1. обхват на насоките


Избор на тъкани за анализ и подготовка на тъканта



страница7/10
Дата19.05.2017
Размер1.64 Mb.
#21536
1   2   3   4   5   6   7   8   9   10

6.4. Избор на тъкани за анализ и подготовка на тъканта
6.4.1. Риба

Изборът на подходящи тъкани е от по-голяма важност при рибите и може да се повлияе от целите на мониторинга, от класовете изследвани химикали и от тъканната наличност. За анализа на всеки клас химикали следва да бъде подготвен определен брой репликати (35), а ако е необходимо и пулове с тъкани от други образци. При рибите, ако целта е опазване на екосистемата, може да се извърши цялостен анализ на всички тъкани. Подборът на тъкани зависи и от вида СКОС, за чието спазване се провежда мониторингът. Ако СКОС се отнася за годни за консумация (от човека) тъкани, анализът следва да се проведе върху такъв тип тъкан (напр. мускулна тъкан), а не върху целия организъм.

Мускулните тъкани по принцип могат да предоставят значително количество за анализ; те са годни за консумация (от човека, но не и от други организми от високите трофични нива) и обикновено акумулират липофилни замърсители като халогенирани вещества и метилживак, за чийто анализ следва да се използват. Акумулацията на такива вещества в мускулните тъкани обаче може да е дългосрочен процес, осъществяващ се чрез трофичния трансфер и силно повлиян от биомултипликацията, поради което е необходима внимателна оценка на мястото в трофичната верига при сравнението на различни видове; концентрациите в мускулите не отразяват действителната биоакумулация и не разкриват скорошни изменения във времето на химичните нива. В допълнение, тези тъкани не са целеви за химикали като алифатни или полициклични ароматни въглеводороди, както и за мнозинството от малките метали.

Черният дроб е важен целеви орган за някои класове химикали, тъй като отразява текущата им биоакумулация, но в зависимост от вида и размера на органа, е възможно да не осигури достатъчно тъкан за анализ, освен ако не се подготвят сборни проби.

Хрилете могат да се използват като алтернатива на черния дроб, тъй като те също за важен целеви орган за някои химикали (не за хидрофобни органични замърсители, които се акумулират в богати на липиди тъкани) и обикновено не представляват проблем от гледна точка на количество на наличната тъкан.

Дисекцията на рибна тъкан следва да се извърши на борда възможно най-скоро след вземането на пробата, за да се получат надеждни резултати. По време на дисекцията трябва да се регистрират биометричните показания (дължина и тегло на целия организъм, тегло на целия черен дроб и на целите гонади). Тези параметри ще се използват, за да се определят хепато- и гонадосоматичните индекси, които отразяват съотношението между теглото на черния дроб (или на гонадите) и теглото на целия организъм, полезни за избора на периода за вземане на проби.



6.4.2. Миди

При мидите Mytilus spp цялата тъкан може да се дисектира за химичен анализ. Мидата се отваря докато е още жива като се избягва увреждане на тъканта. Съдържащата се в черупката вода се оставя да се оттече. Това е от особена важност за мидите, събирани в зони с повишена мътност или от тинести/глинести дъна; в такива случаи цялата тъкан следва да бъде изплакната с чиста морска вода след дисекцията.

Ако не е възможно да се извърши на борда, организмите биват дисектирани в лаборатории. Преди дисекцията двучерупчестите мекотели следва да се оставят за почистване в чиста морска вода за 12—48 часа. Следва да се докладва дали пробите са преминали през почистване. След събиране мидите ще се опаковат в контейнери с лед, увити в чиста влажна тъкан (не във вода) и ще се транспортират до лабораторията за анализи за дисекция, която е за предпочитане да се извърши до 24 часа от вземането на пробата: ако за транспорта на пробите са необходими по-дълги срокове, организмите следва да бъдат дисектирани незабавно, както и да се осигури подходящо съхранение.

