Wirkung subakuter PCB-Exposition (Aroclor 1254) auf Sauerstoffverbrauch, Schwimmbewegung und Biotransformation (GST-Aktivität) des Karpfens (Cyprinus carpio)

Originatarbeiten Karpfen

Originalarbe[ten

Wirkung subakuter PCB-Exposition (Aroclor 1254) auf Sauerstoffverbrauch, Schwimmbewegung und Biotransformation (GST-Aktivit it) des Karpfens ( Cyprinus carpio) Katja Schmidt*, Stephan Pflugmacher, Georg B.O. Staaks und Christ ian E.W. Steinberg

Leibniz-[nstitut fiir Gew~isser6kologie und Binnenfischerei, Miiggelseedamm 301, D-12587 Berlin, Deutschland

* Korrespondenzautorin ([email protected])

DOl: http ://dx.doi,orof110.1065tuwsf2004.12.090

Zusammenfassung

Ziel und Hintergrund. PCB (Polychlorinierte Biphenyle) sind Xe- nobiotika, die durch anthropogene AktivitSt in die Umwelt ge- langt sind und ein breites Wirkungsspektrum bei Vertebraten aufweisen. Obwohl fiber die toxischen Effekte von Xenobiotika auf aquatische Organismen bereits vielfach geforscht wurde, sind deren subakute Auswirkungen auf Organismen noch nicht ausreichend bekannt. Dabei kommt dem Fisch aufgrund seiner zentra- len Stelhmg im aquatischen Nahrungsnetz besondere Bedeutung zu, so dass vorliegende Versuche mit dem Karpfen durchgef/.ihrt women. Ziet war es dabei, subakute Effekte des Aroclor 1254 (22 ~,g I~t) auf den Sauerstoffverbrauch, das Schwimmverhalten sowie die Biotransformation zu belegen und diese Auswirkungen der PCB auf den Organismus als m6gliche Indikatoren yon ver- ~inderten energetischen Verh~ihnissen zu diskutieren.

Methoden. Es erfoigte unter Laborbedingungen eine kontinu- ierliche Messung des Sauerstoffverbrauches der Karpfen vor (5 d), w~hrend (16 d) und nach (8 d) Exposition im Vergleich zu nicht-exponierten Kontrolltieren. Augerdem wurde vor (8 d) und wfhrend (21 d) der Exposition mittels BehavioQuant-Sys- tern die Position eines jeden individuelten Fisches im Schwarm per Video verfolgt t, nd die Anzahl horizontaler Wendungcn je Sekunde als Marl fiir SchwimmaktivitSt im Zeitverlauf berech- net. Danach wurden Leberproben der Tiere entnommen, um die Aktivit,it der Glutathion-S-Transferase, einem Phase 2 En- zym, zu untersuchen. Die Stichprobengr6tgen umfassten in den Respirationsversuchen 6 Expositions-, 6 Kontroll- und 3 L6sungs- mitteikontrollgruppen (bestehend aus je 12 Tieren); in den Ver- haltensuntersuchungen 9 Expositions-, 6 Kontrotl- und 3 L6sungs- mittelkontroltgruppen (bestehend aus je 6 Tieren) sowie in den Enzymaktivit/itsmessungen 9 Expositions-, 6 Kontroll- und 3 LS- sungsmirtelkontrollgruppen (bestehend aus je 6 Tieren).

Ergebnisse und Diskussion. Die PCB-Exposition verursachte eine Steigerung des Sauerstoffverbrauches mit einem maximalen Respirationsanstieg um 33%. Diese erh6hte Respiration sank jedoch nach Beendigung der Exposition wieder auf das Normal- mar zuriick. Auch die ver~nderte H/iufigkeit der Wendungen beim Schwimmen erwies sich als eine reversible Reaktion der Fische auf den Expositionsstress. Diese SchwimmaktivitSt w'ahrend der Lichtphase wurde unter Einwirkung yon PCB reduziert, wogegen die n~ichtlichen Schwimmbewegungen zunahmen; die Fische kehrten jedoch noch w~ihrend der Expositionsphase zum Ausgangs- level ihrer Aktivit~it zur~ck. Die ver~inderten Respirations- und Verhaltensparameter lassen vermuten, dass die zus~irzliche Ener-

gie ftir Entgiftungsprozesse ben6tigt wurde. Eine Bestfitigung er- fuhr diese Hypothese durch die signifikant erh6hte Aktivit~it des Biotransformationssystems der GST sowohl in der mikrosomalen als auch der zytosolischen Fraktion der Leber.

Schlussfolgerungen. Die Ergebnisse best/itigten damit subletale Effekte des PCB-Gemisches auf alle oben genannten Parameter, Die Verhaltens'anderung und Respirationssteigerung sowie er- h6hte BiotransformationsaktivirSt sind Zeichen einer physiologischen Reaktion der Fische auf toxische Bedingungen und werden als Ausdruck einer verfinderten Energieverteilung im Orga- nismus interpretiert. Empfehlungen und Ausblick. Weiterfiihrende Experimente sollen die Effekte yon PCB auf verschiedene Lebensfunktionen des Karpfens bei zusatzlicher Fiitterung mir exponierter Naturnah- rung untersuchen, um umweltretevante Aussagen zur Bioener- getik exponierter Tiere treffen zu k6nnen.

Schlagw6rter: Biotransformation; Glutathion-S-Transferase (GST); Karpfen (Cyprinus carpio); Polych[orinierte Biphenyle (PCB); Respiration; Sauerstoffverbrauch; Schwimmverhaiten

Abstract

Effects of subacute PCB-exposure (Aroclor 1254) on oxygen consumption, swimming behavior and biotransformation (GST-activity) of carp (Cyprinus carpio)

Objective and Background. PCB (polychlorinated biphenyle) are typical man-made environmental pollutants that cause a broad spectrum of effects in vertebrates. Although a lot has been stud- ied about file toxic effects of xenobiotic substances on aquatic organisms, their subacute effects are not yet well known. Fish occupies a central position in freshwater food webs and there- fore, carp was chosen to be our test organism. The aim of our study was the investigation of subacute effects of Aroclor 1254 (22 lag l -t) on respiration, swimming activity, and biotransfor- marion, allowing discussion of changed interaction between the available energy resources~

Methods. The respiration experiments under controlled laboratory conditions were run for 29 days (5 d before, 16 d with and 8 d after chemical exposure) with exposed carp compared to th e non-exposed fish. Furthermore, the BehavioQuant system quantitatively monitors the positions of each individual fish before (8 d) and during (21 d) PCB exposure and swimming activity (number of horizontal turnings s -t ) of animals was calcu-

UWSF - Z Umweltchem Okotox 17 (3) 133 - 145 (2005) 133 @ 2005 ecomed verlag (Vedagsgruppe HQthig Jehfe Rehm GmbH), D-86899 Landsberg und Tokyo o Mumbai ~ Seout | Melbourne o Paris

Karpfen Originalarbeiten

lated. Thereafter, liver samples were taken from animals for analysis of the phase 2 enzyme activity (glutathione-S-transferase). In the respiration experiments were 6 exposure, 6 controll, and 3 solubilizer controli groups (12 animals each group); in the behavioral experiments were 9 exposure, 6 controIt- und 3 solubilizer controll groups (6 animals each group), and in the enzyme activity, measurements were 9 exposure, 6 c0ntroll and 3 sotubilizer controtl groups (6 animals each group ) examined. : : : Results and Discussion. A clearly increased (33%) oxygen con-

sumption due to the PCB-expos~e is found to be reversible; after the[exposure peri0d[the respkatior~ 0f carp shows a level c0mparabl~: ~9. the oF)/gen consiimptior~ d/~gnon~exposure

: time~ By &a!U~ting ciu~anzitative bdi~vioraL parameters of am- " ma!s, i~7 h~0~e(eyide~t thar the exposur e tO PCB also causes a re,(erslble:clihi~ge in[their , ;sw~g behavior. Chemical stress leads tO a deerease ofmean daily 7 swimming 'activi ~ combined with ~ inci~ease?bf the mean number of turnings during the nigh~, Thereafte~ the swimming activity' shifts tO the circadian swimming behavior:ur/der control conditions. Furthermore, our measurement of soluble and microsomaI glutathione-S-trans: ferase activity Of fish liver shows a significant elevation after exposure period. Conclusion: Our results prove that it was feasible to detect sublethal effects of PCB-mixture on aI1 parameters under these conditions successfully. Our findings imply that fish are able to cope with the chemicals and we purse the hypothesis that the higher physiological energy demand caused by irlcreased activity of enzymes, which are involved in biotransformation of foreign substances, may be related to a higher respiration of fish stressed by xenobiotics. Recommendation and Outlook. Further experiments should in- vestigate the effects of PCB on ecophysiological parameters of carp fed with exposed natural food allowing discussion of eco- logical consequences.

Keywords: Biotransformation; carp (Cyprinus carpio); glutathion-S-transferase (GST); oxygen consumption; polychlorinated biphenyls (PCBs); respiration; swimming behavior

Einleitung

Trotz Verbotes der Verwendung yon PolychJorinierten Biphenylen (PCB) sind aufgrund ihrer Persistenz noch immer hohe Level nachweisbar (Koponen et al. 2000). Dabei wurden erh6hte PCB-Konzentrationen weltweit festgestellt, so wurden zum Beispiel in den USA hohe Belastungen sowohl im Michigan-See (1980; bis 3,2 ng 1

Originalarbeiten Karpfen

Der zur Biotransformation notwenige energetische Mehr- aufwand k6nnte durch eine Erh/Shung des organismischen Gesamtstoffwechsels bereitgestellt werden. Um diese energetischen Verh~iltnisse im Fisch zu untersuchen, wurde in voriiegender Arbeit der Sauerstoffverbrauch, welcher den stofflich-energetischen Zustand des Organismus anzeigt, als MaR fiir den tierischen Metabolismus herangezogen. Ziel dieser Arbeit war es, subakute Effekte einer PCB-Exposition auf unterschiedliche Parameter aufzuzeigen und einen m6glichen Zusammenhang zwischen diesen Auswirkungen auf Verhal- ten, Enzymt~itigkeit und Respiration abzusch~tzen.

