Pertusillo: cianotossine e contaminanti industriali nei pesci del lago della Val d’Agri

Pubblichiamo di seguito lo studio eseguito sui pesci prelevati nel Lago del Pertusillo dal tenente Giuseppe Di Bello (Ass. Liberiamo La Basilicata) nel corso degli anni 2016 –  2017 su delega e mandato degli Uffici del Senatore Pepe Bartolomeo, Commissione Ecomafie della diciassettesima legislatura.

Le analisi sono state realizzate presso i laboratori di Foggia (Ist. Zooprofilattico) e di Valenzano (Bari) Laboratorio Analisi chimiche Università di Bari facoltà di Veterinaria.

La presente relazione è stata realizzata dalla dirigente dell’Istituto Superiore della Sanità, Milena Bruno. Sulla fauna ittica gli IPA sono stati ricercati solo nel 2016, non si è proceduto ad analizzare la presenza negli organismi di idrocarburi ed IPA nel 2017. (idrocarburi policiclici aromatici). Tuttavia poiché lo studio ha analizzato tanto i metalli quanto le microcistine è da ritenersi di estrema importanza per lo stato complessivo di salute del lago.   

1) L’associazione di microcistine con oligoelementi e PCB nel tessuto dei pesci può rappresentare una nuova minaccia per la salute della comunità ittica nel lago;

2)  Le Microcistine  hanno dimostrato di essere un componente ricorrente tra i principali contaminanti del lago Pertusillo; sono stati rilevati nel tessuto di pesce durante la durata totale dello studio

3) È necessario un monitoraggio più esteso dei pesci per definire la presenza di questi diversi contaminanti nella fauna ittica, il loro ruolo nelle ricorrenti morti di pesci nel lago e il rischio di esposizione delle persone della regione lacustre che consumano acqua e pesci lacustri contaminati. Poiché il Lago Pertusillo fa parte di una zona SIC, il contenuto di PCB nel pesce di lago potrebbe mettere in pericolo anche gli uccelli che mangiano pesce, attraverso la biomagnificazione.

4) I risultati dell’analisi del metallo insieme alle concentrazioni di bifenili policlorurati. I metalli sono stati rilevati in tutti i campioni analizzati 

L’esito si conclude in questo modo:  La scoperta di miscele di composti in grado di bioaccumulare e interagire reciprocamente negli organismi ha indirizzato la ricerca verso il difficile obiettivo di sviluppare nuovi criteri per una valutazione del rischio il più possibile vicino alla realtà. I concetti di miscela vengono sempre più applicati nella valutazione del rischio di miscele chimiche. Attendiamo nuovi strumenti per valutare l’impatto di questi inquinanti sulla vita acquatica e sulla salute umana, la politica di gestione rimane l’esplorazione e l’implementazione di una bonifica economica e appropriata, insieme alla ricerca di prodotti e processi più benigni per l’ambiente, che dovrebbero mirare a ridurre al minimo l’introduzione di inquinanti critici nell’ambiente acquatico.

Il livello trofico del lago Pertusillo è mesotropico-eutrofico, e diversi episodi di proliferazioni algali si sono verificati nel lago negli ultimi sette anni. Sebbene le concentrazioni di metalli e PCB rilevati nei campioni di pesci analizzati non siano elevate, la presenza di questi diversi composti in associazione con le microcistine suggerisce la possibilità di future fioriture tossiche cianobatteriche in questo ambiente, sottolineando la necessità che programmi di restauro per migliorare il trofico condizioni del bacino. Inoltre, data la presenza delle attività industriali di perforazione petrolifera nell’area, sono necessari ulteriori studi per investigare la potenziale contaminazione di altri di altri composti (come l’IPA) nella fauna ittica del Pertusillo.