За всеки клас анализирани химикали следва от всяко вземане на проби да се изготвят 5 репликата, всеки съставен от тъканите на най-малко 3—5 образци. Биометричните измервания (тегло на тъканите, тегло и дължина на черупката) на всеки екземпляр следва да се отбележат преди изготвянето на съставни пулове. Тогава се пресмята индексът на състоянието като съотношението между теглото на тъканите и теглото (или дължината) на черупките.

Пробите могат да се съхраняват при температури от -20°C до обработването им за анализ. При сравнение между различни места и/или различни периоди следва да се използват еднакви количества пулове и брой образци в пул.

6.4.3. Изготвяне на сборни проби на образци от флората и фауната

За да се осигурят достатъчни количества материал за химичен анализ или за да се спестят ресурси, е възможно да се наложи изготвяне на сборна проба (смесване) на тъкани от образци, особено в случаите на черен дроб от риба и Mytilus spp и други миди.

Процесът по изготвяне на сборна проба може да окаже влияние върху статистическия анализ на превърнатите в логаритмична форма данни, повишавайки годишната концентрация на замърсители и понижавайки ефективността на тестовете при регистриране на тенденции. Въпреки това е доказано, че по принцип изготвянето на сборни проби не влияе върху идентифицирането на тенденциите (т.е. разликите в годишните показания и свързаните с тях регресионни коефициенти няма да бъдат засегнати, въпреки че тенденциите може да не са толкова точно изчислени, колкото от данните извън масив), ако сборните проби са последователни между годините, т.е., ако се състоят от еднакъв брой пулове, които съдържат еднакъв брой образци.

Ако отклоненията в пробите се дължат най-вече на маломащабни различия във времето или мястото или на генетични и/или физиологични различия между отделните биологични проби, а не на инструментална грешка по време на химичния анализ, използването на сборни проби може да се разглежда като възможност. Статистическата сила на времевите и пространствените проучвания се определя от случайното/необяснимото отклонение. Връзката между инструменталната грешка и други източници на отклонения и връзката между цената на химичния анализ и събиране и подготвяне на проби, ще определи броя на индивидуалните проби, които следва да бъдат анализирани за постигане на икономическа ефективност.

Поддържането на еднакъв брой образци в пула между годините е най-важната част, т.е. броят за даден клас дължина екземпляри следва да е еднакъв всяка година. Важна е и поддръжката на еднакъв брой пулове всяка година (за предпочитане по възможност да се основава на стратификацията по дължина).

Трябва обаче да се подчертае, че използването на индивидуални проби има редица предимства, особено при проучване на времевите тенденции: информацията за отклоненията в пробите е важна сама по себе си; промените в отклоненията често са първият признак в изменение на тежестта на замърсяване; дава се свобода за определяне на подходяща централна мярка (за положителни разпределения, т.е. средногеомтерични стойности или медиани) като се има предвид, че пробите представляват средноаритметични стойности. Нещо повече, вземането на индивидуални проби дава възможност за регулиране на факторите за смесване на ефектите (напр. количество телесни мазнини, възраст, размер) и за регистриране на крайни стойности [Bignert et al., 1993].


6.5. Аналитични методи
6.5.1. Органични съединения

Процедурите по анализ на органични замърсители във флората и фауната включват извличане от мокри или изсушени чрез сублимиране проби с органични разтворители, премахване или разбиване на мазнини, почистване, разделяне, високоефективна течностна хроматография (HPLC) или газово хроматографско отделяне (GC) и различни видове откриване, напр. флуориметрично, чрез улавяне на електрони (ECD) или масово спектрометрично (MS).

Общото тегло на мазнините може да бъде определено и да се използва за стандартизиране на аналитичните резултати; тази процедура следва да се смята за алтернатива на стандартизирането на теглото.