1 Material und Methoden

1.1 Chemikalien und Analytik

In den vorliegenden experimentellen Serien wurde das technische PCB-Standardgemisch Aroclor 1254 (Boeringer, Deutsch- land) mit einem Reinheitsgrad von 98% eingesetzt. Zu Be- ginn jedes Versuches wurde eine Stamml6sung mittels Metha- nol (Reinheitsgrad 99.9%) hergestellt und diese bei 4~ auf- bewahrt. Diese Stamml6sung wurde mit destiiliertem Was- set t~glich verd/~nnt, um die endgiiltige Testkonzentration in den Versuchen herzustellen.

Alle experimentelle Serien zur Sauerstoffverbrauchsmessung sowie Verhaltensuntersuchung wurden im Durchflussverfah- ten durchgefi~hrt. F/ir jedes der Versuchsbecken stand ein glSserner Vorratsbeh~ilter zu Verfiigung, so dass ein konstan- ter Zufluss von t~iglich 10 1 beltiftetem, gegebenenfalls PCB- betastetem Frisct~wasser erfolgte.

Die Expositionsphase wurde durch einmalige Zugabe der entsprechenden PCB-Menge sowohl in die Versuchsbecken als auch in die Vorratsbeh~ilter gestartet, so dass die Fische nicht in an&re Aquarien umgesetzt werden mussten. Auf- grund der permanenten Durchmischung des Aquarienwassers (Verwirbelung mitrels Luftblasen) wurde yon einer zeimahen Exposition aUer Tiere im Raum ausgegangen und es wurde kein Vorlauf bis zur Einsteliung des Gleichgewichts einge~ plant. An allen folgenden Tagen wurde w~ihrend der Expo- sitionsphase t~iglich die frisch hergestellte PCB-L6sung in die Vorratsbecken gegeben, so dass aufgrund des kontinuierli- chen Pumpsystems ein permanenter Durchfluss der Versuchs- becken mit dem chemikalienbelasteten Frischwasser erreicht wurde und damit im Verlauf eines Expositionstages in den Testbecken kein Konzentrationsgef~ille auftrat. Die Exposi- tionsphase wurde mit einem einmaligen 1/3 WasserwechseI der Aquarien beendet, so dass der Tr~igheit des Versuchs- systems vorgebeugt und ein allm~ihliches Abklingen der Ex- position beschleunigt werden konnte.

Um die tats~ichliche PCB-Konzentration w/ihrend der Exposi- tionsphase zu kontrollieren, wurden Wasserproben aus den Aquarien enmommen und einer chemischen Analyse (GC/ ECD; DIN 38407-3) durch die Gesellschaft fiir Lebensmit- tel- und Umwettconsulting mbH (Deutschland) unterzogen. Diese stichprobenartigen Konzentrationsbestimmungen erfolgten jeweils am 3. (22,5 lag l-i), 7. (29,2 lag I-*) und 12. (14,4 lag 1 -l) Expositionstag, so dass die mittlere PCB-Kon- zentradon mit (22,0 + 7,4) lag 1 -I angegeben werden kann. Diese Konzentrarion wurde basierend auf eigenen Vorkennt-

nissen (Ver6ffentiichung in Vorbereitung) angestrebt, wobei auch nachgewiesene Umweltkonzentrationen (ATSDR 1995, Makepeace et al. 1995,Jarman et al. 1997) im lag l-l-Konzen- trationsbereich beriicksichtigt wurden.

Parallel zu jedem Experiment wurde eine L6sungsmittelkon- trolle (Methanol) gefahren; die einwirkende Konzentration yon maximal 5 lal 1-1 fiihrte zu keinem nachweisbaren Ef- fekt auf die bier untersuchten Parameter.

1.2 Versuchstiere und deren Haltungsbedingungen vor den Versuchen

Alte Experimente wurden im Leibniz-Institut fiir Gew~isser- 6kologie und Binnenfischerei Berlin (IGB) durchgefi~hrt, genehmigt vom Landesamt fiir Arbeitsschutz, Gesundheits- schutz und technische Sicherheit Berlin (Nr. G0292100). Die in den Versuchen eingesetzten Fische wurden als Brut aus eigener Zucht der Abteilung Binnenfischerei (IGB) zur Ver- fiigung gestellt und waren nicht dutch Chemikalien vorbe- lastet. Die heranwachsenden Karpfen wurden in Frischwas- set (Durchflussverfahren) bei 24 + I~ und 12 h : 12 h Lichtregime gehalten. Das Wasser (pH 7,8_+ 0.2) wurde konstant belfiftet, um einen Sauerstoffgehalt yon 8,0 4- 0,3 mg I- 1 zu gew~ihrleisten. Es erfolgte in den H~ilterungsbecken zweimal t~iglich die Ftitterung (3% der Fischbiomasse) mk Trocken- oder Frostfutter, bestehend aus Tetramin bzw. Daphnien und Chironomidenlarven. Nach dieser Aufzucht- periode wurden nur juvenile Karpfen der gteichen Gr6gen- klasse von 6,1 _+ 0,2 g bzw. 82,1 + 0,1 mm fiir jeweils eines der Experimente ausgew~ihlt. Die Untersuchungen zur Respi- ration bzw. zum Schwimmverhalten wurden an unabMngi- gen Gruppen dieser Karpfen durchgeftihrt. W~ihrend atler Versuchsserien ohne bzw. mit Einsatz des PCB-Gemisches war keine Mortalit~t zu verzeichnen.

1.3 Versuche zur Respirationsmessung

Um eine ausreichend grot~e Effektst~irke des Sauerstoffver- brauches zu erreichen, wurde in jedes der 5 Versuchsbecken ein Fischschwarm bestehend aus 12 Tieren iiberfiihrt. Den Tieren stand im gl~isernen Testaquarimn ein Votumen yon 36 1 (40 cm Lfiinge x 30 cm H6he x 30 cm Breite) zu Verfii- gung. Eine Temperatur yon 24 ~ 1~ und ein Licht-Dunkel- Regime yon 12 h : 12 h (8.00-20.00 bzw. 20.00-8.00 Uhr) mittels 60 W Halogenlampen wurden w~ihrend der gesamten Versuchsdauer konstant gehalten. Die t~gliche Fiitterung der Karpfen erfolgte mit einer Frost- (10.00 Uhr; jeweils 50% Daphnien und Chironomidenlarven) und einer Trocken- mischung (15.00 Uhr; 45% Tetramin, 30% Daphnien und 25% Chironomidenlarven), wobei die Gesamtmasse etwa 3% der Fischbiomasse umfasste. Dieses Futter wurde nur am 8.-11. Expositionstag nicht vollst~ndig aufgenommen. Zwischen 9.00 und 10.00 Uhr wurde t~iglich jedes Versuchs- und Vorratsbecken mechanisch gereinigt.

Nach einer einw6chigen Akklimationsphase begann der Versuch mit einer Periode ohne chemischen Stress (Tag 1-5) und anschliegend wurden die Tiere einer PCB-Belastung ausgesetzt (16 Tage Exposition). Nach dieser Expositions- phase wurde eine Periode ohne chemische Belastung ange-

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schlossen (Tag 22-29), um potentietle Nachwirkungen der Exposition erfassen zu k6nnen. Aufgrund der Sensibilit/it des gesamten Versuchsaufbaus (zB. Vermeidung einer Sauer- stoffzehrung durch Bakterienbelag) musste der Versuch auf eine Dauer yon 29 Tagen beschr~inkt werden.

Pro Versuchsserie wltrden jeweils 2 Aquarien ats Kontrollgrup- pe, 1 Becken als Methanol-Kontrolle sowie 2 Expositions- gruppen gehalten. Diese ParalMans/itze wurclen in 2 Wieder- holungen durchgefiihrt, so dass insgesamt sowohl 6 Versuchs- gruppen zur Exposition als auch zur Kontrolle sowie 3 L6- sungsmittel-Kontrollgruppen in die Auswertung einbezogen wurden. Diese Versuchserien umfassten damit eine Anzahl yon insgesamt 15 Versuchsbecken bzw. 180 Karpfen.

Die Messung des Sauerstoffgehaltes erfolgte kontinuierlich im Zeitraum yon 10.00 bis 9.00 Uhr des darauffolgenden Tages mit einer Sauerstoffelektrode des Typs Eschweiler BGA plus E (Eschweiler GmbH, Deutschland) mit einer Messun- genauigkeit yon maximal 1%. Dabei wurde der Messwert sowohl vom beliifteten Aquarienzufluss als auch vom Abfluss der mit Karpfen besetzten Versuchsbecken ermittelt. Somit konnte je Becken ein relativer O2-Verbrauch als Differenz aus dem Sauerstoffgehalt des zuflietgenden und abfliegenden Me- diums berectmet werden. Diese Datenpaarerhebung erfolgte pro Stunde zwei mal ffir jedes Versuchsbecken. Um einer Verf~ilschung der Sauerstoffmessung durch Eintrag aus der Atmosph{ire in die Versuchsbecken vorzubeugen, wurden die Aquarien vollst~indig abgedeckt, so dass ein L6sen yon Luft- sauerstoff in das Fischmedium ausgeschlossen werden konn- re. Im Verlauf der gesamten Versuchszeit schwankte der Sauerstoffgehalt in den Aquarien zwischen maximal 8,0 + 0,3 mg 1-1 und minimal 5,4 mg h -I -+ 0,6 mg I-L

1.4 Verhaltensbiologische Untersuchung mit dem BehavioQuant

Alle experimentellen Bedingungen (Aquarien, Durchfluss, Forterung) entsprachen denen der Respiromtrieversuche, da- yon abweichendes experimentelles Design umfasste folgende Anderungen: Aufgrund des begrenzten Beckenvolumens und da sich in Vorversuchen eine Gruppengr6f~e von 6 Fi- schen als ausreichende Objektanzahl fiir die verhaltensbiologischen Untersuchungen mit dem BehavioQuant erwies, wurde in jedes der 6 Aquarien ein Schwarm bestehend aus nur 6 Karpfen eingesetzt. Das Wasser wurde kontinuierlich beliiftet und durchmischt, so dass ein Sauerstoffgehalt yon 8,0 + 0,3 mg 1 -~ gew~ihrleistet wurde.

