شیوه های آبزی پروری به عنوان یک منبع از آلاینده های پایدار زیست محیطی (PEPs)

پرورش موجودات آبزی شامل ماهی؛ نرمتنان و سخت پوستان توسط افراد ؛ گروه ها یا شرکت های بزرگ به منظور افزایش تولید است. تولیدات آبزی پروری بطور کلی بعنوان غذاهای سالم و مغذی در نظر گرفته می شوند اما گاهی اوقات آنها خطر بالاتری از آلودگی توسط PEPs از تولیدات اکوسیستم های دریا یا آب شیرین نشان می دهند. غلظت آلاینده ها ممکن است به خصوصیات شیمیایی ترکیب؛ گونه های ماهی؛ وضعیت فیزیولوژیکی؛ نوع پرورش؛ محل مزرعه ، تکنولوژی پرورش؛ شیوه های مدیریت و فصل بستگی داشته باشد.

معمولاً گزارش شده است که گونه های پرورش حاوی مقادیر بالاتری از  OCs و فلزات سنگین نسبت به گونه های وحشی هستند. Carubelli و همکاران غلظت دو برابر PCB را در باس دریایی پرورشی نسبت به همتای وحشی خود با توجه به میزان چربی بالای آن یافتند. غلظت ها با بالا رفتن سن افزایش می یابد و نتایج معنی داری بین مزارع نمونه برداری مختلف وجود ندارد.

بطور مشابه Gil و Antunes  میزان PCB و DDT کل را در  عضلات باس دریایی پرورشی جمع آوری شده از دو مزرعه به ترتیب ۳۱ و ۵/۳۱ (نانو گرم بر گرم وزن خشک) تعیین کردند که نسبت به عضلات باس دریایی وحشی بالاتر بود (به ترتیب ۱۳ و ۵/۵ نانوگرم بر گرم) بالاترین میزان PBDE و PCB و آفت کش ها در نمونه های سالمون پرورشی تعیین شد.

اما Easton و همکاران بالاترین میزان HCB و اندرین را در سالمون وحشی گزارش داد. برخلاف Zennegg و همکاران بالاترین غلظت PBDE را در نمونه های ماهی سفید وحشی دریاچه های سوئیس (۴/۷-۶/۱ نانوگرم برگرم وزن تر) نسبت به قزل آلای رنگین کمان پرورشی (۳/۱-۷۴/۰ نانوگرم بر گرم وزن تر) از مزارع پرورش سوئیس مشخص کردند.Remberger و همکاران بالاترین غلظت HBCD را در سالمون وحشی (۵۱ میکروگرم بر گرم وزن تر) نسبت به سالمون پرورشی (۷/۶ میکروگرم بر گرم وزن تر) صید شده از دریای بالتیک سوئد گزارش دادند.

از لحاظ فلزات سنگین، غلظت سرب جذب شده در مارماهی وحشی نسبت به مارماهی پرورشی بالاتر بود.بالاترین غلظت جیوه کل در قزل آلای رنگین کمان وحشی (۴۵ میکروگرم بر کیلوگرم) سالمون آتلانتیک (۵۶ میکروگرم بر کیلوگرم) و در سالمون وحشی سواحل Pacifi (۵/۴۹ نانوگرم بر گرم) جذب شده بود. برخی از مطالعات نشان می دهند که خوراک تجاری عمده ترین عامل برای تجمع PEP  در گونه های پرورشی است. PCBs,PBDEs.PAHs, OCPs و فلزات سنگین در خوراک ها و پروفایل همجنس مشابه بین خوراک ها گزارش شده بود و نمونه های بدست آمده ، آنالیز شدند.

علاوه بر آلاینده های پایدار ، استفاده بیش از حد و ناخودآگاه از آنتی بیوتیک در خوراک ماهی ممکن است تاثیر منفی بر سلامت انسان و دیگر موجودات آبزی دارد.آنتی بیوتیک ها می توانند از غذای باقی مانده (مصرف نشده) شسته شود و به داخل رسوب کف منتشر شوند. آنها می توانند با جریانات شسته شوند و در مکان های دور یا در رسوبات باقی می مانند و ترکیب میکروفلور رسوب تغییر می یابد و باکتری های مقاومبه آنتی بیوتیک جدا شود.