Sommario

L’inquinamento ambientale dei sistemi di acqua dolce con composti chimici industriali e naturali è una cosa  diffusa in tutto il mondo. Sebbene la maggior parte di questi composti sia presente a basse concentrazioni, molti di essi sollevano notevoli preoccupazioni tossicologiche, in particolare quando sono in grado di produrre effetti sinergici sugli organismi. Un’indagine preliminare su un serbatoio d’acqua del Sito di Importanza Comunitaria (SIC) (Lago di Pertusillo, Italia meridionale) creato a scopo potabile e situato in un territorio utilizzato per attività di perforazione, è stato effettuata tra giugno 2010 ad aprile 2017. Un totale di 79 campioni corrispondenti a nove specie di pesci raccolti sono stati analizzati per la presenza di microcistina (MC). Diciassette campioni sono stati analizzati anche per le cylindrospermopsine (CYL), dieci campioni sono stati analizzati per sei oligoelementi e sei policlorobifenili (PCB). I risultati hanno mostrato la presenza di importanti cianotossine (microcistine, cylindrospermopsine) e contaminanti industriali nei pesci. Sono necessari studi più estesi per valutare gli effetti di questi contaminanti nell’ecosistema del lago e nella fauna ittica, al fine di stabilire una valutazione del rischio disponibile per la popolazione umana nella regione dei laghi.(Continua nella pagina seguente)

Risultati e Discussioni

I risultati dell’analisi del metallo insieme alle concentrazioni di bifenili policlorurati sono riportati rispettivamente nelle Figure 2 e 3. I metalli sono stati rilevati in tutti i campioni analizzati. Tra gli elementi essenziali, Zn (Zinco) era predominante con valori compresi tra 1,15 e 4,32 grammi di peso umido g-1 (2,33 gg di peso umido g-1), mentre Cu (Rame) presentava concentrazioni molto più basse che andavano da 0,15 a 0,61 gg peso g-1 umido (Peso umido di 0,36 μg g-1) (p <0,001). La differenza rilevata nei livelli tra questi due metalli non è sorprendente, ma fa parte di uno schema generale attribuibile al fatto che il muscolo non è un tessuto attivo nell’accumulo di Cu (Zia e Khan, 1989). I livelli di Cr erano molto bassi e variavano da 0,02 a 0,05 μg di peso umido g-1 (0,03 μg di peso bagnato g-1) (p <0,001) in accordo con l’ipotesi che questo metallo generalmente non si accumuli nei pesci e quindi bassi livelli sono riportati anche dalle aree industriali mondiali (Moore e Ramamoorthy, 1984). Tra i metalli non essenziali sono state registrate le concentrazioni più alte per Hg (Mercurio) con valori compresi tra 0,27 e 0,53 gg peso umido g-1 (0,40 gg peso g-1 umido), seguite da Pb (Piombo) con livelli da 0,05 a 0,28 μg g-1 peso umido (0,14 gg peso g-1 umido), mentre Cd ha registrato i valori più bassi tra 0,03 e 0,05 gg di peso umido g-1 (0,04 gg di peso umido g-1) (p <0,001).

