IDROCARDURI IN MARE, IPA e BIODEGRADAZIONE

Nel 2006, la rivista Journal of Food Protection, pubblicava uno studio sui prodotti ittici provenienti dal medio e alto Adriatico. In tutti i campioni (pesci, ma anche crostacei e molluschi), la concentrazione di PCB (PoliCloroBifenili) superava quella del DDT (DicloroDifenilTricloroetano). Sono state trovati il PCB 153, il PCB 138 e per il DDT, il p,p' - diclorodifenildiloroetilene. Inoltre sono stati identificati, nel pesce affumicato (Salmo salar), idrocarburi policiclici aromatici (IPAh), sprigionati dallo stesso processo di affumicatura a freddo. Questo processo è responsabile di ulteriore inquinamento, poiché si è dimostrato che le quantità di fluorene, antracene, benzo[a]antracene e benzo[ghi]perilene, aumentano con tale tipo di trattamento, mentre le quantità delle altre sostanze rimangono inalterate, indice che queste ultime sono di esclusiva origine marina. Ma non finisce qui. Sempre nei pesci sono stati trovati ritardanti di fiamma bromurati (BFR), composti organostannici, sostanze perfluorate (PFC), muschi artificiali e ftalati, questi ultimi in minor concentrazione.

ECOTOSSICOLOGIA MARINA

Gli xenobiotici nell'ambiente marino. Idrocarburi: fonti, effetti, biodegradazione

Gli idrocarburi sono composti organici contenenti due elementi, idrogeno e carbonio. Sono suddivisi in due classi: i. alifatici (= grasso) e i. aromatici (= profumato). I primi sono ulteriormente divisi in sottoclassi: alcani, alcheni, alchini a catena aperta e composti ciclici analoghi. I secondi sono rappresentati dal benzene e da tutti quei composti che hanno proprietà chimiche simili al benzene. In realtà la definizione di aromaticità è più complessa, per cui sono definiti aromatici i composti ciclici con elettroni π delocalizzati, il cui numero deve essere conforme alla Regola di Huckel (numero di elettroni π pari a 4n + 2, con n che può valere 0, 1, 2 ecc..).
Gli idrocarburi alifatici possono essere saturi (paraffine) o insaturi. Nel primo caso è contenuto il massimo numero di atomi di idrogeno, nel secondo caso vi è un numero variabile di doppi legami tra atomi di carbonio. La formula generale delle paraffine è CnH2n+n, quindi la più semplice paraffina per n = 1 è il metano. Man mano che aumenta il numero di atomi di carbonio, la molecola diviene più complessa e forma isomeri, si tratta di molecole che hanno la stessa formula bruta ma una formula strutturale diversa. Il numero di isomeri aumenta secondo una progressione geometrica, per esempio il butano ha due isomeri, il pentano tre, l'ottano ben 17. Poiché il petrolio contiene paraffine anche con 70 atomi di carbonio, il numero di isomeri è altissimo. Se una paraffina ha cento atomi di carbonio, i possibili isomeri sono 60.533.

Sopra, i due isomeri del butano. A sx l'N-butano, a dx l'isobutano. Il numero degli atomi di carbonio e idrogeno non cambia, cambia invece la struttura.

Le cicloparaffine sono l'equivalente delle paraffine ma come si evince dalla terminologia sono molecole cicliche. Alcuni esempi di cicloparaffine:

Gli idrocarburi insaturi sono detti anche olefine e la loro formula generale è CnH2n. Essendoci i doppi legami carbonio-carbonio, le molecole risultano reattive e formano polimeri, come gomme, lacche e vernici. Il petrolio è una miscela di idrocarburi liquidi, i. solidi e gassosi, questi ultimi presenti in minor quantità. Presenti in tracce metalli come vanadio, rame, cromo. Analizziamo brevemente come il petrolio arriva in mare, quali sono gli effetti sugli organismi marini e come viene degradato.