درمان عفونت های انسان دشوار می شود اگر بوسیله انتقال مستقیم از باکتری های پاتوژن بیماریزا به انسان ها یا بطور غیر مستقیم بوسیله انتقال از ژن های مقاوم از باکتری ها به پاتوژن های انسان باشد. بسیاری از مطالعات مقاومت به یک آنتی بیوتیک یا چند آنتی بیوتیک در باکتری ها مانند سالمونلا، ویبریو، آلتروموناس، انتروکوکوس و پزودوموناس که از خوراک ماهی و محیط های آبزی جدا شده، نشان می دهند.

علاوه بر این استفاده سنگین از آنتی بیوتیک ها می توانند منجر به بالا بردن آنتی بیوتیک باقی مانده در محیط های آبی طبیعی، تولیدات آبزی پروری و ماهیان وحشی شود. چندین آنتی بیوتیک (تتراسایکلین و اسیدoxolinic) به پایداری شناخته شده اند و در رسوبات برای ماه ها باقی می مانند و روی هم انباشته می شوند.

 

 PEPs عوامل موثر بر در غذاهای دریایی
در مطالعات متعدد، PEPs ها در بسیاری از گونه های آب شیرین (باس دهان بزرگ، کپور، اردک ماهی، قزل آلا، ماهی سفید و سالمون و غیره) و گونه ها ی دریایی (سوف، تیلاپیا، صدف، خرچنگ و مارماهی و غیره) تعیین شد.بطور کلی آنها به میزان بیشتری در نمونه های صنعتی شده، مکان های نمونه برداری آلوده و نیم‌کره شمالی یافت می شوند.

همچنین سواحل، بنادر، خلیج ها (مصب ها) بطور کلی آلوده تر از آبهای باز در نظر گرفته می شوند. تغییرات کمی و کیفی در فراهم زیستی و انباشته شدن بسته به چندین عامل حیاتی (زیستگاه، آلودگی نسبی در زنجیره  غذایی، مکانیسم های سم زدایی، بلوغ جنسی) فاکتورهای فیزیولوژیکی (جنس، میزان چربی، رفتارتغذیه ، ترکیب بافت و ظرفیت متابولیکی) و عوامل غیر حیاتی (خصوصیات فیزیکی و شیمیایی، ویژگی های زیست محیطی مانند دما، pH ، شوری، غلظت  اکسیژن محلول، نور، مساحت سطح، نوع سطح) رخ میدهد.

هیچ یک از این فاکتورهای توضیح داده شده به تنهایی تفاوت ها در آلاینده ها را توضیح نمی دهد، یک همبستگی خاص بین میزان آلودگی وجود ندارد و از این رو در برخی از موارد نتایج خلاف بدست می آید. موجودات زنده می توانند مکانیزم های غیرسمی داشته و فعالیت متابولیکی بالاتر نسبت به سوخت و ساز این ترکیبات که می تواند منجر به کم شدن غلظت PEPs در بافت شود. بطور کلی موجودات زنده که بالاترین چربی کل را دارند، میزان بالاتری از PEPs تجمع می یابد.

هنگامیکه PEPs ها مصرف می شوند، آنها در بافت های مختلف موجودات زنده بسته به میزان چربی پراکنده می شوند. کبد و گنادها بیشترین آلودگی را دارند، در حالیکه ماهیچه معمولاً کمترین آلودگی را دارد. در هرحال عضله معمولاً آنالیز می شود. زیرا بخش مصرف ماهیان دریایی توسط انسان است.موقعیت در زنجیره غذایی و رفتار تغذیه از فاکتورهای مهم دیگر اثرگذار بر غلظت PEPs در غذاهای دریایی است. گونه ها در سطح تغذیه بالاتر، میزان بالاتری PEPs دارند.