Un confronto con i dati in letteratura mostra un’ampia eterogeneità della concentrazione per tutti i metalli studiati. Tuttavia, i nostri livelli di Hg sono molto simili a quelli trovati da Stong et al. (2013) in carpe comuni nel Lago Chapala in Messico, ma molto più alte di quelle riportate da Vicarova et al. (2016) nella stessa specie da tre bacini idrici nella Repubblica Ceca. Per Cd e Pb, i livelli in questo studio sono in linea con i valori riportati da Yancheva et al. (2014) nel tessuto muscolare della carpa comune dal bacino di Topolnitsa in Bulgaria. Per i metalli essenziali, i nostri valori di Cr sono in buon accordo con i risultati trovati nei tessuti muscolari della carpa comune dai vivai incontaminati della Repubblica Ceca (Čelechovská et al., 2007) e del fiume Kabul in Pakistan (Yousafzai et al., 2017) . Al contrario, i nostri valori di Zn sono inferiori a quelli riportati da Yousafzai et al. (2017) e di Čelechovská et al. (2007) nel tessuto muscolare della carpa comune dal lago Keban Dam in Turchia e nelle peschiere nella Repubblica Ceca, rispettivamente. Per quanto riguarda le concentrazioni di Cu, i campioni analizzati in questo studio mostrano livelli dello stesso ordine di grandezza di quelli segnalati per la carpa comune dalla Repubblica Ceca (Čelechovská et al., 2007). Tuttavia, indipendentemente dal confronto che può essere invalidato da molti parametri biotici (specie, sesso, età o classe dimensionale, livello trofico, stato riproduttivo e metabolismo) o abiotici (temperatura, profondità e posizione dell’habitat), la presenza di metalli in grandi quantità nel cibo rappresenta l’aspetto più rilevante per la loro tossicità per l’uomo. In questo modo, per salvaguardare la salute pubblica, la Commissione Europea ha stabilito norme sulla concentrazione nel pesce per alcuni metalli pesanti (Commissione delle Comunità europee, 2001). In particolare, sono stati fissati i valori limite di Hg, Pb e Cd rispettivamente a 0,50, 0,30 e 0,05 μg g-1 di peso umido (Gazzetta ufficiale dell’Unione europea, 2006, 2014, 2015). In questo contesto, nessuno dei campioni di pesce analizzati presentava concentrazioni superiori ai limiti proposti dalla Direttiva Europea per Pb e Cd, mentre per i livelli di Hg leggermente superiori si registravano solo in due campioni (0,51 e 0,53 μg di peso umido g-1). Per quanto riguarda Cu, Zn e Cr, la Comunità europea non ha stabilito linee guida su livelli accettabili nelle parti commestibili del pesce per il consumo umano, ma è stata stabilita una differenza con altri valori limite di paesi terzi. Dal rapporto del Comitato per gli standard alimentari nel Regno Unito, Zn e Cu non dovrebbero superare il 50 e il 20 μg di peso umido g-1 (MAFF, 2000), rispettivamente, mentre nell’Elenco dei regolamenti su cibo e droga (Usero et al., 2003) il livello per Cr è di 5.5 μg g-1 di peso bagnato. Il confronto dei risultati osservati con questi livelli massimi consentiti ha rivelato che le concentrazioni di questi elementi erano molto inferiori ai limiti igienici per il consumo umano in tutti i campioni esaminati.

Per quanto riguarda i PCB, il sottoinsieme di sei congeneri qui testati è stato selezionato dal Consiglio internazionale per l’esplorazione del mare (ICES) come indicatore di contaminazione, poiché sono facilmente quantificabili rispetto agli altri PCB non simil-diossina e rappresentano tutti i pertinenti gradi di clorurazione. L’analisi dei dati ha mostrato che i PCB 153 e 138 erano i congeneri più frequentemente rilevati, con il 100% di rilevamento nei campioni, mentre i PCB 101 e 180 sono stati rilevati con il 50% e il 70% di frequenza, rispettivamente, e i PCB 28 e 52 erano al di sotto dei limiti di rilevamento in tutti i campioni esaminati. Le concentrazioni totali di PCB indicatori erano di 95,8-202,5 ​​ng di peso lipidico g-1, con un valore medio di 148,6 ng di peso lipidico g-1. I PCB 153 e 138 con valori medi di 62.6 ng g-1 di peso lipidico e 55.4 ng di peso lipidico g-1 erano i più alti in concentrazione, seguiti da PCB 180 che mostra una concentrazione media di 18.7 ng di peso lipidico g-1 e PCB 101 che mostra il valore medio inferiore pari a 11,9 ng g-1 di peso lipidico. La bioconcentrazione del PCB negli organismi acquatici si correla con il grado di clorazione, la stereochimica e la lipofilicità (Fox et al., 1994). Generalmente, i congeneri con un alto grado di clorurazione sono più difficili da metabolizzare ed eliminare rispetto a meno congeneri clorurati. I dati nel pesce in questione si adattano a questo quadro generale ben basso congeneri clorurati PCB 28 e 52 al di sotto del limite di rilevamento, PCB 101 contribuendo per 8,0%, mentre i bifenili esa- ed eptaclorurati 138, 153 e 180 insieme costituivano una percentuale consistente del peso totale della PCB che rappresenta il 92,0%. Un confronto con i dati della letteratura è piuttosto complicato perché, come sopra menzionato, numerosi fattori e la loro interazione possono influenzare il livello di contaminazione tissutale del pesce.

