőképessége nem tért el szignifikánsan egymástól (6a-c. ábra). A tó O 2 tartalma és O 2 telítettsége a kísérlet ideje alatt szignifikánsan alacsonyabb volt az edényekénél (6d-e. ábra), ahogyan az a korábbi kísérletek során is megfigyelhető volt. 6. ábra. A háttérváltozók alakulása a Botanikus kerti tóban és az egyes összeállításokban a 2012 nyarán végzett kísérlet során. a) vízhőmérséklet, b) ph, c)vezetőképesség, d oxigénkoncentráció, e) oxigén telítettség. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen) 19

4.2. Az egyedszámban megfigyelt változások A 2011 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a 24. órára mind a tó, mind a kontroll, mind pedig a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségek egyedszáma szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a kísérlet indulásakor (7a. ábra). Ez feltehetően annak a nyári viharnak volt köszönhető, ami a 6 C-os hőmérséklet csökkenést okozta (4a. ábra). Azonban míg a tó és kontroll közösségek egyedszáma nem tért el egymástól szignifikánsan, addig a kezelt edényekben szignifikánsan alacsonyabb volt az algaszám, mint a tóban és kontrollban (7a. ábra). A második napra minden közösségben nőtt az egyedszám (7a. ábra), azonban a tetraklór-származékokkal kezelt alga-együttes egyedszáma szignifikánsan alacsonyabb volt a többinél. A kísérlet legvégén a kezelt edényekben az algaszám minden esetben alacsonyabb volt, mint a kontrollban, vagy a tóban, szignifikáns különbség csak a tetraklóretánnal (TeCa) kezelt közösség esetén volt kimutatható (7a. ábra). A 2012 tavaszi kísérletek alkalmával nőtt az egyedszám a tóban, valamint a kontroll és a kezelt együttesekben is az első 24 órában (7b. ábra), a közösségek egyedszámai között ekkor még szignifikáns különbségek nem voltak kimutathatók (7b. ábra). A második napra a TeCa kivételével minden együttesben tovább emelkedett az algaszám. A TeCa-val kezelt közösségben azonban 70%-kal csökkent az egyedszám (7b. ábra). A TeCa-val kezelt együttes algaszáma a 2. naptól kezdve a kísérlet további részében szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tó, a kontroll, vagy a többi kezelt együttes algaszáma (7b. ábra). A második naptól a tetraklóretilénnel (PCE) kezelt közösség egyedszáma pedig szignifikánsan magasabb volt a többi közösségénél (7b. ábra). A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletekben az algaszám az első 24. órában minden esetben valamelyest csökkent (max. csökkenés a triklóretilénnel (TCE) kezelt együttesben - 34%; 7c. ábra). Szignifikáns különbségek azonban nem voltak kimutathatók az egyes közösségek között. A 2. naptól kezdve a kontroll közösség egyedszáma szignifikánsan magasabb volt, mint a többi közösségé (7c. ábra). A tó és a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közössége egyedszáma között azonban nem volt kimutatható különbség (7c. ábra). 20

7. ábra. Egyedszámváltozások a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c) 2012 nyarán. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (perchloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen) 21