Общото тегло на мазнините следва да се определи по метода на Блай и Дайър (Bligh and Dyer, 1959) или по друг еквивалентен метод. Регламентите на ЕС не поощряват, вече разработените методи, при които се използват хлорирани разтворители или циклохексан и изопропанол [Smedes, 1999]. В редица проучвания е направен критичен преглед на различните методи за определяне на мазнините в тъканите [вж напр. Randall et al., 1991; Manirakiza et al., 2001].

Препоръчаните методи за анализ на полулетливите органични замърсители включва серийно извличане на хомогенизирани тъканни проби с подходящите разтворители, последвано от почистване с диалуминиев триоксид и/или чрез гел-инфилтрация, което да премахне паралелно извлечените липиди. От екстракта се подготвя концентрат, който се анализира за полулетливи замърсители чрез капилярно газово хроматографско отделяне.

Хлорираните въглеводороди (напр. полихлорираните бифенили (ПХБ) и хлорираните пестициди) следва да се анализират чрез GC/ECD. Един и същ тъканен екстракт се анализира чрез GC/MS и за други полулетливи замърсители (напр. ПАВ, фталати, нитрозамини, феноли и т.н) .

За разлика от хлоробифенилите (ХБ), при които се използват изключително техниките на GC, за анализа на ПАВ двата най-често срещани подхода се основават на съчетаването на GC с MS, и на HPLC с флуоресцентно откриване на изменяща се дължина на вълната (HPLC-FLD). Когато се решава дали да се прави анализ на нехлорирани въглеводороди, следва да се отчете, че много от тези аналити биват бързо метаболизирани от повечето риби и от много безгръбначни.

Правилата за мониторинг на замърсяванията във флората и фауната, установени от JAMP [OSPAR 1999] представят методите за събиране на проби и анализ на замърсителите в при при рибите, мидите, и яйцата на морските птици. Те са подходящи за анализ на следи от метали, на хлоробифенили и на някои други хлорирани органични съединения (напр. ДДТ и метаболити, хексахлоран, HCB и диелдрин). Техническите детайли, свързани с вземането на пробите, извършването на анализа, въпроси и отговори и докладване са предоставени в Техническо приложение 1 (органични замърсители) и Техническо приложение 2 (метали).



6.5.1. Метали

Анализът на следи от метали във флората и фауната обикновено включва разединяване и разтваряне на пробата, отделяне на матрицата и откриване чрез специфични за елементите спектрометрични инструментални процедури (напр. AAS, ICP-MS, ICP-OES).

Преди процедурата по изваряване пробите следва да бъдат изсушени в пещ до постоянното им тегло или да бъдат лиофилизирани, за да се премахне водното съдържание; температурата в пещта следва да не надвишава 50°C, за да се предотврати загуба на по-летливи елементи като Hg. Мокрото и сухото тегло трябва да бъдат измерени внимателно. Мокри хомогенизирани проби също могат да бъдат анализирани, въпреки че някои процедури по разтваряне се повлияват отрицателно от наличието на вода; разликите във водното съдържание могат да повлияят на сравнението между различните проби.

Изваряването за следи от метали обикновено включва изваряване в гореща азотна киселина и/или азотна киселина/перхлорна киселина и разтваряне на пробата. За намаляване на замърсяването на пробата и за подобряване на извличането на металите може да се използва микровълнова технология за разтваряне на тъканите.

За определянето на концентрациите на метали в преварени разтвори от образци от флората и фауната съществува набор от инструментални методи. Важно е изследването на възможните смущения в матрицата при количественото определяне на концентрациите на елементи чрез специфични за елементите спектрометрични инструментални процедури (напр. AAS, ICP-MS, ICP-OES и т.н.). Процедури като стандартни добавки или многократни разтваряния могат да бъдат много полезни. Възможно е смущенията в матрицата, появили се по време на анализа на метали да изискват специфични за конкретния случай техники за изваряване за преодоляване на проблемите, предизвикани от смущенията.