Nach einer einw6chigen Akklimationsphase wurde der Ver- such (Videoaufnahme) mit einer Periode unter ohne chemische Belastung (Tag 1-8) begonnen. Daran wurde die 3w6- chige Expositionsphase unter PCB-Stress (Tag 9-29) ange schlossen. Da es das gew'5.hlte Versuchsdesign zulie~, konn- re diese Phase bis zum 21. Expositionstag (ira Vergleich zu den Respirationsversuchen) ausgedehnt werden. Die gesamte Versuchsdauer umfasste damit auch bei den verhaltensbiologischen Experimenten 29 Versuchstage, wobei diese jedoch keine Nachphase ohne PCB-Exposition beinhaltete.

Das Schwimmverhalten der Karpfen wurde mit dem Video- analyse-System BehavioQuant untersucht (Metacom, Deutsch-

land). Die Positionen jedes einzelnen Tieres wurde mit 24 Aufnahmen pro Sekunde verfolgt und jedes der im Versuch verfiigbaren Aquarien wurde fiir jeweils 2 Minuten in einem GesamtintervalI yon 20 min registriert. Diese Videoauf- natunen erfolgten in Obereinstimmung mit den respirometrischen Versuchen kontinuierlich fiber 23 Stunden jeweils von 10.00 bis 9.00 Uhr des darauffolgenden Tages, wobei die Daten atler 6 Tiere im Aquarium jeweils einer Messpe- riode pro Stunde in einem Mittelwert erfasst und im Folgen- den analysiert wurden. Dabei wurde in vorliegender Studie die Anzahl der horizontal ausgefiihrten Wendungen (in Wen- dungen s


Die Enzymaktivit/it der t6slichen und mikrosomalen Gluta- thion-S-Transferase wurde mit einem Spektralphotometer (Kontron Uvikon 922) unter Verwendung von Chlorodini- trobenzol (CDNB) als Standardmodellsubstrat nach Habig et at. (1974) bestimmt. Dabei erfotgte die Datenerhebung im Verlauf yon 5 min bei 30~ und einer Wellent~inge yon 340 rim. Abschliet~end wurde die Bestimmung des Protein- gehaltes der jeweiligen Probe (in mg Protein je ml Probe) nach Bradford (1976) vorgenommen. Die spezifische Enzym- aktivit~it wurde als 1 Mol umgesetztes Substrat je Sekunde in Katat pro Proteinmasse [nkat (rag prot) -I] angegeben.

1.6 Statistik

Die statistische Auswertung der respirometrischen Versuche basiert auf den Daten jeweils eines Schwarmes, welcher eine Tiergruppe yon 12 Individuen je Aquarium umfasst. Diese Daten wurden als Mittelwert einer Stunde bzw. yon Tages- und Nachtperiode katkuliert. Die Ergebnisse der Respirations- messungen wurden einer statistischen Analyse mittels U-Test yon Mann und Whitney (zur Differenzierung zwischen unterschiedlichen Schw~irmen) sowie mit dem Wilcoxon-Test (zur Unterscheidung beziiglich der nichtexponierten Phase und der Expositionsperiode eines Schwarmes) unterzogen. Es wurde in Abh~ngigkeit der Expositionsvariante in den Sauerstoffverbrauchsversuchen eine Stichprobengr6f~e (n) yon 6 (Expositionsgruppe), 3 (L/3sungsmittelkontrolle) bzw. 6 {Kontrol[tiere) herangezogen.

Die statistische Auswertung der verhahensbiologischen Ver- suche basiert auf den Daten jeweils eines Schwarmes, welcher eine Tiergruppe yon 6 Individuen je Aquarium uml[asst. Die verhahensbiologischen Daten wurden als Mittelwert _+ Standardabweichung fiir jeweils eine Messperiode yon 2 rain angegeben und als Stundenwert bzw. Mittelwert yon Tages- und Nachtperiode kalkuliert. Die statistischen Differenzen

dieser Verhattensvariablen wurden mit dem Rang-Test von Wilcoxon und dem U-Test yon Mann und Whitney geprffft (Siegel 1985). Es wurde dabei in Abb~ingigkeit der Exposi- tionsvariante in den Verhaltensexperimenten eine Stichpro- bengr~Sge (n) yon 9 (Expositionsgruppe), 3 (L6sungsmittel- kontrolle) bzw. 6 (Kontrotltiere) herangezogen.

Die statistische Auswertung der Versuche zur Enzymaktivit/it basiert auf den Daten der keberprobe jeweils eines Individu- ums, welches in einer Gruppe von 6 Tieren je Aquarium in den Verhattensexperimenten gehalten wurde. Die Enzymak- tivit~itswerte dieser Einzeltiere wurden pro Aquarium zusam- mengefasst. Damit wurde in Abh/ingigkeit der Exposi- tionsvariante in den Enzymaktivitiitsexperimenten eine Stichp- robengr6ge (n) yon 9 (Expositionsgruppel, 3 (L6sungsmirtel- kontroUe) bzw. 6 (Kontrolltiere) herangezogen. Die Unterschie- de zwischen den Enzymsystemaktivit/iten der Kontroll- und exponierten Fische (Mittelwert _. Standardabweichung) wurden mittels Marm-Whimey's U-Test getestet.

Allen statistischen Analysen lag mindestens ein 95% Sig- nifikanzlevel zugrunde.

2 Ergebnisse

2.1 Respiration und Schwimmverhalten bei unbelasteten Kontrollen

Sowohl die Schwimmaktivit~it als auch die respirometrischen Daten eines Schwarmes waren vergleichbar zwischen allen Tagen ohne Exposition und zeigten keine signifikan~en Un- terschiede zwischen den Kontroll- oder L6sungsmittelkon- trolI-Becken. Beide registrierten Parameter waren circadian synchronisiert (Abb. 1) und es wurden relative Maxima und Minima ermittelt, wetche dutch die externen Reize Lichd Dunkel-Wechsel (8.00 Uhr und 20.00 Uhr) und Ffirterung 10.00 Uhr und 15.00 Uhrl bestimmt waren. Die Schwimm-

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bewegung der Karpfen zeigte eine OszilJation mit hohen Werten zu den Zeitpunkten der Fiitterung (14.00-15.00 Uhr) bzw. des Lichtwechsels festgestellt, wobei die Schwimmak- tivit~it nach dem Beginn der Dunkelphase (20.00-22.00 Uhr) sowie bereits vor Beginn der Lichtphase (4.00-8.00 Uhr) erh6ht war. Ein Respirationsanstieg wurde jeweils im An- schiuss an die Fiitterung mit einem Maximum zwischen 16.00 Uhr und 18.00 Uhr gemessen.

Die Respirationswerte ohne chemische Belastung schwank- ten im Verlauf yon 23 h im Bereich yon maximal 688 _+ 59 mg O z (kg h) < und minimal 169 ~ 2I mg O 2 (kg h) -1, was einer Variationsbreite yon 518 mg 02 (kg h) -~ entsprach. Ein auff~illiger Anstieg des Graphen ist 15.00 Uhr (als Mittel- wert 15.00-16.00 Uhr) als direkte Reaktion auf die Fiitte- rung zu verzeichnen. Die Fische wiesen im fotgenden Kur- ven-Verlauf zwischen 16.00 Uhr und 18.00 Uhr (als Mittetwerte der Daten yon 16.00-17.00 Uhr, 17.00-18.00 und 18.00-19.00 Uhr) den h6chsten relativen Sauerstoffver- brauch auf, wetcher im Verlauf der folgenden Stunden gleich- mSgig abnahm und gegen 10.00 Uhr (als Mittelwert 10.00- 11.00 Uhr) einen erneuten Anstieg nach dem Fiitterungs- zeitpunkt zeigte. Damit wurde die konstant wiederkehrende Rhythmik der Respiration vor al~em dutch die FiStterungszei- ten und die damir verbundenen Verdauungsprozesse bestimmt.

Der Kurvenverlauf der Schwimmbewegung wurde dagegen nichr nut durch die Fiitterungszeiten definiert, sondern es spielte auf~erdem der Lichtwechsel eine wesentliche Rolle. Die Tiere reagierten auf diese Reize dabei jedoch bereits vor oder erst nach deren Eintreten. So wurden Aktivit~it-Peaks fesrgestellt um 14.00 Uhr (vor der Fiitterung; Mittelwert der Daten von 114.00-15.00 Uhr), 4.00-6.00 Uhr (vor dem Tagesbeginn; Mirteiwert der Daten yon 4.00-5.00 Uhr, 5.00- 6.00 Uhr und 6.00-7.00 Uhr) sowie 21.00 Uhr (nach dem Nachtbeginn; Mitte[wert der Daten yon 21.00-22.00). Eir~e geringe Anzahl yon horizontalen Wendungen wurde w~h- rend der Nacht (23.00-2.00 Uhr), zwischen den Fiitterungs- zeitpunkten (11.00-13.00 Uhr) sowie in den Nachmittags- stunden (16.00-19.00 Uhr) gemessen. Die Tagesmittelwerte lagen bei 0,78 = 0,05 s -1 und in der Dunkelphase wurden im Mittel 0,76 * 0,05 s -t registriert.