Inoltre, ci sono rilevanti differenze metodologiche da considerare come la grande varietà di congeneri che vengono analizzati (numero e tipo di congeneri), le differenze nell’espressione dei risultati (peso umido, peso lipidico o secco) e la dimensione del pesce. A questo proposito, le variazioni delle dimensioni del campione campionate hanno un grande effetto sull’entità del carico tossico accumulato. Esiste, infatti, una grande quantità di pubblicazioni che illustrano l’accumulo di PCB con età / dimensione della fauna acquatica (Stapleton e Baker, 2003, Manchester-Neesvig et al., 2001). Quindi i pesci più grandi e potenzialmente più antichi esibiscono livelli di PCB più alti rispetto agli organismi più giovani. Nonostante ciò, non è stata osservata alcuna correlazione tra la lunghezza del pesce e le concentrazioni totali di PCB (R = 0,42; P> 0,05) nel presente studio, probabilmente come conseguenza della scarsa contaminazione nel bacino del Pertusillo. Tuttavia, in termini generali, i valori di PCB del presente studio sono inferiori a quelli riscontrati nelle carpe comuni degli stagni della Boemia meridionale e occidentale (Svobodova et al., 2004) e del lago Erie orientale in Canada (Pérez-Fuentetaja et al. , 2010). Questi indicatori PCB sono stati raccomandati dall’UE come indicatori di contaminazione da PCB perché generalmente rappresentano circa la metà dei PCB totali ndl-simili presenti negli alimenti.

Di fatto, il gruppo scientifico dell’Autorità europea per la sicurezza alimentare (EFSA) sui contaminanti nella catena alimentare (gruppo CONTAM) sceglie di utilizzare la somma di questi sei PCB come indicatore appropriato per una valutazione del rischio di ndl-PCB. Il regolamento n. 1259/2011 dell’Unione europea (UE) (Gazzetta ufficiale dell’Unione europea, 2011) ha stabilito de novo i livelli massimi tollerabili per la somma dei sei indicatori PCB non simil-diossina nelle carni muscolari di pesci d’acqua dolce che , a parte alcune eccezioni, è di 125 ng g-1 di peso umido. I nostri risultati presentati su una base di peso lipidico sono, quindi, stati convertiti in base al peso umido per conformarsi allo standard legale. In base a ciò, la somma di sei concentrazioni di congener “indicatore” era inferiore al limite consentito convenzionale in tutti i campioni esaminati (1,27 ng di peso g-1 g), suggerendo che il loro consumo può essere considerato sicuro.

Concentrazione microcistina e cilindrospermosina

Sono stati analizzati campioni superficiali di acqua quindicinale da marzo ad aprile 2012 e da ottobre 2012 a marzo 2013 per la presenza di fitoplancton. In questi campioni invernali sono state rilevate solo 16 specie; la mancanza di campioni estivi, a causa delle difficoltà nell’effettuare regolari prelievi di acqua, non ha permesso una valutazione completa della composizione fitoplanctonica. In alcuni campioni estivi analizzati dall’agenzia di protezione ambientale della Basilicata (ARPAB) nel 2014, sono state individuate altre nove specie (ARPAB, 2015). La scarsa presenza di specie fitoplanctoniche rilevate in questo studio può anche essere dovuta alla necessità di campionamenti a colonne e di un monitoraggio più sistematico. Tuttavia, anche in passato il lago mostrava la presenza di un numero limitato di specie (29 specie rilevate, Ruggiu e Saraceni, 1978).

L’86% dei campioni di tessuto totale era positivo per la presenza di microcistine, a valori di concentrazione compresi tra un minimo di 0,19 ng / g e un massimo di 2,01 ng / g b.w. (figura 4-6). Micropterus salmoides, Carassius carassius e Cyprinus carpio erano le specie con la più alta capacità di concentrazione e medie. Le analisi Elisa dei tessuti muscolari hanno mostrato la presenza di CYN nel 64% dei campioni, con concentrazioni massime a 0,78 ng / g nei muscoli (figura 7). Cyprinus carpio e Perca fluviatilis erano le specie con la più alta capacità di concentrazione e medie. Le analisi del fitoplancton ARPAB nell’estate 2014 hanno dimostrato la presenza di Aphanizomenon sp., Che potrebbe tenere conto della presenza di cylindrospermopsin (Messineo et al., 2010). A maggio 2016 sono stati analizzati quindici campioni da quattro stazioni (2 carpe da MG, 2 carpe da MB, 5 cavedani e 6 persici da MC) per la presenza di MC (figura 5), ​​che mostra il più alto contenuto medio: 0,72 ng / g, in posatoi. Nell’anno successivo nove campioni (5 carpe da MC e 4 carpe da LD) hanno mostrato un contenuto medio (0,91 e 0,93 ng / g, rispettivamente, fig.6) superiore a quello delle carpe del 2016 (0,29 e 0,28 ng / g, rispettivamente ). La tossicità delle microcistine nel pesce dipende dall’equilibrio tra accumulo e metabolismo (Ito et al., 2002); le sensibilità specifiche delle specie osservate sono state interpretate come il risultato di differenze anatomiche, fisiologiche e comportamentali tra i vari ordini di pesce (Tencalla e Dietrich, 1997; Fischer e Dietrich, 2000); anche le capacità di disintossicazione attraverso la via glutatione-S-transferasi sono dipendenti dalla specie specifica (Cazenave et al., 2006).