6.6. Подготовка на данните за анализ

Данните за анализ на концентрациите на замърсителите могат да бъдат изразени по много начини. Например лабораториите могат да изразят тези данни, основавайки се на сухо тегло (dw), мокро тегло (ww) или липидно тегло (lw).

Директива 2008/105/ЕО посочва, че СКОС за живак, хексахлорбензен и хексахлорбутадиен се изразяват на основата на мокро тегло. Данните за химическата концентрация във флората и фауната следва да се изразяват на основата на мокро тегло, за да се създадат условия за сравнимост между данните от всяко място за проби, както и между данните от различните места за проби, както и да се позволи сравнимост с критериите за оценка като СКОС или с други критерии за оценка на околната среда. В допълнение (но не като алтернатива) могат да се приложат други процедури за стандартизация, както и подходящи и надеждни коефициенти за превръщане за сухо и липидно тегло.

Резултатът от този подход е, че данните от изследването и данните за критериите за оценка (СКОС) трябва да се изразяват по еднакъв начин, т.е. чрез мокро тегло, сухо тегло или липидно тегло. Ако за критерий за оценка е избрана определена основа (единица), различна от използваната при анализа на взетите проби, е необходимо резултатите да се превърнат, например от мокро тегло или липидно тегло в сухо тегло.

Превръщането е необходимо, за да се осигури максимално ползване на данните от изследването, предоставени от програмите за мониторинг. Трябва обаче да се посочи, че превръщането на данните от изследването е възможно само когато данните за замърсяването са придружени от специфична за превръщането информацията (напр. измерени стойности на %  сухо тегло в същата проба).

6.7. Банка за екологични образци (ESB)

При разработването на мониторингова стратегия за флората и фауната е от особена важност да се вземе предвид значението на попълването на банката за екологични образци. Този процес може да служи като допълнителен за мониторинга чрез:



  • мониторинг в реално време, т.е. анализ на образци за сравнение с данни от бъдещи проби, които ще бъдат взети за мониторинг на дългосрочните тенденции при замърсяването на определено място;

  • ретроспективен мониторинг, т.е. мониторинг, отнасящ се до нови и очертаващи се замърсяващи вещества и естествени вещества, чието наличие сочи за оказано влияние върху околната среда. Ретроспективните изследвания се провеждат и при въвеждането на нови, подобрени методи за анализ; тези изследвания също така ще потвърдят предишни резултати чрез подновяване на анализи;

  • екотоксикологични изследвания, т.е. изследвания, съсредоточени върху биологичните ефекти, свързани с концентрациите на токсични вещества в отделни индивиди и цели популации на животински видове, изложени на и повлияни от замърсяване на околната среда.

7. ДОПЪЛНИТЕЛНИ МЕТОДИ

Прилагането на допълнителни методи при изработването на програми за мониторинг, при контролния и при оперативния и проучвателния мониторинг съгласно РКВ са прегледани накратко в Насоки № 19 на Общата стратегия за прилагане [ЕО, 2009]. Някои от допълнителните методи, описани в тези Насоки, могат да се прилагат и при мониторинга на седимента. В тази глава са изложени някои критични забележки относно приложението на пасивното вземане на проби и техниките за идентификация на токсични вещества към мониторинга на флората и фауната и седимента. Като част от следващите дейности по WG-E ще бъдат изготвени технически доклади върху ползването на алтернативни основаващи се на ефекта (биомаркери, биологични тестове) мониторингови инструменти.