Da die Ergebnisse der Respirations- und AktivitStsmessung zwischen allen nicht-exponierten Tiergruppen vergleichbar vertiefen, konnten diese als Standard fiir die weiteren Expo- sitionsversuche definiert werden.

2.2 Respiration bei subakuter PCB-Exposition

Der typische Verlauf des Sauerstoffverbrauchs blieb in den Kon- trollgruppen im Verlaufe der gesamten Versuchsphase yon 29 Tagen unver~indert; die Respirationswerte sriegen nach den Fiitterungen bis zum Maximum zwischen 16.00 Uhr und 18.00 Uhr an und fielen dann gleichm/i~ig auf ihr Aus- gangsniveau zurtick (Abb. 2A).

Dieser circadiane Rhythmus der Respiration trat ebenIalls bei den exponierten Tieren auf. Entsprechend der Fiitterungs- zeiten wechselten hohe Sauerstoffverbrauchswerte nach der

Futtergabe mit nachfolgender abnehmender respiratorischer Leistung. Allerdings wurde eine 3phasige Reaktion der Fi- sche auf die PCB-Exposition mit einem generellen Anstieg des Sauerstoft:verbrauchs im Verlaufe der 16 Expositionstage (Tag 6-21) festgestellt (Abb. 2B). Die ersten vier E tie- t~en noch keine wesentlichen respirometrischen ,amderungen erkennen, an den folgenden Tagen 10-13 {5.-8. Expositionstag) wurde ein Abfall der Tageswerte sowie ein Anstieg der nS.cht- lichen Respiration ermittdt. An den anschlie~enden Tagen 14- 21 (Expositionstage 9-16) kam es dagegen zu einem deutli- chen Anstieg der Sauerstoffverbrauchswerte urn 33% im Ver- gleich zu den Kontrolldaten. Dieser erh6hte Sauerstoff-verbrauch lag zwischen maximal 867 -+ 64 mg O 2 (kg h) -1 und minimal 216 _+ 36 mg O2 (kg h) -t, was einer Spannweite yon 651 mg O 2 (kg h) -~ entsprach. In der darauffolgenden Phase ohne chemischen Stressor erfolgte ein deutlicher Abfall des Sauerstoffverbrauches auf einen Level vergleichbar dem vor der Expositionsphase.

Insgesamt unterschieden sich sowohl die Tages- als auch die n/ichtlichen Mittelwerte zwischen Expositionsphase und der Versuchsperiode ohne PCB-Stress signifikant (p < 0,02). Da- mit konnten die Respirarionsveriinderungen als eindeutige Re- aktion der Tiere auf den chemischen Stressor belegt werden.

2.3 Schwimmverhalten bei subakuter PCB-Exposition

Der typische Verlauf der Schwimmaktivit/it blieb in allen Kon- trollgruppen im Verlaufe der gesamten Versuchsphase wm 29 Tagen unveriindert; die Aktivitiitswerte zeigten relative Maxima vor der Ftitterung und vor dem l=agesbeginn sowie nach dem Beginn der Dunkelphase. Insgesamt unterschied sich die Anzahl der Wendungen w/ihrend der Tages- und Nacht- phase in den Kontrotlgruppen nicht voneinander (Abb. 3A).

Auch in den Versuchsgruppen bei der Untersuchung des Schwimmverhaitens bei subakutem PCB-Stress (Abb. 3B) wurde w/ihrend der Tage 9-12 bzw. 25-28 eine circadiane Aktivit/it beobachtet, wie sie ftir Versuchszeiten ohne Chemi- kalienbetastung typisch war. Es wechselten dabei relative Ruhephasen (zwischen den Ffitterungszeitpunkten bz~; w/ihrend der Dunkelphase) mit Zeiten relativer Schwimmaktivit~it (Zeiten der Fiitterungen und des Lichtwechsels). Damit bleibt festzustelten, dass die mittlere Anzahi der Wendungen in den ersten 4 und letzten 5 Expositionstagen bei Licht bzw. Dun- kelheit vergleichbar mit denen w5hrend der Phase ohne chemische Exposition war. Tempor/ir (Tage 13-24) war sowohl eine signifikante Abnahme am Tag (auf maximal 1,21 _* 0,12 s -I) ats auch Zunahme in der Nacht (auf minimal 0,39 __. 0,15 s

Qriginalarbeiten Karpfen

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Zeit [d]

Abb. 2: A) Respiration yon C. carp~o (n = 6) bei optimalen Haltungsbedingungen (Tag 1-29). B) Respiration yon C. carpio (n = 6) bei optimaten Haltungs- bedingungen (Tag 1-5) und bei folgender PCB-Exposition (22 l~g I-~) w&hrend tier Tage 6 bis 21 sowie anschliegender Phase ohne chemischen Stressor (Tag 22-29)

2.4 Biotransformat ion bei subakuter PCB-Exposi t ion

Eine Aktivit~it der zytosolischen und mikrosomalen Glutathion- S-Transferase konnte in allen Leberproben nachgewiesen werden. Prinzipiell war dabei die Enzymaktivit~it in der mikrosomalen Fraktion geringer als in der zytosolischen Form der GST. Die Enzymaktivit~itswerte der Tiere unterschiedlicher Becken waren bei gleicher Expositionsvariante nicht verschie- den, auch die Daten der L6sungsmittelkontrollen unterschieden sich nicht yon denen der Kontrollkarpfen.

Der Einfluss des PCB auf die Biotransformation der Karpfen wurde in Abb. 4 dargestellt, aus der eine signifikant erh6hte GST-Aktivit~it in der Leber von den PCB-exponierten Tieren im Vergleich zu unbetasteten Kontrolten hervorgeht (p < 0,05). H6chste spezifische Aktivit~it wurde in der zytosolischen Frak- tion der Leber yon den PCB-beIasteten Karpfen gefunden (34,8 13,8 nkat (rag prot)-~), im Vergleich dazu lag der Kon- trollwert bei 16,4 _+ 9,5 nkat (rag prot) -~ . In der mikrosomalen Fraktion der Leberproben wurde die Aktivit~it der PCB-exponierten Tiere mit 12,1 _+ 3,6 nkat (mg prot) -tund der Kontroll- gruppe mit 5,6 _+ 2,7 nkat (mg prot) -I gemessen.

UWSF- Z Umweltchem Qkotox17 (3) 2005 139


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0,4 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . I

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1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 t5 16 17 t8 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29

Zeit [d]

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EXPOSITION 1

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29

Zeit [d]

Abb. 3: A) Anzahl der horizontalen Wendungen yon U. carpio (n = 6) bei optimalen Haltungsbedingungen (Tag 1 his 29). B) Anzaht der horizontalen Wendungen von C. carpio (n = 9) bei optimalen Haltungsbedingungen (Tag 1 his 8) sowie unter PCB-Exposition (22 pg 1 -~) w&hrend der Tage 9 his 29. Angegeben sind die Mittelwerte und Standardabweichungen pro Tages- bzw. Nachtpedode

50 ~ . . . . . . . . . . . . . t . . . .

~ as4- . . . . . . . . ~ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

2O . . . . . . . f

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Abb. 4: Spezifische Aktivit&t der zytosolischen und mikrosomalen Gluta- thion-S-Transferase in der Leber yon PCB-exponierten (22 pg 1-1) Karp- fen (n = 9) im Vergleich zu Kontrolltieren (n = 6). Angegeben sind die Mittet- werte mit den dazugeh6rigen Standardabweichungen, Signifikanzen sind mit einem Stern gekennzeichnet (p < 0,05/U-Test)

3 Diskussion

3.1 Respirat ion

Zahlreiche Biotests mit Fischen wurden bisher zur Untersu- chung von akuten und subletalen Effekten verschiedener Che- mikalien in der aquatischen Umwelt verwendet. Dabei wurden beispielsweise Wirkungen yon Substanzen auf Mortalidit, Reproduktion und Wachstum beschrieben. Jedoch auch

stress-bedingte Verhaltens- (Steinberg et al. 1995, Spieser 2000) oder Enzymaktivit~ts:,inderungen (Koponen et al. 2000, Wiegand et al. 2000) sowie respirometrische Versuche (Vottura und French 2000), wie in vorliegender Studie beschrieben, k6nnen zur Untersuchung toxikologischer Effekte von Che- mikalien herangezogen werden.

Die Sauerstoffverbrauchswerre waren vor allem gepr~igt durch die jewei|ige Futterverabreichung, entsprechend dem Prin- zip der 'specific dynamic action', was sowohl auf die Kon- troiitiere als auch die exponierten Fische zutraf. Das Aus- marl der adsorptiven Prozesse war direkt nach den Ftitre- rungszeiten besonders hoch und erst nach mehreren Stun- den wurde ein vergleichbarer Sauerstoffverbrauchswert wie vor einer Ffitterung gemessen. Nach Schreckenbach (1992) nimmt dieser Verdauungsprozess bei Cypriniden im allge- meinen etwa 4 Stunden in Anspruch.

Die gemessenen Sauerstoffverbrauchswerte in den Kontroll- gruppen lagen hier w~ihrend einer 23 h-Messperiode zwischen 169 mg 02 (kg h) -1 und 688 mg 02 (kg h) -L, was mit den Angaben anderer Autoren (Chakraborty et al. 1992) zu Karpfen bei ~ihnlicher Futtergrundlage von etwa 254- 402 mg 02 (kg h) -I i~bereinstimmt.