4.3. A klorofill-tartalomban megfigyelt változások A 2011 nyarán végzett kísérletek során általánosan megfigyelhető volt, hogy a klorofill-tartalom mind a tóban, mind a kontroll edényekben, mind pedig a kezelt edényekben csökkent az első 24 órában (8a. ábra). Azonban míg a tóban és a kontroll közösségben a csökkenés mértéke 50-60% volt, addig a kezelt közösségekben ennél magasabb volt (70-90%; 8a. ábra). A csökkenés oka, ahogy arra már az egyedszámváltozások esetében utaltunk (7a. ábra), feltehetően az első éjszakai nyári vihar volt. Ezt követően a 2. napra a kontroll közösségben és a tóban emelkedett, a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségekben azonban tovább csökkent a klorofill-tartalom (8a. ábra). A kezelt alga-együttesek klorofill-tartalma a 2. naptól kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tóé, és a kontroll közösségé (8a. ábra). A TCE-vel kezelt közösség klorofill-tartalma azonban szignifikánsan magasabb volt, mint a TeCa-val, és PCE-vel kezelt együttesé (8a. ábra). A 2012 tavaszi kísérletek során azt tapasztaltuk, hogy a tó és a kontroll közösség klorofill-tartalma már az első naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint a kezelt közösségeké (8b. ábra). A PCE-vel kezelt együttes klorofill-tartalma a 2. naptól kezdve szignifikánsan magasabb volt, mint a TeCa-val, vagy TCE-vel kezelteké. A TeCa kezelés hatására a közösség klorofill-tartalma a 48. órától kezdve szignifikánsan alacsonyabb volt a többinél (8b. ábra). 2012 nyarán a közösségek klorofill-tartalma, hasonlóan az egyedszámban bekövetkezett változásokhoz (7c. ábra), jelentős mértékben csökkent az első napra (max. 86% - kontroll; 8c. ábra). A 2. naptól a kontroll közösség klorofill-tartalma, hasonlóan az egyedszámban megfigyelt változásokhoz (7c. ábra) szignifikánsan magasabb volt mind a tónál, mind a kezelt együttesekénél (8c. ábra). A PCE-vel kezelt együttes klorofill-tartalma a kontroll kivételével minden közösségénél szignifikánsan magasabb volt (8c. ábra). A 2012 évben mind a tavaszi, mind pedig a nyári kísérletek során összefüggést lehetett kimutatni a közösségek klorofill-tartalom változása, valamint a tesztelt vegyületek vízoldhatósága között: a leginkább vízoldható TeCa estében volt a legalacsonyabb a közösség klorofill-tartalma, míg a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt együttesé a legmagasabb a kezelt közösségek közül. 22

8. ábra. A klorofill-a tartalom változása a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c) 2012 nyarán. TeCa: tetraklóretán, PCE: tetraklóretilén (per chloroethylen), TCE: triklóretilén (trichloroethylen) 23

4.4. A taxonösszetételben megfigyelt változások A Botanikus-kerti tóban 2011 nyarán egyértelmű Trachelomonas volvocinopsis dominancia volt kimutatható (Euglenophyceae/Euglenales). A tóban a 0. napon 70%-ban, a kísérleti edényekben pedig 70-80%-ban volt jelen (9a. ábra, függelék 1. táblázat). Ezen kívül viszonylag nagy egyedszámmal voltak még jelen a 0. napon a tóban és az edényekben is a Cyclotella fajok (C. meneghiniana, Cyclotella sp. - Bacillariophyceae/Thalassiosirales), Cryptomonas fajok (C. ovata, Cryptomonas sp. - Cryptophyceae/Cryptomonadales), különböző zöldalga fajok (Monoraphidium spp., Scenedesmus spp., Kirchneriella spp., Pedisatrum spp. - Chlorophyceae/Sphaeropleales), valamint Chrysophyta-k (Kephyrion sp., Chrysococcus rufescens - Chrysophyceae/Chromulinales; függelék 1. táblázat). Eredményeink azt mutatták, hogy a klórozott szénhidrogénekkel szemben igen nagy az euglenoid T. volvocinopsis rezisztenciája. Az első napra, feltehetően az első éjszakai viharnak köszönhetően, minden közösségben megemelkedett a gyakoriságuk. Azonban míg a tóban és a kontroll közösségben ezt követően gyakoriságuk folyamatosan csökkent, addig a kezelt tenyészetekben gyakoriságuk ~90% volt. Megfigyelhető, hogy a kísérlet ideje alatt a legnagyobb átlagos dominanciát (több, mint 92%) a leginkább vízoldható TeCa-val kezelt közösségben, míg a legalacsonyabbat a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt együttesben (~88%) érték el. A Trachelomonas fajon kívül még egyes zöldalga fajok (pl. Chlorella sp., Coelastrum microporum, Scenedesmus spp.), valamint a Cyclotella fajok bizonyultak kevésbé érzékenynek a klórozott szénhidrogénekkel szemben (9a. ábra). Ezzel szemben a Cryptomonas fajok, valamint a Chrysophyceae fajok érzékenyen reagáltak a kezelésre: gyakoriságuk a szennyező vegyületek jelenlétében töredékére csökkent, előfordult, hogy nem is tudtuk kimutatni jelenlétüket (9a. ábra). Itt kell megjegyezni, hogy a legkevésbé vízoldható PCE-vel kezelt közösségekben csökkent legkisebb mértékben ezen érzékeny taxonok gyakorisága (9a. ábra). A 2012 tavaszán a 0. napon a Botanikus-kerti tóban, valamint a kísérleti edényekben a Cryptomonas fajok (min. rel. gyak.: 23% - TeCa; max. rel. gyak.: 57% - tó), valamint Centrales (nehezen határozható Stephanodiscus - Cyclostephanus fajok és Cyclotella fajok, többek között C. meneghiniana) fajok (min. rel. gyak.: 8% - tó; max. rel. gyak.: 44% - TeCa) voltak a legnagyobb gyakorisággal jelen (9b. ábra, függelék 2. táblázat). Ezen taxonok mellett nagy számban fordultak elő különböző zöldalga fajok (pl. Chlorella sp. - Trebouxiophyceae/Chlorellales; Scenedesmus spp., Monoraphidium spp. - 24