7.1. Техники за пасивно вземане на проби

Пасивните пробоотборници за вземане на проби са проверена и изпитана технология за определянето на разтворената фаза на концентрацията на биоакумулативните органични вещества във водната среда. Тази техника на вземане на проби се основава на разполагане in situ или използване в лаборатория на устройства, способни да акумулират замърсители, разтворени във вода или в седиментни порови води. Такава акумулация се предизвиква чрез разпръскване, обикновено през определени периоди от дни до седмици. Акумулираните в пробоотборника замърсители се отмиват и нивата им на концентрация се измерват, като по този начин се прави количествено определяне на средни претеглени във времето концентрации във водата или равновесни концентрации на поровите води в седимента. По този начин става възможно интегрирано във времето вземане на проби на много разтворени концентрации на замърсители във водата или водните седименти. Пробоотборниците за вземане на проби обикновено предоставят достатъчни количества утайка за анализ дори от химикали, чиято концентрация е изключително ниска в разтворената фаза и които се акумулират първично във флората и фауната чрез хранителен прием. Пасивното вземане на проби може да се прилага дори върху партиди от извлечени седименти в лабораторни условия, за да се предоставят изчисления на концентрациите на замърсителите в поровите води или оценка на бионаличните концентрации на замърсители в седимента [Harmsen, 2007, ISO 2008]. Доклад на Работната група по морска химия към ICES предлага обобщение на установеното или очакваното/потенциалното представяне на различни пасивни пробоотборници за вземане на проби от съединения, описани в РКВ или в други директиви или конвенции[Booij, 2009].



7.1.1. Приложение в мониторинга на седимента

До скоро мониторингът на седимента разчиташе на определянето на общите или на стандартизираните концентрации на замърсители. Този подход обаче не прави разлика между свободно разтворените и свързаните молекули и има за цел да оцени присъствието на химикалите, а не толкова тяхното химично действие и наличност [Smedes et al., 2007a, 2007b, 2007c]. Тъй като много лабораторни и полеви проучвания доказаха, че биологичните ефекти у бентосните организми като цяло не са свързани с общата концентрация на замърсители в седиментите, се налага въвеждането на алтернативни и по-представителни измервания на бионаличните фракции от замърсители в седиментите. В допълнение, беше показано, че традиционните емпирични модели имат склонност да извеждат завишени изчисления на концентрациите в поровите води.

Приложението на пасивното вземане на проби при мониторинга на седимента може да се извърши in situ чрез заравяне на пробоотборници за пасивно вземане на проби или в лаборатория, чрез експериментални партиди, след което следва вземане на единична или на ядкова проба (и разделяне на пробата). Пробоотборниците за пасивно вземане на проби могат да се ползват, за да се:


  • определят концентрациите на свободно разтворените замърсители в порови води;

  • изчислят коефициентите на разпределение седимент-порови води на изследваните замърсители;

  • измерят нивата на десорбция на замърсителите;

  • направи приблизителна оценка на цялата фракция от замърсители, достъпни за десорбция за кратко време или на фракция, която ефективно допринася за разпределението в поровите води и/или флората и фауната;

  • измери съотношенията между активността на повърхността на водата/поровите води, за да се направи оценка дали седиментът е източник или поглътител на замърсяванията в покриващата го вода.

Най-често използваният подход за пасивно вземане на проби се основава на принципа, че пробоотборникът е изложен на проба от седимент, докато между двете фази не се създаде термодинамично равновесие. Според теорията за разпределението, която е приложима при повечето хидрофобни органични замърсители, концентрацията на съединението в пробоотборника е правопропорционална (поради равновесния коефициент на разпределение между пробоотборника и водата) на концентрацията на свободно разтворените съединения, от които се взема проба в поровите води. Тъй като тази концентрация се смята за движеща сила за приема на замърсители от водните организми, бионаличността на дадено вещество може да се оцени директно при използването на пасивни пробоотборници за вземане на проби. В зависимост от характеристиките на пробоотборника (напр. повърхност и плътност на пробоотборника, коефициент на разпръскване на материала за проба) обаче е възможно да не се установи равновесие с повечето хидрофобни съединения докато трае излагането, ето защо в такива ситуации за определянето на количеството на кинетичния обмен между пробоотборника и поровите води и разтворените концентрации може да се използват референтни съединения относно ефективността (като тези, които се използват за разполагане на повърхността на водата).