Nut die PCB-belasteten Karpfen erh6hten ihren Sauerstoff- verbrauch, wobei sich diese Reaktion in drei signifikant

140 uwsF -z Umweltchem Okotox Okotox l7 (3) 2005


unterschiedliche Phasen einteilen l~isst: Nach einer mehmigi- gen Verz/Sgerung ohne klare Ver'anderungen erfolgte ein Ef- fekt yon Zu- (Nacht) sowie Abnahme (Tag). In den letzten Expositionstagen schienen die Tiere in Form einer gestiege- hen Respiration adaptiert zu sein. Auch in den verhattensbio- logischen Experimenten wurde ein solcher 3phasiger Ver- tauf festgesteltt: Erst nachdem die Fische bereits einige Tage exponiert waren, reagierten sie mit einer reduzierten (Tag) sowie erh6hten (Nacht) AktivitSt und kehrten dann alterdings trotz fortlaufender Belastung zum Schwimmverhatten zuriick, wie es fiir unbelastete Perioden typisch war. Die Dauer der einzelnen Phasen stimmte nur teilweise iiberein. Sowohl Respiration als auch Aktivit~it wiesen eine 4t~igige Phase ohne signifikante Ver/inderung auf. Die folgende Phase der physiologischen Umstellung mit den gezeigten Effekten dauerte in den Verhaltensversuchen 12 d und bei den Respirationsver- suchen 4 d. Die adaptierte Phase umfasste die verbleibenden Expositionstage der Versuche (Effektreduktion im Schwimm- verhalten: 5 d; EffektverstS.rkung in Respiration: 5 d).

Die Wirkung yon Umwelt-Stressoren auf Fische kann auch nach Jobling (1994): eine charakteristische Abfolge yon Re ak- tionen induzieren, die analog dem ,general adaptation syn- drome' (GAS) yon Mammaliern zu werten ist: Stufe 1 (Alarm A) beinhaltet eine Initiation physiologischer Ver~inderungen und das homeostatische Kontroltsystem beginnt die St6rung zu kompensieren; Stufe 2 (Widerstand) zeichnet sich dadurch aus, dass die kompensatorischen Prozesse das physiologi- sche Gleichgewicht erfolgreich wiederhergestellt haben, jedoch die Kosten ft'lhren zu einer reduzierten Leistungsf~ihigkeit; Stufe 3 (Ersch6pfung) umfasst die Oberschreitung des biologischen Toleranzlimits in Abh~ingigkeit der Dauer und St~irke der St6rungen aufgrund der Stressor-Einwirkung, wobei die kompensatorischen Ver~inderungen Fehlanpassun- gen darstellen sowie nachteilige und sch~idliche Effekte m6g- lich sind. In Anlehnung an diese 3stufige Reaktion nach Jobling, werden die vorliegenden Effekte des Aroclor 1254 sowohl verhaltensbezogen als auch im Bezug auf die Sauer- stoffverbrauchsmessung in die Widerstandsphase (Stufe 2) eingeordnet. Bei fortschreitender Expositionsdauer ilber den 16. bzw. 21. Tag hinaus w/iren jedoch durchaus eine Uber- schreitung der Toleranzf~ihigkeit der Tiere - bis zur akuten Sch-adigung (Srufe 3) - zu erwarten.

Nach der Exposition wurde ein schlagartiger AbfaU der Respirationswerte auf das Ausgangsniveau wie vor der PCB- Belastung gemessen. Dies war trotz Ber[icksichtigung der Tr/ig- heir des gesamten Testaufbaus nicht verwunderlich, da nach der Expositionsphase ein einmaliger Wasserwechsel von 1/3 Votumen vorgenommen wurde. Diese 'Verdiinnung' der chemischen Belasrung reichte also bereits aus, die Reaktion der Fische nicht nur tangsam abklingen zu lassen, sondern diese sogar so fort zur ,unbelasteten' Respiration zurtickzukehren.

Die vorliegenden Ergebnisse der respirometrischen Messun- gen liel~en aufgrund des gesteigerten Sauerstoffverbrauches um maximal 33% den Schtuss auf einen erh6hten Energieum- satz im exponierten Organismus zu. Ob diese Reaktionen eine allgemeine Anpassung des Organismus an die toxischen Bedingungen oder dessen spezifische Reaktion darsteUt, kann

mit den vorliegenden Experimenten allein nicht beantwor- tet werden und ist Gegenstand aktuetler Versuche. Im Zu- sammenhang mit eigenen Ergebnissen (Ver6ffentlichung in Vorbereitung) gilt letzteres als wahrscheinlicher, denn bei Exposition der Karpfen mit dem Xenobiotikum Tributylzinn- chlorid (TBT) fehlte dieser Effekt eines erh6hten Sauerstoffver- brauchs. Von Yang et al. (2000) wurde festgestellt, dass sich die (mittels Sauerstoffverbrauch gemessene) Stoffwechselrate erh6hte, sich jedoch nicht signifikant unterschied, wenn die Fische entweder einer Einzelsubstanz oder einem Stoffgemisch ausgesetzt wurden. Zur Quantifizierung des metabolischen Aufwandes bei chemischer Exposition wurden auch yon Vol- tura und French (2000) Sauerstoffverbrauchsmessungen erfolgreich angewendet, die ebenfalls einen erh6hten O2-Ver- brauch in PCB-belasteten Tieren nachwiesen.

Riickschliisse auf den Gesamtenergieumsatz aus pro Zeit und Fischmasse freiwerdender Energiemenge in Form des Sauer- stoffverbrauches sind (bei Kennmis des Respirometrischen Quotienten} in der physiologischen Forschung generell akzeptiert (Jobling 1994). Die in vorliegender Studie gezeigte erh6hte Energiezufuhr aufgrund des gestiegenen Sauerstoff- verbrauches k6nnte in die Biotransformation des PCB-Ge- misches bzw. deren Initialisierung investiert worden sein. To- xische Verbindungen k6nnen metabolische Kosten verursachen und somit kann ein trade-off zwischen Entgiftungs- bzw. Exkretionsprozessen und Energieinvestition z.B. in Wachs- turn, Reproduktion oder Muskelditigkeit resultieren. Dieses Prinzip l'asst sich in den Ausfiihrungen einiger Autoren wie- derfinden (Jobling 1994, Walker et al. 1996). Von Walker et al. (1996) wird das Konzept des 'trade-off' sogar als wichti- ges Kriterium der modernen evolution~ren Okologie disku- tiert; eine verringerte Produktions[eistung zugunsten einer reduzierten Mortalit/itsrate kann dem Organismus einen erh6hten Schutz (durch Entgiftungsenzyme) erm6glichen, ist allerdings mit energetischen Kosten verbunden.

3.2 Schwimmverhalten

Als Verhaltensparameter wurde die Anzahl der Schwimm- wendungen pro Zeiteinheit gew~hlt und als Mat~ fiir die allgemeine Schwimmaktivit'at gewertet. Dies stellt zwar nur ein Aspekt des vielf~iltigen Schwimmverhaltens dar, konnte in vortiegender Studie jedoch als geeigneter Parameter zur Beschreibung yon Auswtrkungen toxischer Belastung besta- tigt werden. Sowohl die tempor~ir auftretende Sreigerung in der Dunkelphase ats auch deren Verringerung w~ihrend der Lichtperiode weisen auf eine starke Reaktion der Tiere auf Umweltver~inderungen hin, lassen aber in der Bilanz der aus- geftihrten Schwimmbewegungen keinen wesentlichen ener- giesparenden Effekt erkennen.

Tagsiiber ist stets eine gewisse Mindest-Schwimmbewegung n6tig, die fiir Prozesse wie Nahrungssuche und -aufnahme eingesetzt werden muss. Dariiber hinaus miissen die Fische unter natiirlichen Bedingungen kontinuierlich Bewegungse- nergie fiir Feindvermeidung usw. auPoringen. Das tierische Verhalten (und dessen Ver/inderung) isr stets eng verbunden mit der 6kologischen Adaptation des Organismus an seine Umwelt (Spieser 2001) und dient dessen Uberleben bei hoher

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Fitness (Tembrock 1992). Ver~indertes Verhalten wie in vorliegender Studie beschrieben k6nnte unter nat0rlichen Be- dingungen dabei ein wesenttiches Auswahlkriterium for Pre- datoren sein, so dass deshalb die beobachteten Effekte die Uberlebensrate eines Fisches erheblich ver~indern k6nnte. Be- sonders Graureiher und Kormorane haben als Fischfresser in Mitteleuropa grof~e Bedeutung in der Karpfenwirtschaft (Sch/iperclaus und Lucowicz 1998). Dariiber hinaus k6nnen Karpfen auch als potentielle Fressfeinde yon Daphnien deren Parameter wie Schwarmverhalten, Schwimmgeschwindig- keit, ausgefiihrte Wendungen und bevorzugte Aufenthalts- orte auf direktem Weg bestimmen. Denn wie aus der oft ein- seirig zusammengesetzter Nahrung im Darm des Karpfens hervorgeht, w~ihlt dieser bewusst aus, wobei ibm die Schwarm- bildung der Daphnien seine Nahrungsaufnahme sogar sehr erleichtert (Sch~iperclaus und Lucowicz 1998).

Die nachts hiiufiger ausgefiihrten Wendungen lassen den Riickschtuss auf starke Erregung und Beunruhigung der Tiere zu und diese zusiitzlich aufgewendete Energie fiir Muskel- bewegung k6nnte m6glicherweise in der Lichtphase wieder eingespart worden sein, um den Gesamtenergiehaushalt des Organismus in tolerierbaren Grenzen zu halten. So wurden Aktivit/itssteigerungen oder auch reduzierre Motilit~it als An- zeichen yon Stress und Beunruhigung auch yon einigen Au- toren beschrieben: Substanzen wie beispielsweise die Herbi- zide Atrazin und Terbutytazin oder das cyanobakterielle Toxin Microcystin-LR veranlassten Tesffische u.a. zur ver/inderten Pr~iferenz der Schwimmh6he im Wasserk6rper, ver- minderten Schwimmgeschwindigkeit, reduzierter Laichakti- vit~it, zu bevorzugtem Aufenthalt in dunklen Bereichen der Aquarien oder gar zur Verschiebung der maximalen Aktivi- t~t in die Dunkelphase (Steinberg et aL 1995, Lorenz et al. 1996, Baganz et al. 1998, Kamjunke et al. 2002).