Chlorophyceae/Sphaeropleales; Chlamydomonas sp. - Chlorophyceae/Chlamydomonadales), Trachelomonas fajok (Euglenophyceae/Euglenales) és Chrysophyta fajok (pl. Chrysococcus rufescens, Kephyrion sp. - Chrysophyceae/Chromulinales) (9b. ábra, függelék 2. táblázat). A kezelések hatására - különösen a jobb vízoldhatóságú TeCa és TCE esetében - a Cryptomonas fajok, ahogy azt már 2011 nyarán is megfigyelhettük, szinte teljesen eltűntek a közösségekből. Továbbá összességében lecsökkent a Centrales kovaalgák száma; annak ellenére is, hogy a C. meneghiniana (Bacillariophyceae/Thalassiosirales) egyedszáma jelentősen megnőtt (Bacillariophyceae/Thalassiosirales) (9a. ábra). Vagyis míg a kisebb Centrales fajok érzékenyebben reagáltak a szerves szennyezők jelenlétére, addig a C. meneghiniana ezen kísérlet során sem bizonyult érzékenynek. A 2011 nyarán végzett kísérletekhez hasonlóan itt is megnőtt a zöldalgák gyakorisága a kezelt közösségekben (9a-b. ábra). Viszont a tavaszi kísérlet során nemcsak a Sphaeropleales rendbe tartozó taxonok (pl. Monoraphidium spp., Scenedesmus spp.), hanem a Chlorellales és Chlamydomonadales rendbe tartozó taxonok egyedszáma is jelentősen emelkedett. A 2011 nyarán tapasztaltakkal ellentétben, ahol a Chrysophyceae fajok gyakorisága töredékére csökkent a klórozott szénhidrogénekkel kezelt közösségekben (9a. ábra), 2012 tavaszán jelentősen nőtt a gyakoriságuk a kezelt együttesekben. Feltehetően nem arról van szó, hogy a Chrysophyceae fajok érzékenyek a klórozott szénhidrogének jelenlétére (ahogyan azt csak a 2011-es adatok ismeretében feltételezhetnénk), hanem arról, hogy 2011 nyarán az alga taxonok közti interakciós kapcsolatok miatt (pl. fény/tápanyag kompetíció, allelopátia) nem tudtak nagy számban elszaporodni. A 2012 nyarán végzett mikrokozmosz kísérletek során a 0. napon a következő rendekbe tartozó fajok relatív gyakorisága volt a legnagyobb: Cryptomonadales, Euglenales, Sphaeropleales, Achnanthales, Thalassiosirales, és Chlorellales. Emellett még nagy számban voltak jelen korábban Pennales rendbe sorolt kovaalga fajok is (pl. Fragilaria spp., Nitzschia spp., Gomphonema spp.; 9c. ábra, függelék 3. táblázat). Hasonlóan az eddigi eredményekhez, 2012 nyarán is a kezelések hatására jelentősen csökkent a Cryptomonas fajok gyakorisága (9c. ábra). Felhívnánk még a figyelmet arra, hogy a Chrysophyceae fajok gyakorisága, hasonlóan a 2011 nyarán tapasztaltakhoz, viszont eltérően a 2012 tavaszi eredményektől, itt is jelentősen lecsökkent a kezelések során (9c. ábra). Ezzel szemben megnőtt a kovaalgák és egyes zöldalga taxonok aránya a kezelt együttesekben (9c. ábra). 25