L’accumulo di CYN nella fauna ittica è stato investigato nei gamberi (Cherax quadricarinatus), nei pesci arcobaleno (Melanotaenia eachamensis) (Saker e Eaglesham, 1999), nelle cozze di acqua dolce (Anodonta cygnea) (Saker et al., 2004) e salmonidi (Salmo trutta) (Messineo et al., 2010) e finfish (Berry et al., 2012).
La linea guida acuta tollerabile giornaliera (TDI) per MC-LR, proposta dall’OMS nel 1998 per un adulto di 60 kg b.w. (0,04 μg / kg di peso corporeo / giorno, Chorus and Bartram, 1999) è stato rivisto da USEPA nel 2006, con nuove linee guida proposte sviluppate per il rischio acuto e cronico (0,006 e 0,003 microcistina μg / kg di peso corporeo / giorno, rispettivamente, Protezione ambientale degli Stati Uniti Agenzia, 2006), ma nessuna linea guida per la cancerogenicità, a causa della insufficiente adeguatezza degli studi disponibili. Nello stesso 2006 l’Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro ha classificato la microcistina-LR come potenzialmente cancerogena per l’uomo (gruppo 2B: IARC, 2010). Studi caso-controllo nella Cina sud-occidentale hanno recentemente confermato il legame tra livelli sierici di MC e presenza di carcinoma epatocellulare nell’uomo (Zheng et al., 2017).
Per un uomo adulto di peso corporeo di 60 kg e ingerendo 300 g di bastoncino di pesce, il livello di microcistina del 14,5% dei campioni muscolari analizzati dal 2010 al 2012 era pari a 1,6 volte il valore acuto TDI raccomandato dell’EPA e il livello del 36,3% di i campioni muscolari erano pari a 3,3 volte il valore cronico raccomandato. (Continua nella pagina seguente)

Conclusioni

Gli organismi sono solitamente esposti non solo a inquinanti ambientali isolati, ma a miscele chimiche nei cui singoli componenti possono essere presenti concentrazioni inferiori ai livelli di soglia di sicurezza.
Classi contaminanti come IPA, oligoelementi, PCB e microcistine sono noti per produrre effetti sinergici sugli organismi: nel pesce i metalli pesanti possono causare effetti tossici potenziati se combinati (Espina et al., 1997), mentre associati agli IPA possono produrre malattie e tumori iperplastici (Gesamp, 1985); Studi in vitro e in vivo su estratti di cianobatteri, PCB 153 e fluorantene (Bartova et al., 2011) forniscono prove sugli effetti sinergici tra queste classi di promotori tumorali.
La sinergia non si verifica solo tra composti chimici con modalità simili di azione tossica, ma anche in caso di diverse modalità di azione (Altenburger et al., 2004).
Gli MC sono potenti promotori tumorali (Nishiwaki-Matsushima et al., 1992; Ito et al., 1997; Humpage et al., 2000), interferenti endocrini (Ford et al., 1996; Sayed et al., 1997; Rojas et al., 1990; Hernandez et al., 2000; Leiers et al., 2000) e immunotossicanti (Lankoff et al., 2004). La loro associazione con carcinogeni primari nell’ambiente acquatico è un evento problematico. Possono indurre danno al DNA ossidativo (Zegura et al., 2003), genotossicità (Bouaicha et al., 2005) e causare l’attivazione di proto-oncogeni c-jun, c-fos e c-myc (Li et al., 2009) ). Singole dosi subletali di microcistina-LR sono in grado di indurre alterazioni della morfologia renale e dei parametri nei ratti (Lowe et al., 2012). Le MC possono bioaccumularsi nel tessuto dei pesci, causando potenziali effetti mutageni nei pesci di allevamento (Vasconcelos et al., 2013).