Във всички случаи е абсолютно наложително да се подбере правилната комбинация между пробоотборник и обем на седимента, за да се избегне значително изчерпване на седимента и като резултат от това и на фазата на поровите води. Истинската концентрация на свободно разтворените замърсители в поровите води може да се определи, когато сорбционният капацитет на пробоотборника е много под този на седиментната проба, за да се избегне изчерпване по време на извличането. Когато сорбционният капацитет на пробоотборника спрямо седимента е висок, може да се измери общото количество на замърсителите в седимента, които могат да бъдат освободени в седиментната фаза за даден период от време. Тези измервания имат представителен характер за фракцията, достъпна за разпределение в седиментните организми. Замърсителите, които останат в седимента след такова извличане, могат да се смятат за недостъпни. Тази фракция може да се изчисли и чрез многократни/последователни извличания от седимента с адсорбент като Тенакс. Такова процедури дават възможност и за количествено определяне на нивата на десорбцията на замърсителите.

Разликата в концентрациите между тези, определени от седимента в поровите води, и онези от покриващата вода дават пряка информация за разликите в химичната активност между седимента и водата, както и на посоката на разпръскване на замърсителя в допирната точка на водата и седимента. Това помага да се определят места, за които отстраняването на седимент може да е подходяща мярка. Други параметри като скорост на утаяването и отделяне на материал за проби близо до допирната точка между седимента и водата са от особено важно значение за такива измервания.

При металите методът на дифузионни градиенти в тънки филми (DGT) има важно участие в разбирането на процесите, през които преминават металите в седимента. DGT предоставят измервания на седимента, които могат да се докладват или като средния приток на неустойчиви метали към устройството през периода на разполагане, или като средната концентрация в допирната точка на поровите води. За определено устройство или период на разполагане, концентрацията в допирната точка може да се свърже пряко с ефективната концентрация на неустойчивите метали [Davison et al., 2007]. Тази концентрация има представителен характер за притока на метал както от разпръскването в разтвора, така и от освобождавания на твърдата фаза, към поглътителя, независимо дали той е DGT или организъм. Първоначалната употреба на DGT в седиментите е била с цел да се изследва разпространението на разтвори (на метали) на големи пространствени покрития и да се обясни динамиката на освобождаване на замърсители от седимента. Могат да се изготвят подробни концентрационни профили на поровите води чрез вертикално разполагане на DGT сонди в седимента и по допирните точки между седимента и поровите води. Изследването по модел на акумулацията на метали в DGT с нарастващо време на излагане може да позволи да се изчислят коефициентите на разпределение на изследваните метали в седимента и водата.

7.1.2. Приложение в биомониторинга

Знанието за разтворената фаза на концентрациите на химикали е съществена част от разбирането как равнищата на седиментното излагане се отнасят към концентрациите на замърсители, измерени в организми от различни нива на трофичната верига във водните екосистеми. Концентрациите от свободно разтворени замърсители са движеща сила за биоконцентрацията. Следователно пасивните пробоотборници позволяват in situ да се определи излагането на организми от най-ниските трофични нива (тези, които се хранят чрез филтриране на водата, напр. миди) в почти всички хранителни вериги [Huckins et al., 2006; Smedes, 2007] на хидрофобни биоакумулативни органични съединения. Вече беше показана оценката на факторите на биоакумулация (BAF) при някои целеви видове (напр. миди). Нещо повече, тъй като участието на хранителния прием на органични съединения с логаритъм Kows <5.5 по принцип е много малко, оценката на излагането на организмите потенциално може да се разшири и да обхване по-високи трофични нива и не толкова хидрофобни съединения.

Проучванията показаха, че пасивните пробоотборници са биомиметични, когато процесите по разпределение на разпръскването влияят на концентрациите в целевите организми (т.е. когато остатъчната акумулация в тъканите на организма следва теорията за равновесното разпределение). Но големият брой променливи, които потенциално се отразяват на акумулацията на хидрофобни органични съединения във флората и фауната предполага, че не е реалистично да се очаква, че един или два вида от флората и фауната сред всички целеви организми имитират биоакумулация.

