Obsah těžkých kovů v modelových skupinách bezobratlých

Biologické účinky těžkých kovů v ekosystémech Země lze rozdělit zhruba do dvou skupin. Jednoznačně toxické jsou kadmium (Cd), olovo (Pb) a arzen (As). Do druhé skupiny řadíme tzv. biogenní prvky – železo (Fe), měď (Cu), zinek (Zn) a Mangan (Mn), ačkoliv i ty mohou mít ve zvýšených koncentracích toxické účinky. Zdroji těžkých kovů v ekosystému jsou horniny a půdy, z nichž se kovy přirozeně uvolňují geochemickými a biologickými procesy, ale druhotně také lidskou, zejména průmyslovou činností.

Ekotoxikologická, převážně laboratorní šetření obsahu těžkých kovů se soustřeďovala od 80. let především na dešťovky ve vztahu k půdním vlastnostem, zejména pak k půdní toxicitě. Sledovalo se zvláště kvantitativní stupňování obsahu těžkých kovů a jejich přístupnost dešťovkám. Ukázalo se, že jednotlivé těžké kovy se projevují různě. Např. obsah olova v dešťovkách reflektuje primárně půdní vlastnosti samy o sobě, a teprve druhotně závisí na vzdálenostech zdrojů olova. Dále existují příznaky nasvědčující tomu, že určité nízké hladiny těžkých kovů mohou být spjaty s určitou půdou (jak tomu nasvědčují reakce dešťovek v přírodě např. na obsah vápníku nebo dusíku v půdách apod.). Konečně vedly tyto pokusy ke stanovení prahových hodnot množství těžkých kovů, jež brání rozmnožování dešťovek obecně (10 mg.kg^–1 kadmia, 100 mg.kg^–1 chromu, 560 mg.kg^–1 zinku).

Dalším laboratorním modelem pro bioindikaci obsahu těžkých kovů se stal hlemýžď zahradní (Helix pomatia). Zejména rakouští badatelé se dlouhodobě zabývají hromaděním kadmia a zinku v tomto druhu i v dalších běžných hlemýždích, jako je např. plamatka lesní (Arianta arbustorum). Ukázalo se, že posledně jmenovaný hlemýžď reflektuje silné zátěže městských aglomerací kadmiem, mědí, a zejména olovem. Zároveň prokázali, že tito měkkýši regulují příjem těžkých kovů a jejich detoxikaci ve svých organizmech pomocí tzv. metalotioneinového komplexu nebo ukládáním těžkých kovů do lyzozomů.

Mnohem menší měrou se zkoumal obsah těžkých kovů v jiných bezobratlých, jako v suchozemských korýších, pavoucích, mravencích, v některých motýlech inklinujících k tzv. průmyslovému melanizmu (tj. tmavšímu zbarvení vlivem melaninů) aj. Přitom šlo většinou o sledování těchto procesů opět za umělých, tj. laboratorních podmínek. Teprve finští autoři spojili ve svých terénních ekotoxikologických studiích problematiku odumírání jehličnatých lesních porostů ve Finsku s komplexním studiem obsahu těžkých kovů v organizmech členovců sbíraných v terénu a ve zřetězení od detritofágů¹⁾ přes fytofágy ²⁾ po predátory ³⁾ , pátrali po možné kumulativní toxicitě (jak ji známe například u halogenderivátů cyklických uhlovodíků HCH). Dokázali, že v odumírajících lesních prostorech vykazují víceméně všechny modelové organizmy kontaminaci těžkými kovy, ale kumulativní toxicita zjištěna nebyla. Podobně jako řada dalších autorů také prokázali, že účinky těžkých kovů v kontaminovaných půdách jsou nižší než v laboratorních pokusech. Tak se počala prosazovat představa, že ekofyziologické informace by měly hrát principiální roli při určování mechanizmů tolerance na těžké kovy v evoluci organizmů. Ukazuje se, že tolerance modelových bezobratlých na koncentrace těžkých kovů odráží spíše fyziologické vybavení různých druhů nežli konkrétních jedinců. Musíme navíc připustit, že krátkodobé, a zejména vzhledem k délce zátěže přírody těžkými kovy také značně opožděné studium tohoto problému znemožňuje zjistit zpětně, zda na současných modelech – zejména zmíněných měkkýšů – nepracujeme již s populacemi selektivně rezistentními, respektive zda a jakou úmrtností byly vykoupeny zmíněné mechanizmy detoxikace těžkých kovů, jež u nich dnes nacházíme.