Nach Wieser (1991) wird die Bedeutung der Schwimmkosten unter ver~inderten Umweltbedingungen yon dadurch begriin- det, dass die Aktivit/it einen der wichtigsren Faktoren im Energie-Budget darstellt; Energielimitation ist einer der ausschlaggebenden Griinde ftir hohe Mortalit~it yon jungen Fischen in natiirlichen Populationen. Denn besonders junge Fische und Fischlarven haben im Vergleich zu adulten Tieren hohe Standard-Metabolismus-Raten sowie hohe energetische Kosten fiir die Fortbewegung, wie Kaufmann und Wieser (1992) belegten. Die Tatsache allerdings, dass in vortiegender Arbeit das Aktivit~itsmuster nicht im Sauerstoffver- brauchsverlauf wiederzufinden war, l~isst sich mit dernur sehr geringen Schwimmgeschwindigkeit der Tiere begriinden. Denn bei Umrechnung der Pixel pro Sekunde (Pix s -1) in tats~ich- lich zuriickgelegte Strecke ergibt sich eine mittlere Schwimm- geschwmdigkeit der Fische von etwa 0.3 BL s < (K6rpert~in- genje Sekunde). Diese Schwimmgeschwindigkeit gilt ats sehr gering, so dass sich die relativen Ruhe- und Aktivit~itsphasen im gemessenen Sauerstoffverbrauch nicht niederschlagen konnten (Christiansen et al. 1982) bzw. vom wesentlich stiirkeren Einflussfaktor 'Nahrungsaufnahme' tibertagert wurde. Eine Schlussfolgerung dessen ist, dass nur Schwimmgeschwin- digkeits/inderungen mit einer ausreichend grol~en Spannweite eine messbare respiratorische Konsequenz haben k6nnen.

Generell konnten mit den vorliegenden Untersuchungen sowohl die geringe akute Toxizit~it (Whyte et al. 2000) als aucb ein dennoch vorhandener Effekt des PCB-Gemisches auf das Verhalten best~itigt werden. Die als Hauptbestandteil des Aroclor 1254 bekannten ortho-substituierten Kongenere (Met- calfe und Haffner 1994) getten allgemein als 'non-dioxiniike' und neurotoxisch wirkend (Safe 1994, Giesy und Kannan 2001, Seegal 1996), was mit den vorliegenden Experimen- ten in Form yon Verhaltens/inderungen best~tigt werden konnte. Bisherige neurotoxische Effekte dieser Kongenere umfassten vorwiegend Versuche mit Mammaliern oder schil- dern Beobachtungen an gesch~idigten Menschen, wobei ver- gleichsweise hohe Wirkkonzentrationen beschrieben wurden (Safe 1990, 1994, Giesy und Kannan 2002, WHO 2003}. Nun konnte mit den vorliegenden verhaltensbiologischen Experimenten ein deutlicher Hinweis auf die G/iltigkeit diese Struktur-Wirkungsbeziehung der PCB-Kongenere auch beim Karpfen gefunden werden, wobei auch hier eine relativ hohe Konzentration zum Einsatz kam. Vor allem niedrig- chlorierte PCB werden als neurotoxisch beschrieben und ge- fade diese werden jedoch in der Umwelt schneller abgebaut und weniger biokonzentriert bzw. schnelter metabolisierr (Giesy und Kannan 2002). Dieser Zusammenhang kann die hohe Effektkonzentration erkl~iren, bestSrkt auch durch die ge- steigerte Biotransformationsaktivit5t der GST. So ist die bier eingesetzte Konzentration yon 22 pg t < zwar nut aJs bedingt umweltrelevant einzuschiitzen, erm6glichte jedoch bier eine kombinierte Untersuchung unterschiedlicher Effekte.

3.3 Wachstum

Far Tiere in xenobiotisch belasteten Bereichen k6nnte es augerdem yon Vorteil sein, ihre Nahrungsaufnahme zu dros- sein, um die bei der Verdauung eingesparte Energie for phy- siologische Prozesse h6herer Ordnung (bdspielsweise Entgif- tungsprozesse) einzusetzen. Eine Appetitsverminderung bzw. reduzierte Futteraufnahme gilt als generell akzeptierte Reak- tion des Fisches auf Stress und eine ]anganhaltend fehlende Futteraufnahme kann wiederum zu einem grotgen Effekt auf das Wachstum fiihren (Rice 1990, Jobling 1994, Hard et al. 2001). In vorliegender Untersuchung wurde am 8.-11. Expositionstag eine tempor~ir auftretende reduzierte Nah- rungsaufnahme der Karpfen beobachtet, diese diente wahr- scheinlich der physiologischen Adaptation an die gegebenen toxischen Bedingungen. Nach nu_r wenigen Tagen erfolgte trotz fortdauernder Exposition die Nahrungsaufnahme wieder motiviert. Dieser nur kurzzeitige Appetitsverlust w~ihrend der PCB-Exposition ftihrte jedoch nicht zu einem ver- minderten K6rperwachstum der Tiere (Ver6ffentlichung in Vorbereitung). Dieses Resuttat wird durch Jorgensen et al. (1999) besfiitigt, welche ebenfaHs keinen Effekt der PCB- Exposition (Aroclor 1264) auf das Wachstum yon Fischen feststellten. Suedel et al. (1997) berichteten yon reduzierter Khrpert~inge der PCB-exponierten Fische im Gegensatz zu fehlendem Effekt auf das gewichrsbezogene K6rperwachs- turn. Eine substanzielle Wachstumsreduktion aufgrund yon Umweltstress jedoch hat groge Bedeutung fiir das 0berle- ben eines Tieres unter natiirlichen Bedingungen.

142 UWSF - Z Umweltchem Okotox Okotoxl7 (3} 2005

Or ig ina la rbe i ten Karp fen

3.4 Enzymaktivit~it

Dies gilt insbesondere bei xenobiotischer Belastung des Or- ganismus. Die stofflich-energetisch aufwendige Biotrans- formation eines k6rperfremden Stoffes dutch Tiere kann die drei Phasen Transformation (katalysiert durch z.B. CYT P450 Monoogygenase), Konjugadon (z.B. via Glutathion-S-Trans- ferase) und Exkretion umfassen (Egaas et al. 1993, Jobling 1994, Otto und Moon 1996, Pflugmacher et al. 2001). Das Enzymsystem der Phase i wurde bereits von zahlreichen Au- toren analysiert und es wurde best~itigte, dass Aroclor 1254 signifikant die hepatische EROD- (Ethoxyresorufin O-De- ethylase) Aktivit/it induzierte (Brumley et al. 1995, Living- stone et al. 1997, Arukwe et al. 2000, Koponen et al. 2000, Schlezinger und Stegeman 2001). Koponen et al. (2000) zeigte, dass das microsomale CYPIA Monoogygenase System (EROD) einen sensitiven Indikator exponierter Fisch-Embry- onen darstellt, der bereks bei geringer Konzentration und einer kurzer Zeit yon 3 Tagen induziert wurde. Aufgrund des aktivierten Ah-Rezeptors kann PCB eine solche Induktion hervorrufen, resultierend in einer de novo Protein Synthese. Die fotgende Phase 2 Reaktion des Enzymsystems beinhal- ter die Konjugation einer etektrophilen Subsranz oder Gruppe zum Tripeptid Glutathion (N-(N-L-Glutanyl-L-cysteinyl)- glycin), um die xenobiotische Substanz hydrophiler f/ir den Transport oder die Exkretion zu gestalten (Egaas et al. 1993, Pflugmacher et al. 2001). Die Bedeutung auch dieses Enzym- systems ftir die Biotransformation konnte aufgrund der signifikanten Aktivit/itssteigerung der Glutathion-S-Transferase sowohl in der zytosolischen (urn 110%) als auch der mikrosomalen (urn 120%) Leberfraktion der exponierten Karpfen unterstrichen werden.

Im Gegensatz zu vorliegenden Ergebnissen, beschrieb Kopo- hen et al. (2000) ein Fehlen von klaren Effekten einer PCB- Exposition auf die GST-Aktivit~it. Huuskonen et al. (1996) fand dagegen eine 75% erh6hte GST-Aktivit/it in der Leber, jedoch beeinflusste das PCB die Konjugations-Enzyme nicht mit der gleichen Effektivit~it wie die Monooxygenase-Akti- vit/it. Eine Aktivit/itssteigerung der GST (urn 20%) berichteten auch Ankley et at. (1986) nach Einwirkung von Aroclor 1254 ([ctalurus punctatus), allerdings konnten diese Auto- ren nur bei Einsatz des Substrates ENPP (1,2-epoxy-3-(p- nitrophenoxy)propan) Effekte nachweisen im Gegensatz zum Flier verwendeten CDNB-Substrat. Jedoch sind diese Diffe- renzen mit unterschiedlichen methodischen Vorgehensweisen zu erkl/iren, denn Ankley et al. (1986) verabreichten einma- lig i.p. 100 mg kg -1 b.w. und die Enzymaktivit~it wurden bereits nach 8 Tagen bestimmt im Vergleich zu vorliegender kontinuierlicher Medium-Exposition bis zum 21. Tag. An- dere Autoren (Otto und Moon 1996, Perez-Lopez et al. 2002) fanden ebenfalls h6here GST-Aktivit/iten in PCB-exponierten Fischen im Vergleich zu den unbelasteten Kontrollen. Die GST-Aktividit der Leber war dabei 3-fach h6her, w/ihrend auch in der Niere und dem weiflen Muskel ein ~ihnlicher Trend zu sehen war mit einer 1.5- und 1.2-fach erh6h- ten Aktivit/it (Otto und Moon 1996).