Променливите, които се отразяват на акумулацията на замърсители в пасивните пробоотборници са ограничени от физикохимичните свойства на химикала за проба, от условията на мястото на излагане, от факторите, съпътстващи излагането, като постоянство на химическите концентрации по време на излагането. Способността да се генерират специфични за химикала калибровъчни данни и прилагане на тези стойности към специфичните за мястото условия (напр. използвайки т. нар. референтни съединения относно ефективността, PRC) [Huckins et al., 2002] означава, че аналитните концентрации, измерени чрез пасивни пробоотборници са директно сравними между отделните места за вземане на проби.

Има няколко основни прилики в характеристиките и процесите, засягащи акумулацията на хидрофобни органични съединения във флората и фауната и пасивните пробоотборници:


  • разпръскването на неполярни съединения чрез непорьозни органични полимери, използвани в конструкцията на пасивни пробоотборници за тези вещества като полиетилен с ниска плътност и силикон показва признаци на подобни на разпръскването в биомембраните;

  • процесите на разпръскване на замърсителите в граничния на водата слой и липидоподобните мембрани на пасивните пробоотборници и във водната флора и фауна и разпределението между полимерите/липидите и водната площ на излагане (според теорията за равновесното разпределение) са важни фактори за акумулацията на остатъчни хидрофобни органични съединения и в двете матрици;

  • скоростта на прием, определена в ng/време, зависи само от повърхността а ако съотношението обем/повърхност (плътност) е високо, времето, необходимо за постигане на равновесие, е дълго както за организмите, така и за пробоотборниците.

От друга страна има някои важни аспекти, които следва да се вземат под внимание при сравнението на данни, получени от пасивни пробоотборници и от биомониторинг на организми:

- когато акумулацията на хидрофобни органични съединения във флората и фауната е резултат единствено от дишане или кожна абсорбция, са налице значителни корелации между константите на скоростта на приемане, измерени при организмите, използвани за биомониторинг, и пасивните пробоотборници; при пасивните пробоотборници концентрациите чест са по-високи отколкото при организмите, защото повърхностната зона за контакт със средата е по-голяма;



  • въпреки че относителните величини на константите на скоростта на приемане на пасивните пробоотборници и на организмите могат да са подобни, константите на скоростта на пречистване обикновено са много по-високи при организмите, използвани за биомониторинг, отколкото при пасивните пробоотборници. Свързаните разпади на остатъчните вещества в организмите са много по-кратки, отколкото при пасивните пробоотборници;

  • активните физиологични процеси като метаболизма могат да играят роля в бързото пречистване на тъканите на организмите, използвани за биомониторинг. По-ниските стойности на константата на скоростта на пречистването при пасивните пробоотборници в сравнение с флората и фауната има съществен ефект върху задържането на замърсители, абсорбирани по време на епизодични излагания;

  • прякото сравнение между коефициентите на разпределение с BAF може да бъде направено само когато и пасивните пробоотборници, и организмите, използвани за биомониторинг, са постигнали равновесие. Тъй като много пасивни пробоотборници са изработени така, че да останат в линеен режим на приемане по време на периоди на излагане, траещи обикновено няколко седмици, постигането на равновесие от пасивните пробоотборници е по-скоро изключение, отколкото правило;

  • ако целевите съединения са екологично устойчиви (т.е. не се биотрансформират веднага) и приемът чрез хранене е много ограничен, може да се наблюдава подобрение в сравнимостта между двете матрици за проби (т.е. между флората и фауната и пасивните пробоотборници);

  • когато начинът на хранене играе съществена роля в приема на хидрофобни съединения (т.е. в по-високите трофични нива), моделите на остатъчните органични съединения в тъканите, подложени на биомониторинг у в пасивните пробоотборници ще бъдат различни;