Sversamento

Il petrolio svesato in mare a causa di incidenti o per altri motivi, forma nella prima fase una sorta di sottile pellicola (slick), il cui spessore è influenzato dalla temperatura dell'acqua, dalla composizione del greggio e dalla quantità (una tonnellata di petrolio del Kuwait si espande su 1800 metri quadri in 90 minuti). Con il termine spreading si intende il processo di diluizione del greggio sulla superficie dell’acqua, che dipende dalla viscosità del petrolio e come detto, dalla sua composizione. Questo strato (surface slick) viene trasportato dalle correnti marine prevalenti, oppure mosso dai venti, ad una velocità che corrisponde a circa il 3 – 4 % della velocità del vento. Se nella zona interessata da un incidente il vento soffia a circa 50 Km/h, la chiazza si sposterà di conseguenza a circa 2 Km/h. La seconda fase è caratterizzata dall'evaporazione della frazione più leggera e a evaporare sono quindi i composti aromatici e maggiormente tossici. Nelle 24 ore successive allo sversamento si calcola che il 50% dei composti a 13-14 atomi di carbonio sia evaporato. Tale percentuale è ovviamente dipendente dalla temperatura dell'ambiente. Quindi nel tempo la massa perde la sua consistenza originaria e diviene viscida, e come tale viene poi riversata sulle spiagge. La componente immiscibile in mare calmo forma emulsioni che si disperdono come piccole goccioline nella colonna d'acqua. Mentre con mare mosso si formano le cosidette "masse di cioccolato" che risultano intrattabili una volta giunte sulla costa. La solubilizzazione in acqua di mare è modesta, così le emulsioni possono aggregarsi a formare le Tar Balls, di diametro compreso tra un millimetro e 20 cm.

Recupero

Trattare il greggio in mare prima che esso giunga alle spiagge è la miglior cosa. L'utilizzo di solventi che favoriscono la precipitazione sul fondo del mare è sconsigliato in quando i fondali necessitano poi di molti anni per recuperare, e inoltre le possibilità di rimuoverlo sono pressoché nulle. L'utilizzo dei disperdenti a base di idrocarburi, favorisce la frammentazione del greggio in goccioline finissime (processo di emulsificazione), e questo favorisce enormemente il processo di degradazione ad opera dei batteri. Ricordiamo che il petrolio è una miscela di componenti naturali, quindi è biodegradabile. Il processo di degradazione accellera quando il rapporto superficie/volume delle goccioline è alto, quindi i disperdenti andrebbero utilizzati su perdite recenti e quindi sulla frazione leggera, mentre sulla frazione pesante (tar balls) l'utilizzo dei disperdenti è infruttuoso. L'utilizzo di barriere gallegianti (skimmer) ha lo scopo di allontanare la chiazza di greggio dalle coste, il successivo recupero avviene poi attraverso altre modalità. Esistono anche raccoglitori a film di petrolio, ma sono utili nei soli casi di piccoli sversamenti. L'incendio a volte viene utilizzato per allontanare il greggio sversato, ma così viene eliminata la sola componente leggera. Gli incendi, provocano la formazione di idrocarburi tossici denominati comunemente IPAh (Idrocarburi Policiclici Aromatici), a volte indicati anche con l'acronimo PAHs. Queste molecole appartengono alla classe degli Endocrine Disrupter, e la loro presenza nell'ambiente è da attribuire quasi esclusivamente all'attività antropica (il 95% del totale degli IPA è appunto di origine antropica). Sono suddivisi in due categorie: IPA stazionari, provenienti da attività residenziali e commerciali (per esempio l'industria metallurgica ecc..), e IPA mobili, provenienti dal traffico veicolare. La maggior parte di queste molecole tossiche giungono in mare attraverso fonti diverse. I dati di seguito riportati risalgono al 1987, tuttavia pur non essendo aggiornati rendono bene l'idea della quantità introdotte nell'ecosistema marino (fonte: Polyciclyc Hydrocarbons Hazard to Fish, Wildlife and Invertebrates. A Synoptic Review. Biological Report 85. US Fish and Wildlife Service, 1987).

Gli IPA benzenoidi sono termodinamicamente stabili, hanno una pressione di vapore compresa tra 2,8 x 10 –5 e 10,4 Pascal. La solubilità in acqua varia da 0, 2 μgr / l per l’indeno [1,2,3 ed] pirene e 1,6 μgr / l per il benzo[a]pirene, fino a 31,7 mg/l per il naftalene. Nonostante la loro solubilità sono diffusissimi nell’ambiente, ed entrano a far parte dei cicli biogeochimici. Il perilene è gia presente nei sedimenti del giuassico. Cio che rende diffuse queste molecole è il basso peso molecolare. Solo quelli a 4 o 5 anelli sono poco volatili a causa dell’alto peso molecolare. In natura gli Idrocarburi Policiclici Aromatici a basso peso molecolare sono degradati rapidamente ad opera di batteri e funghi (Pothuluri et al 1992, 1993; Sutherland et al 1995; Eriksson, Dalhammar & Borg-Karlson 2000), mentre quelli ad alto peso molecolare sono recalcitanti e persistenti, non essendo attaccabili dai microrganismi (Atlas & cerniglia 1995; Ahn, Sanseverino & Sayler 1999; Kanaly & Harayama 2000). Per esempio in benzo[a]pirene è uno degli IPAh maggiormente presente nei suoli e nei sedimenti poichè non biodegradabile. Nella figura sottostante sono riportati gli IPAh con la denominazione IUPAC:

Il 7,12 dimetilbenz[a]antracene è l'IPA maggiormente cancerogeno, seguito a ruota dal E benzo[a]pirene, dal benzo[b]fluorantene e dal benzo[j]fluorantene.

DEGRADAZIONE DEGLI IPAh

Gli IPAh possono essere degradati attraverso due vie, una abiotica ed una biotica. La prima via comprende l'accumulo, la fotossidazione e la fissazione irreversibile alla matrice che compone suolo o sedimenti. La seconda via comprende la rimozione attraverso la degradazione aerobica e anaerobica ad opera di batteri, funghi, cianobatteri e alghe eucariote. Nella tabella sottostante sono riportati i generi più noti in grado di operare la biodegradazione di alcuni degli IPAh maggiormente tossici:

La degradazione in ambiente aerobico di molecole aromatiche è conosciuta molto bene per quanto riguarda il benzene, mentre gli studi riguardanti la degradazione degli IPA veri e propri sono tutt'ora in corso anche se sono stati fatti notevoli progressi in questi ultimi anni. La degradazione anaerobica non è del tutto compresa, mentre in quella aerobica l'ossigeno è l'accettore terminale di elettroni, ed è incorporato nell'anello aromatico gia al primo step di reazione. Quindi non è chiaro come avviene la degradazione in sua assenza. Tuttavia nei sedimenti marini e lacustri, scarsamente ossigenati, tale degradazione è stata osservata. Il fattore critico sembra quindi essere il potenziale redox, quest'ultimo influenza infatti l'attività metabolica dei microrganismi. I batteri denitrificanti operano la rimozione degli IPAh in presenza di un eccesso di nitrato e in presenza di una fonte di carbonio. Nei sedimenti marini vi è abbondanza di solfati [e in caso di assenza di ossigeno, nitrati e Fe(III)] e questo rende possibile la rimozione degli IPAh, attraverso vie biochimiche ancora poco comprese. Sembra che lo stesso solfato sia l'accettore terminale di elettroni in molte vie metaboliche, così come lo è il Fe(III) grazie ai batteri ferro-riduttori. La coppia Fe(III)/Fe(II) ha una elevata elettropositività (+ 0,2 Volt a pH 7) quindi la sua riduzione può essere accoppiata all'ossidazione di molte molecole organiche donatrici di elettroni, IPAh compresi.

Ma sono soprattutto i funghi a rimuovere gli IPAh, soprattutto naftalene e benzo[a]pirene. Le specie in grado di biodegradare gli IPAh sono quasi tutte di origine tropicale e rimuovono l'inquinante in condizione di elevata temperatura. Questi funghi possono essere suddivisi in tre gruppi: 1- LiP MnP (LiP = Lignin peroxidases; MnP = Manganese peroxidases); 2 - MnP laccasi; 3 - LiP laccasi. Esiste anche un quarto gruppo, indicato come laccasi AAO (aryl alcoh oxidases). Il comun denominatore in tutti i gruppi è la presenza di perossidasi, che caratterizza i funghi lignicoli. Nei funghi non lignicoli sono invece coinvolti enzimi del gruppo del citocromo P-450, che introducono un atomo di ossigeno molecolare all'interno dell'anello benzenico, formando un arene che spontaneamente isomerizza a fenolo, che infine è modificato in un diidrodiolo. La capacità dei funghi di degradare gli xenobiotici, tra cui gli IPAh è notevole, e sono molto interessanti gli aspetti applicativi, che riguardano quella che attualmente viene definita bioremediation (o mycoremediation). Le alghe degradano gli IPAh in condizioni fotoautotrofe. Tuttavia oltre a questo non si sa molto altro, non sono noti gli enzimi coinvolti, forse nel caso dei Cianobatteri si tratta di monossigenasi, mentre nel caso delle alghe eucariote si tratta di diossigenasi.