Diese und vorliegende Ergebnisse unterstiitzen die Hypothe- se, dass die vorbereitete (durch die mittels Monooxygenase

katalysierte Hydrolyse-Reaktion) Hydroxyl-Gruppe des PCB-Substrates mitteis GST konjugiert wurde. Dies stimmt mit den Resultaten yon Perez-Lopez et al. (2002) iiberein, welche die GST an verschiedenen Fischorganen (Leber, Nie- re, Kiemen) untersuchten. Sie beschrieben, dass in der Leber die h6chste GST-Induktion zu verzeichnen war, assoziiert mit Isoenzymen der H-Klasse. Auch ein signifikant geringe- rer GSH-Level in exponierten Fischen befiirwortet die Be- teiligung der GST in diesem Biotransformationsprozess. Wenn jedoch das Glutathion vom exponierten Organismus in der Konjugationsreaktion eingesetzt wird, kann der re- sultierende geringere GSH-Level an&re metabolische Pro- zesse beeintr/ichtigen und somit den physiologischen Status des Tieres schw~ichen (Otto und Moon 1996).

Der weitere Metabolismus des entstandenen Konjugates kann zu einem wasserl6slicheren Produktes fiihren und der Ex- kretion zugiinglich gemacht werden. Dies wird gestutzt durch die yon Brumley et al. (1995) und Huuskonen et al. (1996) beschriebene erh6hte Aktivit/it des Enzymes Uridine-diphos- phoglucoronosyl-Transferase (UDP-GT): Die h6chste Steige- rung umfasste 67% in der Leber und 241% in der Niere. Sie schtussfolgerten, dass das metabolisierte PCB hydroxyliert und mit Glucurons~iure oder Sulphat konjugiert wurde.

4 Schlussfolgerungen

In vorliegender Arbeit wurde die Hypothese gepriift, ob die Deckung des zus&tzlichen Energiebedarfes zur Kompensati- on eines chemischen Stressors via GST gegebenenfalls durch gesteigerten Grundenergieumsatz erm6glicht werden kann und die respirometrischen Messungen liegen aufgrund des deutlich gesteigerten Sauerstoffverbrauches den Schluss auf einen erh6hten Energieumsatz im exponierten Organismus zu. Die Faktoren, welche die Aufteilung yon Energie zwischen verschiedenen physiologischen Prozessen im Organis- mus steuer, sollen deshalb ferner zum besseren Verst/ind- nis vorliegender Ergebnisse studiert werden. Von Interesse dabei ist der Einfluss yon Expositionsdauer, Wasserparame- tern (Sauerstoffgehalt, gel6stes organisches betaterial), sozi- aler Komponenten (Interaktion zwischen Individuen, Hie> archie in der Gruppe) oder dcm Einsatz komplexer chemischer Stoffgemische. Es sind auch individuelle Differenzen in der Reaktion auf Chemikalien bekannt; diese wurden in vorliegender Arbeit aufgrund der Berechnung yon Aktivi- t/its- und Sauerstoffverbrauchs-Schwarmmittelwerten ver- nachl/issigt, in der Auswertung der GST-Aktivit/it zeigten sich jedoch keine signifikanten intraspezifischen Effekte.

Da in voriiegender Studie nur eine Konzentration zum Ein- satz kam, k6nnen aufgrund der Ergebnisse keine Dosis-Wir- kungs-Beziehungen aufgestellt werden. Diese haben jedoch in der Okotoxikologie besondere Relevanz bei der Beurtei- lung yon Chemikalien (Metcalfe und Haffener 1994, Giesy und Kannan 2002), so dass aufbauend auf den bisherigen Experimenten ein breiterer Konzentrationsbereich in weke- ten Versuchen zur Respirometrie angewendet werden soil. Auch der Einsatz exponierter Naturnahrung soil ferner er- folgen, um umweltrelevante Aussagen zu den Auswirkun- gen von Umweltchemikalien machen zu k6nnen.

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Mit den bisherigen Ergebnissen konnten deutliche Effekte des Aroclor 1254 auf Schwimmverhalten, Sauerstoffver- brauch und Biotransformationsaktivit~it gezeigt werden und damit Hinweise auf einen Zusammenhang zwischen den Parametern Enzymaktivit~it und Respiration beschrieben werden. Diese bilden eine gute Grundlage ftir weitere 6kotoxi- kologische Untersuchungen zu beteiligten bioenergetischen Mechanismen.

Danksagung. Die Autoren danken der Deutschen Bundesstiftung Umwelt (Nr. 6000/708), welche diese Studie f6rderte. AuBerdem gilt unser Dank Dr, K. Kohlrnann und M. Kunow (IGB Bedin) for die freund- liche 0berlassung tier Karpfen, sowie Dr. Hardewig und Dr. van Djik (IGB Berlin) for die Sauerstoffelektroden.

Literatur

Ankley GT, Blazer VS, Reinert RE, Agosin M (1986): Effects of Aroclor 1254 on cytochrome P-450-dependent mono-oxygenase, glutathione s-transferase, and UDP-glucuronosyltransferase ac- tivities in channel catfish liven Aquat Toxicol 9:91-103

Arukwe A, Cetius T, Walther B, Gogsoyr A (2000): Effects of xeno- estrogen treatment on zona radiata protein and virdtogenin expression in Atlantic salmon (Sahno salar). Aquatic ToxicoJ 49.3: 159-170

ATSDR, Agency for Toxic Substances and Desease Registry (1995): Exposure to PCB from hazardous waste among Mohawk woman and infants at Akwesasne. AtlantdGA, U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Sub- stances and Desease Registry

Baganz D, Staaks G, Steinberg C (1998): Impact of the cyanobacteria toxin microcystin-LR on behaviour of the zebrafish, Danio rerio. Water Res 32:948-952

Baker JE, Eisenreich SJ, Johnson TC (1985): Chlorinated hydrocar- bon cycling in the benthic nepheloid layer of Lake Superior. Environ Sci Technol 19:854-861

Brack W, Schirmer K, Kind 7", Schrader S, Schtiiirmann G (2002): Effect-directed fractionation and identification of cytochrome P450A-inducing halogenated aromatic hydrocharbons in a contaminated sediment. Environ Toxicol Chem 21:2654-2662

Bradford M (1976): A rapid and sensitive method for the quanti- fication of microgram quantities of protein utilizing the princi- ple of protein-dye-binding. Analytical Biochemistry 72: 248- 254

Brumley CM, Haritos VS, Ahokes JT, Holdway DA (1995): Valida- tion of biomarkers of marine pollution exposure in sand flathead using Aroclor 1254. Aquatic Toxicot 31.3:249-262

Chakraborty SC, Ross LG, Ross B (1992}: Specific dynamis action and feeding metabolism in common carp, Cyprinus carpio L. Comp Biochem Physiol 103A.4:809-815

Douglas MT, Chanter DO, Pelt IB, Burney GM (t986): A pro- posal for the reduction of animal numbers required for the acute toxicity for fish test (LCs0 Determination). Aquatic Toxicol 8: 243-249

Egaas E, Skaare JU, Svendsen NO, Sandvik M, Fails JG, Dauterman WC, Collier TK, Netland J (1993): A comparative study of effects of atrazine on xenobiotic metabolizing enzymes in fish and insect, and of the in vitro phase II atrazine metabolism in some fish, insects, mammals and one plant species. Comp Biochem Physiol 106C.1:141-149

Frame GM, Cochran JW, Bowadt SS (1996): Complete PCB congener distributions for 17 Aroclor mixtures determined by 3 HRGC systems optimized for comprehensive, quantitative, congener-specific analysis. J High Resolut Chromotogr 19.12:657-668

Giesy JP, Kannan K (2002): Dioxinlike and non-dioxintike effects of polychtorinatedbiphenyls: Implications for risk assessment. Lakes Reservoirs: Research and Management 7:139-t81

Habig W, Pabst M J, Jacoby WB (1974): Glutathione-S-transferase: The first step in mercapturic acid formation. J Biol Chem 249: 1730-1739

Hartl MGJ, Hutchinson S, Hawkins L (2001): Organotin and os- moregulation: quantifying the effects of environmental concentrations of sediment-associated TBT and TPhT on the freshwater-adapted European flounder, Platichthys flesus L. J of Experi- mental Marine Biol and Ecology 256:267-278

Hetlmann H (1986): Organischen Spurenstoffe in Gew{isserschweb- stoffen. In: Steinberg C, Bernhardt H, Ktapper H (Hrsg), Hand- buch angewandte Limnologie; 1. Erg~inzungsIieferung 5/96. ecomed Verlagsgesellschaft, 46 S

Huuskonen S, Lindstr6m-Seppii P, Koponen K, Sashwati R (1996): Effects of non-ortho-substituted polychlorinated biphenyls (congeners 77 and 126) on cytochrome p4501a and conjugation ac- tivities in rainbow trout (Oncorhynchus rnykiss). Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology 113.2:205-213

Jarman WM, Johnson GW, Bacon CE (1997): Levels and patterns of polychlorinated biphenyls in water collected from San Fransis- co Bay and estuary, 1993-95. Fresenius J Anal Chem 359.3: 254- 260

Jelaso AM (2002): Aroclor 1254 alters morphology, survival, gene expression in Xenopus laevis tadpoles. Enviroum Motecut Muta- genesis 40:24-35

Jobling M (1994}: Fish Bioenergetics. Chapman & Hall. London Jorgensen EH, Bye BE, Jobling M (1999): Influence of nutriat status

on biomarker responses to PCB in the Arctic chart (Salvelinus alpinus). Aquatic Toxicol 44.4:233-244