  • обикновено се формулират по-добри корелации с организми, поставени в клетка (активен биомониторинг). В идеалния случай и двата метода предоставят интегрирана във времето оценка на качеството на околната среда за един и същи период на излагане. Такъв подход обаче не отразява хроничните излагания или дългосрочните ефекти от химическите замърсявания (вж раздел 6.3.3);

  • в някои случаи при двучерупчестите се наблюдават обратнопропорционални на концентрацията на излагане BAF, резултат от присъствието на предизвикващи стрес химически вещества, чието влияние води до затваряне на черупката и намален хранителен прием;

  • за разлика от организмите, подложени на биомониторинг, пасивните пробоотборници акумулират значителна остатъчна маса за количественото определяне на изключително ниски следи на крайно хидрофобни замърсители.

Въпреки всичко мониторингът чрез пасивни пробоотборници има някои практически предимства пред използването на организми, поставени в клетка:

  • първоначалните концентрации на замърсители са пренебрежимо ниски, докато е изключително трудно да се осигурят незамърсени тестови организми;

  • пасивните пробоотборници не метаболизират замърсителите;

  • избягнати са загуби, причинени от смъртност;

  • за разлика от организмите, подложени на биомониторинг, пасивните пробоотборници могат да се прилагат в екосистеми с много широк кръг от параметри на качеството на водата, където организмите, подложени на биомониторинг, може и да не оцелеят;

  • географският обхват на достъпните за биомониторинг организми ограничава тяхната приложимост, докато пасивните пробоотборници могат да бъдат разположение почти всякаква среда;

  • процесът на приеман при пробоотборниците е опростен (разпръскване и сорбция), в сравнение с този, който действа при организмите;

  • разтворените концентрации на замърсители, акумулирани от пасивните пробоотборници са определено бионалични, докато участието на несмесени остатъци в храносмилателния тракт усложнява оценката на бионаличността на замърсителите като отделна от цялостния химичен състав на организмите;

  • пасивните пробоотборници задържат по-добре замърсители, които се абсорбират по време на епизодични излагания (интегративно вземане на проби, което осигурява претеглени във времето средни нива на концентрации, обхващащи дълъг период)passive samplers better retain contaminants that are absorbed during episodic exposure events (integrative sampling providing time-weighted average concentrations over a long period);

  • определени поведенчески, физиологични и анатомични характеристики на различните видове организми, подложени на биомониторинг, се отразяват на биоакумулацията;

  • аналитичната вариабилност на анализите от пасивните пробоотборници в повечето случаи е по-ниска от тази, свързана с матрици като флора, фауна или седимент. Това е резултат от постоянния състав и възможности за сорбция на пробоотборниците. Нещо повече, равнището на смущения в матрицата е по-ниско при извлеченията от пасивните пробоотборници, отколкото при извлеченията от флора, фауна или седимент.


Каталог: docs -> Zakoni -> EURukovodstva
EURukovodstva -> Рамкова директива за водите (2000/60/ЕС) Ръководство №1 Икономиката и околната среда
EURukovodstva -> Наръчник №10 реки и езера – типология, изходни условия и системи за класификация
EURukovodstva -> На рамкова директива за водите (2000/60/ЕС) Ръководство №3 Анализ на натиска и въздействията
EURukovodstva -> Ръководство №8 Публично участие във връзка с Рамковата директива за водите
EURukovodstva -> Доклад 2009 025 обща стратегия за прилагане на рамковата директива за водите
EURukovodstva -> Доклад 2009 040 обща стратегия за прилагане на рамковата директива за водите (2000/60/ЕС)
EURukovodstva -> Доклад 2009 030 обща стратегия за изпълнение на рамковата директива за водите (2000/60/ЕО)
EURukovodstva -> Обща стратегия за изпълнение за Рамковата Директива за водите (2000/60/ЕК) Ръководен документ No 12


Сподели с приятели:
1   2   3   4   5   6   7   8   9   10




©obuch.info 2024
отнасят до администрацията

    Начална страница