Nezávisle na těchto přístupech jsme v našich podmínkách sledovali obsah těžkých kovů v masařkách. Samci masařek se v přírodě shromažďují ve značných hustotách na vrcholcích kopců (kde se v ritualizovaných půtkách připravují ke kopulaci), takže jich tam lze nachytat množství. To umožňuje získat nejen statisticky reprezentativní spektrum různých druhů masařek, nýbrž zejména jejich vážitelná množství k chemické analýze. Dalším důvodem je, že masařky jsou cizopasníky dešťovek a hlemýžďů, takže je možné studovat množství těžkých kovů v těchto potravních zřetězeních, a zároveň je konfrontovat s laboratorními výsledky, popřípadě s existující literaturou. Ve víceletých šetřeních jsme simultánně odebírali během vegetace materiál dešťovek, hlemýžďů a masařek na lokalitách v Českém masivu (ve vrcholových bučinách u Světlé nad Sázavou, na Sýkoři a na Květnici u Tišnova – tedy vesměs v různých částech Českomoravské vysočiny), v oblasti Moravských Karpat (na Cimburku ve Chřibech, na Slovenské stráni v Moravském krasu a u Hostěnic nad Brnem), a konečně v ponticko-pannonské oblasti jižní Moravy (na Stránské skále u Brna, ve stepi u Kurdějova a na Pálavě). V mineralizovaných vzorcích pomocí atomové absorpční spektrometrie byly stanoveny obsahy těžkých kovů (kadmia, olova, mědi, zinku) a výsledky u jednotlivých bezobratlých jsou graficky souhrnně znázorněny na obr.obrázku.

Ukázalo se, že v průběhu dvou zejména důsledně sledovaných sezon (let 1991 a 1992) byly nalezeny hodnoty obsahu těžkých kovů trendově podobné, ač například léto roku 1992 bylo mimořádně suché, což ztěžovalo sběry dešťovek a hlemýžďů. Pokud jde o masařky, byly hodnoty obsahu těžkých kovů s výjimkou olova ve sledovaných lokalitách statisticky průkazné. Přitom byla zátěž masařek těžkými kovy značně stejnoměrná bez ohledu na přírodní zachovalost jednotlivých lokalit, takže jako významnější se ukázala blízkost zdrojů znečištění. Kumulativní spád těžkých kovů od hostitelů (dešťovek a hlemýžďů) směrem k jejich predátorům (masařkám) se nepotvrdil. Příčinou je patrně nejen značná vagilita (toulavost, pohyblivost místa výskytu) much, nýbrž, jak experimentálně dokázali japonští autoři, také mechanizmy složitého odbourávání obsahu toxických těžkých kovů v organizmech masařek během jejich metamorfózy. Přitom byl obsah těžkých kovů v masařkách poněkud vyšší u populací z pozdního léta než u masařek vylíhnutých zjara, což experimentální výsledky japonských autorů nepřímo podporuje, tok těžkých kovů (s jejich poměrně vysokými hodnotami) od hlemýžďů k predátorům tedy zřejmě není přímý, ač některé statistické hodnoty ho naznačují, ale různě komplikovaný.