IL METABOLISMO DEGLI IPAh NEI PESCI E NEI MOLLUSCHI

Il benzo[a]pirene è una molecola idrofobica e chimicamente inerte. Tuttavia è allo stesso tempo un potente cancerogeno. Infatti viene metabolizzato dagli enzimi di fase 1 (enzimi responsabili dell'intoduzione di siti per la coniugazione con gruppi altamente polari catalizzati dagli enzimi di fase II). Nel caso dei vertebrati acquatici gli enzimi di dase I come quelli del sistema del citocromo P 450 convertono il benzo[a]pirene in un epossido intermedio grazie ad una reazione di ossidazione. Questo intermedio è altamente elettrofilo e attacca molecole nucleofile come il DNA. Ma intervengono gli enzimi di fase II che idrolizzano l'anello epossidico convertento la molecola in un diidrodiolo, meno tossico perchè meno reattivo. Tuttavia alcuni intermedi possono essere ulteriormente trasformati andando poi ad intergerire con molecole bersaglio come il DNA formando addotti instabili (addotti = molecole formate da xenobiotici e molecole endogene bersaglio, come il DNA o le proteine). Alcuni addotti possono essere rimossi da sistemi di riparazione endogeni, altri no, determinando effetti cangerogeni e mutageni nelle specie maggiormente sensibili. La reazione che porta alla formazione di tali addotti è la seguente:

benzo[a]pirene -------> benzo[a]pirene-7,8-epossido-------> benzo[a]pirene-7,8-diidrodiolo benzo[a]pirene-7,8-diidrodiolo
--------> benzo[a]pirene-7,8-diidrodiolo-9,10-epossido

Gli epossidi evidenziati in rosso sono quelli in grado di legarsi covalentemente al DNA. Gli addotti sono considerati biomarcatori di esposizione (gia dopo una settimana dall'esposizione è possibile trovarli e quantificarli attraverso diversi metodi). I molluschi sembrano meno propensi e sensibili a formare addotti, poiché metabolizzano il benzo[a]pirene in un intermedio meno reattivo (il 6,12-chinone, oppure 1,6 o anche 3,6-chinone). La minor reattività è quindi responsabile degli effetti minori che si hanno sui molluschi. Il problema più grande è purtroppo legato agli effetti sinergici tra xenobiotici di origine differente. Infatti i pesticidi clorurati distruggono il gruppo eme degli enzimi del sistema del citocromo, annullandone l'azione. Il problema dei pesticidi sarà affrontato in uno dei prossimi articoli.

I DISPERDENTI

I disperdenti non sono altro che dei detergenti (o tensioattivi o surfactanti) che rimuovo lo strato superficiale di greggio dalla superficie per farlo precipitare nella colonna d’acqua a bassissime concentrazioni, favorendone la biodegradazione. Lo scopo è quello di ridurre l’impatto della chiazza oleosa sulle coste e in generale sull’ambiente. I disperdenti contengono mix di più molecole surfactanti, che sono chimicamente affini al petrolio (lipofilico) e all’acqua. Le molecole di un surfactante convenzionale comprendono una testa polare e una coda apolare. Disperso in acqua, il surfactante si assembla spontaneamente in una molteplicità di fasi, in equilibrio fra loro. Sfortunatamente essi sono inquinanti, anche se nel 2005 sono stati messi a punto dei disperdenti ecologici che si degradano con il calore. In genere quelli utilizzati in mare sono anionici e non anionici, e in forme diverse, li troviamo anche nei comuni detergenti per uso domestico. Per ragioni poco chiare, nel caso della Deepwater Horizon in questi giorni si stanno utilizzando surfattanti meno efficaci e più inquinanti rispetto a quelli di nuova generazione, come il Coretix.

ARTICOLI CORRELATI

• ECOTOSSICOLOGIA prima parte
• ECOTOSSICOLOGIA seconda parte
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• SPECIALE MAREA NERA IN NUOVA ZELANDA

BIBLIOGRAFIA

• Barr D P & S D Aust - Mechanisms white-rot fungi use to degrade pollutants. Environmental Science and Tecnology 1994 , 28: 78-87
• Canet R, J M Lopez-Real, and A J Beck - Overview of Polycyclic Aromatic Hydrocarbon biodegradation by white-rot fungi. Land Contamination and Reclamation 1999, 7:191-197
• Cerniglia C E - Biodegradation Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. Current Opinion in Biotechnology 1993, 4:331-338
• Muncnerovà D and J Augustin. Fungal Metabolism and Detoxification of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. A Review. Bioresource Tecnology 1994, 48:97-106