9. ábra. A taxonösszetétel változása a Botanikus kerti tóban és az egyes kísérleti összeállításokban a) 2011 nyarán; b) 2012 tavaszán és c) 2012 nyarán. Tó 0., 1., 2. és 3. nap; K 0, 1, 2, 3: kontroll 0., 1., 2. és 3. nap; TeCa 0, 1, 2, 3: tetraklóretán 0., 1., 2. és 3. nap; PCE 0, 1, 2, 3: tetraklóretilén (perchloro-ethylen) 0., 1., 2. és 3. nap; TCE 0, 1, 2, 3: triklóretilén (trichloroethylen) 0., 1., 2. és 3. nap. 26

4.5. A fajszámban és diverzitásban bekövetkező változások A 2011 nyarán végzett kísérletek során mind a tóban, mind a kontroll, mind pedig a kezelt edényekben csökkent a fajszám az első két napban (10a. ábra). Azonban a fajszámcsökkenés a kezelt, különösképpen pedig a tetraklór-származékokkal kezelt együttesekben sokkal intenzívebb és nagyobb mértékű volt, mint a tóban, vagy a kontrollban (10a. ábra). A különböző diverzitási mutatók alapján a kezelt együttesek diverzitása a tó együtteséhezz képest már az első naptól kezdve, a kontroll közösségéhez képest pedig a második naptól kezdve szignifikánsan csökkent (10a. ábra). A 2012 tavaszi mikrokozmosz kísérletek során nem tapasztaltunk olyan mértékű fajszám-csökkenést, mint 2011 nyarán (10a-b. ábra). A diverzitási mutatók alapján is azt lehet mondani, hogy a tavaszi együttesek sokkal diverzebbek voltak mind a tóban, mind a kezelt együttesekben, mint a megelőző év nyarán. Bár szignifikáns különbségek nem voltak kimutathatók az együttesek diverzitási mutatói között, azt meg kell említeni, hogy a TeCa-val kezelt közösség diverzebbé vált a közösség (10b. ábra). Amennyiben megnézzük a közösség taxonösszetételét (9b. ábra), jól látható, hogy az érzékeny Cryptomonas fajok eltűnésével más taxonok összegyedszáma nőtt meg (pl. Chromulinales rendbe tartozó fajok, különböző kovaalga fajok, Trachelomonas spp. és zöldalga fajok) (9b. ábra). A 2012 nyári kísérletek esetében volt a legdiverzebb a közösség összetétele mind a tóban, mind a kontroll, mind pedig a kezelt edényekben (10c. ábra). A fajszám nem csökkent olyan mértékben, mint azt az egy évvel korábban végzett vizsgálatok esetében megfigyelhettük (10c ábra). A tavaszi vizsgálatokkal ellentétben ezen vizsgálatok során azt tapasztaltuk, hogy a kontroll, vagyis kezeletlen edényben a közösség diverzitása már az első napon szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a tóban, vagy a kezelt együttesekben (10c. ábra). A kezelt együttesek diverzitása pedig a 2. napon szignifikánsan magasabb volt mind a kontrollénál, mind pedig a tó közösségénél. A 3. napon a kezelt együttesek diverzitása szignifikánsan magasabb volt a kontrollénál, viszont a tóénál már csak a TCEvel kezelt együttesé volt magasabb (10c. ábra). Az, hogy a kezelt tenyészetek diverzebbek, mint akár a tó, akár a kontroll közösségek, feltehetően annak köszönhető, hogy míg a tóban a Cryptomonas fajok, a kontrollban pedig emellett még a Cyclotella fajok fordultak elő nagy egyedszámmal, addig a kezelt tenyészetekben a Cryptomonas fajok száma minimálisra csökkent, a Cyclotella fajok mellett pedig más kovaalga taxonok és zöldalga taxonok is nagy számban jelentek meg (9c. ábra). 27

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