In Italia le contaminazioni da microcistina nella fauna ittica sono state rilevate in diversi laghi (Bruno et al., 2009; Bruno et al., 2012). –
Le Microcistine  hanno dimostrato di essere un componente ricorrente tra i principali contaminanti del lago Pertusillo; sono stati rilevati nel tessuto di pesce durante la durata totale dello studio. Nessun MC che produce cianobatteri è stato trovato nelle nostre analisi di fitoplancton, ma MC sono anche prodotti da specie bentoniche, ed è necessario un monitoraggio esteso per le specie tossiche bentoniche nei sedimenti del lago, al fine di tener conto anche della maggiore presenza di queste tossine nei pesci di specie ciprinide analizzati.
La produzione di MC può essere influenzata sinergicamente e potenziata da alcune concentrazioni di oligoelementi: i livelli di Zn rilevati dal monitoraggio delle acque del lago nel 2014 tra 5 e 83 μg / l , 2015) sono noti per aumentare la crescita e la produzione intracellulare di MC in Microcystis colture aeruginosa (Polyak et al., 2013). Una recente meta-analisi ha mostrato che inquinanti organici persistenti, tra cui i PCB, sono in grado di stimolare la crescita dei cianobatteri (Harris and Smith, 2016).
La fauna ittica di Pertusillo sembra essere interessata da concentrazioni di contaminanti multipli, come ancora trovato in altri laghi contaminati dalle industrie (Yu et al., 2012; Hao et al., 2013; Jia et al., 2014).
Dieci pesci analizzati nel 2017 per oligoelementi e PCB sono risultati positivi per le microcistine. L’associazione di microcistine con oligoelementi e PCB nel tessuto dei pesci può rappresentare una nuova minaccia per la salute della comunità ittiica nel lago. È necessario un monitoraggio più esteso dei pesci per definire la presenza di questi diversi contaminanti nella fauna ittica, il loro ruolo nelle ricorrenti morti di pesci nel lago e il rischio di esposizione delle persone della regione lacustre che consumano acqua e pesci lacustri contaminati. Poiché il Lago Pertusillo fa parte di una zona SIC, il contenuto di PCB nel pesce di lago potrebbe mettere in pericolo anche gli uccelli che mangiano pesce, attraverso la biomagnificazione.

La scoperta di miscele di composti in grado di bioaccumulare e interagire reciprocamente negli organismi ha indirizzato la ricerca verso il difficile obiettivo di sviluppare nuovi criteri per una valutazione del rischio il più possibile vicino alla realtà. I concetti di miscela vengono sempre più applicati nella valutazione del rischio di miscele chimiche (Escher et al., 2002; Brian et al., 2005). Attendiamo nuovi strumenti per valutare l’impatto di questi inquinanti sulla vita acquatica e sulla salute umana, la politica di gestione rimane l’esplorazione e l’implementazione di una bonifica economica e appropriata, insieme alla ricerca di prodotti e processi più benigni per l’ambiente, che dovrebbero mirare a ridurre al minimo l’introduzione di inquinanti critici nell’ambiente acquatico.

Il livello trofico del lago Pertusillo è mesotropico-eutrofico, e diversi episodi di proliferazioni algali si sono verificati nel lago negli ultimi sette anni. Sebbene le concentrazioni di metalli e PCB rilevati nei campioni di pesci analizzati non siano elevate, la presenza di questi diversi composti in associazione con le microcistine suggerisce la possibilità di future fioriture tossiche cianobatteriche in questo ambiente, sottolineando la necessità di programmi di restauro per migliorare le condizioni del bacino. Inoltre, data la presenza delle attività industriali di perforazione petrolifera nell’area, sono necessari ulteriori studi per investigare la potenziale contaminazione di altri composti (come l’IPA) nella fauna ittica del Pertusillo.