Kamjunke N, Schmidt K, Pflugmacher S, Mehner T (2002): Con- sumption of cyanobacteria by roach (Rutilus rutilus): Useful or harmful to the fish? Freshwater Biol 47:243-250

Kannan K, Maruya KA, Tanabe S (1997): Distribution and charac- terization of polychlorinated biphenyl congeners in soil and sedi- ments from a superfimd site contaminated with Aroclor 1268. Environ Sci Technol 31: 1483-1488

Koponen K, Lindstr6m-Seppa P, Kukkonen JVK (2000): Accumula- tion pattern and biotransformation enzyme induction in rainbow trout embryos exposed to sublethal aqueous concentrations of 3,Y,4,4'-tetrachlorobiphenyl. Chemosphere 4c3:245-253

LAWA, Liinderarbeitsgemeinschat~ Wasser (2000): Okobase Umwelt- atlas. Historische lmmisionsdaten. Umwettbundesamt

Livingstone DR, Nasci C, Sole M, Da Ros L, O'Hara SCM, Peters LD, Fossato V, Wooton AN, Goldfarb PS (1997): Apparent induction of a cytochrome P450 with immunochemical similarities to CYP1A in digestive gland of the common mussel (Mytilus galloprovincialis L.) with exposure to 2,2',3,4',5'-hexachloro- biphenyl and Aroclor 1254. Aquatic Toxicol 38.4:205-224

Lorenz R, Brtiggemann R, Steinberg CEW, Spieser OH (1996): Hu- mic material changes effects of terbutytazine on behavior of zebrafish (Brachydanio rerio). Chemosphere 33:2t45-2t58

Makepeace DK, Smith DW, Stanley SJ (1995): Urban stromwater quality: Summary of contaminant data. Crit Rev Environ Sci Techol 25.2:93-139

Metcalfe CD, Haffner GD (1995): The ecotoxicotogy of coplanar polychlorinated biphenyls. Env Rev 3:171-190

Otto, Moon (1996): Phase I and II enzymes and antioxidant responses in different tissues of brown bullheads from relatively polluted and non-polluted systems. Arch Environment Contam Toxicot 31.1: 141-147

Pang S, Cao JQ, Katz BH, Hayes CL, Su~er TR, Spink DC (1999): Inductive and inhibitory effects of non-ortho-substituted polychlorinated biphenyls on estrogen metabolism and human cytochromes P450 1A1 and IB1. Biochem Pharmacol 58:29-38

144 UWSF - Z Umwettchem ~)kotox Okotoxl7 (3) 2005


Perez Lopez M, Novoa-Valinas IVlC, Melgar-Rio[ MJ (2002): Glu- tarl~ione S-transferases cytosolic isoforms as biomarkers of polychlorinated bipbenyls (Aroclor 1254) experimental contami- nation in rainbow trout. Toxicol Lett 136.2:97-106

Pflugmacher S, Steinberg C (1997): Activity of phase I and phase II detoxication enzymes in aquatic macrophytes. Angew Bot 71: 144-1.46

Pflugmacher S, Ame ',7, Wiegand C, Steinberg C (2001): Cyano- bacrerial toxins and endoroxins - Their origin and their ecophysiological effects in aquatic organisms. Wasser Boden 53: 15-20

Rice JA (1990): Bioenergetics modelling approaches to evaluation of stress in fishes. American Fisheries Society Symposium, Bethesda Maryland 8:80-92

Safe S (t990): Polychlorinated biphenyls (PCBs), dibenzo 1,4 dioxins (PCDD), dibenzofurans (PCDFs) and related compounds: Envi- ronmental and mechanistic considerations which support the de- velopment of toxic equivalent factors (TEFs). Crit Rev Toxicol 21:51-88

Safe SH (1994): Polychlorinated Biphenyls (PCBs): Environmental impact, Biochemical and Toxic Responses, and hnptications for Risk Assessment. Crit Rev Toxicot 24.2:87-149

SchSperclaus W, yon Lukowicz M (1997): Lehrbuch der Teichwirt- schaft. 4. Auflage. Blackwell Wissenschaftverlag, Berlin Wien

Schlezinger JJ, Stegeman JJ (2001): Induction and suppression of cytochrome P450 tA by 3,3",4,4",5-pentachlorobiphenyl and its relationship to oxidative stress in the marine fish scup (Steno- tomus chrysops). Aquat ToxieoI 52.2:101-115

Schreckenbach K ( t 992): Untersuchungen zur Biotransformation des Polychlorierten Bephenyls (PCB20) bei Fischen - Zur Frage der Bedeutung yon PCB20 als Frischeinleitungsindikator bei der Su- che nach PCB-Einleiterquellen und zur Bestimmung des Ein- leitungszeitpunktes. Bericht im Auftrag des Senators fi;~r Stadt- entwicklung und Umweltschutz, Fischereiamt Berlin. [nstitut fSr ginnenfischerei e.V. Potsdam Sacrow

Seegal RF ( 1996): Epidemiotogicat and laboratory evidence of PCB- induced neurotoxicity. Crit Rev Toxicol 26:709-714

Siegel S (1985): Nichtparametrische statistische Methoden. Fach- buchhandlung fiir Psychologie. Eschborn bei Frankfurt am Main

Spieser H (2001): Quantitative behavior analysis - A new approach to the challenges of environmental toxicology, tn: Butterworth FM, GunatiIaka A, Gonsebatt ME (eds), Biomonitors and biomarkers as indicators of environmental change 2. A handbook.

Kluwer Academic/Plenum Publishers. New York, Boston, Dor- drecht, London, Moscow

Steinberg CEW, Kern J, Pitzen G, Traunspurger W, Geyer H (1992): Biomonitoring in Binnengewtissern. ecomed Verlagsgeseltschaft, Landsberg/Lech

Steinberg CEW, Lorenz R, Spieser OH {1995): Effects of atrazine on swimming behavior of zebrafish, Brachydanio rerio. Water Res 29.3:981-985

Suedel BC, Dillon TM, Benson WH (1997): Subchronic effects of five di-ortho PCB congeners on survival, growth and reproduc- tion in the fathead minnow Pimephales promelas. Env Tox Chem 16:1526-1532

Swackhamer DL, Armstrong DE (i987): Distribution and charac- terisation of PCBs in Lake Michigan water. J Great Lakes Res 13: 24--36

Tembrock G (1992): Verhaltensbioiogie. 2. Auflage. Gustav-Fischer- Verlag Jena

Voltura MB, French JB (2000): Effects of dietary polychlorinated biphenyl exposure on energetics of white-footed mouse, Peromys- cus teucopus. Environ Toxicol Chem 19.1h 2757-2761

Walker CH, Hopkin SP, Sibly RM, Peakall DB (1996): Principles of Ecotoxicology. Taylor and Francis

WHO - World Health Organization (2003): Polychlorinated Bi- phenyls: Human Health Effects. Concise International Chemical Assessment Document 55. Wissenschaftliche Verlagsgesetischaft, Stuttgart

Whyte JJ, Jung RE, Schmitr CJ, Tfltitt DE (2000): Ethoxyresorufin- O-deerhylase (EROD) activity in fish as a biomarker of chemical exposure. Crit Rev Toxicol 30.4:347-570

Wiegand C, Pflugmacher S, Giese M, Frank H, Steinberg CEW (2000): Uptake, toxicity and effects on detoxication enzymes of atrazine and trifluoroacetate in embryos of zebrafish. Ecotoxicol Environ Sate 45:122-131

Wieser W (1991): Limitations of energy acquisition and energy use in small poikilotherms: evolutionary implications. Funct Ecol 5: 234-240

Yang R, Brauner C, Thurston V, Neuman J, Randall DJ {2000): Re- lationship between toxicant transfer kinetic processes and fish oxygen consumption. Aquat Toxicot 48:95-108

Eingegangen: 5. Juni 2004 Akzeptiert: 15. Dezember 2004

OnlineFirst: 16. Dezember 2004

ESPR - Environ Sci & Pollut Res 10 (5) 284-286 (2003)

The Changes in Common Carp Blood after Short-term Zinc Exposure Malgorzata Witeska* and Barbara Kosciuk

* Corresponding author: Malgorzata Witeska, Department of Animal Physiology, University of Podtasie, Prusa 12, 08-110 Siedlce, Poland ([email protected]/)

DOh http:/Idx.doi.oroJ10.1065/espr2003,07.161

Blood zinc level, hematological parameters and blood cell morphology were evaluated in common carp immediately after 3 h exposure to 20 mg dm -3 of zinc (ZnO), and in 24, 48 and 96 hours after the end of it (Zn24, Zn48, Zn96). Blood zinc level in the non- exposed fish was 8 mg dm -3, reached a maximum of 20 mg dm 4 in Zn48, while it dropped to 9 mg dm -s in Zn96. Zinc caused a stress reaction in fish indicated by an increase in hematocrit value in ZnO, and elevated plasma glucose level and trombocytosis which persisted until the end of the experiment. Zinc-exposed fish showed

an increased frequency of abnormal erythrocytes, and a compen- satory release of immature erythrocytes to the blood stream. In zinc-treated fish, leukocyte count initially increased and subse- quently decreased significantly below the control level due to a drop in lymphocyte number. Lymphocyte viability was reduced, and abnormal lymphocytes appeared. A decreased count of juvenile neutrophiles, and reduced phagocyte activity also occurred. The results indicate possible zinc-induced disturbances in both specific and non-specific immune mechanisms.

UWSF -Z Umwettchem 0kotoxl 7 (3) 2005 145

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Wirkung subakuter PCB-Exposition (Aroclor 1254) auf Sauerstoffverbrauch, Schwimmbewegung und Biotransformation (GST-Aktivität) des Karpfens (Cyprinus carpio)