Tyto výsledky v mnohém odpovídají poznatkům finských autorů, kteří prokázali přítomnost těžkých kovů ve všech studovaných organizmech stanovišť postižených dopadem těžkých kovů, spojeným s odumíráním lesa. Vysoký obsah některých biogenních prvků v organizmech dešťovek a měkkýšů je částečně fyziologický, protože jsou nezbytnou součástí jejich krevní lymfy.

Vzhledem k předpokladu poměrně vysokého spadu těžkých kovů na lesní porosty v Alpách spojeného s odumíráním tamních jehličnanů, zejména smrku, jsme v letech 1991–1994 prováděli šetření obsahu těžkých kovů v totožných modelech (dešťovky, hlemýždi a masařky) v Alpách v okolí Lunz am See, kde je proslulá Limnologická stanice Rakouské akademie věd. Šetření probíhala od nadmořské výšky:

1. Dolního jezera (600 m),

2. přes Hetzkogel (1 400 m) na hranici lesa,

3. Ötscher (1 890 m) pásmo nad hranicí lesa,

4. Hochkar (1 800 m) klečové pásmo,

5. Seekopf nad jezerem (900 m) ve smíšeném porostu,

7. oblast Prostředního jezera (770 m) v inverzním údolí a konečně pro srovnání okolí Retzu (280 m) v oblasti tzv. kulturní stepi.

Relativně nejvyšší hodnoty obsahu těžkých kovů (zejména kadmia, chromu, zinku a železa) byly obecně zjištěny u dešťovek. Masařky zaujímají v hromadění těžkých kovů druhé místo. Přitom se projevily významné rozdíly v obsahu těžkých kovů zejména u hlemýžďů z různých lokalit. Kumulativní toxicita ve zřetězení dešťovky (jako detriofágové), hlemýždi (jako fytofágové) a masařky (jako predátoři) se znovu nepotvrdila. Celkově se však ukázalo, že zátěž alpských stanovišť, a to bez významných rozdílů podle výškových poloh a typů porostů, je značně vyrovnaná a že hodnoty těžkých kovů v těchto horských polohách jsou i vyšší než v nížinách (např. jižní Moravy, okolí Brna, Hustopečí aj.), i když také existují dílčí rozdíly mezi alpskými lokalitami.

Zdá se, že poměrně vyšší hodnoty obsahu těžkých kovů na stanovištích v Alpách patrně souvisejí s tím, že ve slepě končících a uzavřených alpských údolích s kliamtickými inverzemi dochází k dlouhodobému městnání těžkých kovů v ovzduší, zejména v blízkosti automobilových a autobusových tras. V otevřených polohách parovin, a zejména nížin východního Rakouska a jižní Moravy, je městnání zřejmě nižší, protože tyto polohy jsou mnohem více otevřeny vzdušným proudům než hluboká alpská údolí.

Často „jednoznačné“ výsledky laboratorních pokusů s hromaděním těžkých kovů z přesně odstupňovaných dávek kovů v jednotlivých půdních typech v modelových skupinách (především dešťovek, hlemýžďů a půdního hmyzu) jsou sice zajímavé, je však velmi problematické je zevšeobecňovat, a zejména srovnávat s výsledky terénního ekotoxikologického šetření. Do zmíněných potravních řetězců vstupují totiž kovy velmi složitě, proměnlivě, a navíc vzájemně propojované jak vnějšími, tak vnitřními vztahy organizmů.

Nesporné však je, že širší oblast střední Evropy je postižena, a to zřejmě dlouhodobě, přítomností těžkých toxických kovů a že jde v podstatě o dlouhodobý dopad. Při množících se hlasech, že přítomnost nadprahových hodnot zejména kadmia, olova a rtuti v půdách může ve velkoplošném odumírání lesů tohoto prostoru hrát ještě významnější roli, než je tomu u tzv. „kyselého deště“, „přízemního ozonu“ aj., jde o aktuální problematiku. Bude se těšit pozornosti těch kruhů, jež rozhodují o ekologické politice?⁴⁾