گزارش شده است گونه های کف زی غلظت بالاتری PEPs نسبت به گونه های پلاژیک با توجه به ارتباط نزدیک خود با ذرات رسوب نشان می دهند. بزرگنمایی زیستی بصورت پلکانی (مرحله ای) در زنجیره غذایی از گونه های بنتیک به ماهی ها و از ماهی ها به پستانداران دریایی رخ می دهد.

معمولاً یک ارتباط مستقیم بین آلاینده در بافت و سن وجود دارد، بنابراین افزایش طول/وزن بدن گزارش شده است. با این حال اثر موازنه جزئی ناشی از افزایش وزن بدن و یا کاهش فعالیت متابولیکی با افزایش سن وجود دارد. یک رابطه مستقیم بین جنس و سطح آلاینده ها وجود ندارد. بنابراین نتایج بدست آمده داخل گونه ها متفاوت هستند. غلظت های پایین تری از PEPs می تواند در ماده ها در طول تخم ریزی، ناشی از دفع برخی از این ترکیبات ؛ مشاهده کرد.

علاوه بر این عوامل؛ نتایج در میان موجودات زنده یا زیستگاهها مقایسه می شود و بیشتر پیچیدگی نتایج ناشی از تنوع همجنس هایی است که آنالیز شده است، واژه های مختلف مانند (ww,dw,lw) ؛ بخش های مختلف نمونه ها که برای آنالیز استفاده می شوند (عضله، کبد و گنادها و غیره) و مشخص کردن یک ارگانیزم مشخص یا زیستگاه که به شدت آلوده شده ، سخت است مگر آنکه از حدودمطمئن تجاوز کند.

ارزیابی خطرات و مقررات
PEPs ها اثرات مضر برای سلامتی دارند.OCs ها (آفت کش ارگانوکلره) بعنوان عوامل سرکوب کننده سیستم ایمنی ،مختل کننده غدد درون ریز عمل می کند. آنها بر عملکرد های ادراکی، نمو عصبی اثر می گذارند و باعث کاهش  حرکات عصبی و اختلالات عصبی می شود. در معرض قرار گرفتن آنها نشان داده شده است که با افزایش خطر ابتلا به دیابت، سرطان و بیماری های قلبی و عروقی همراه است.

از سوی دیگر ؛ فلزات سنگین در ایمنی، عصبی، رشدونمو، تولید مثل ، ژنوتوکسیک، سرطان زایی و اثرات سیستیک دخالت دارند. مصرف کنندگان و سازمانهای مواد غذایی به خصوص در مورد سلامت بالقوه و اثرات غذاهای دریایی آلوده نگران هستند. به منظور بررسی آلاینده های جذب شده غذاهای دریایی بر سلامت انسان بطور متوسط در معرض قرار گرفتن روزانه محاسبه شده است اما نتایج با توجه به عادات غذایی جمعیت، جنسیت، سن متفاوت است.

به منظور برآورد میزان آلاینده های حتمی که می تواند بیش از یک طول عمر بدون ارزیابی خطر سلامتی مصرف شود، چندین آژانس بین المللی مصرف موقت قابل قبول هفتگی (PTWIs ) یا مصرف روزانه قابل قبول (TDI) را تعیین کردند. JECFA ؛ PTWIs را برای سرب، کادمیوم و جیوه به ترتیب ۷ ، ۲۵ و ۶/۱ گرم بر کیلوگرم وزن بدن (BW ) مقرر کردند. حدود مصرف روزانه قابل قبول برای DLCs ها؛ ۱ تا ۴ pgTEQ /Kg bw /day توسط WHO ؛۲ pgTEQ /Kg bw /day توسط COT و ECSCF ؛ ۱pgTEQ /Kg bw /day توسط ATSDR و ۳/۲ pgTEQ /Kg bw /day توسط JECFA  تعیین شد.

حداکثر سطح نیز برای حفظ در معرض قرار گرفتن انسان به آلودگی در محدوده امن اجرا شده است. در گوشت عضله ماهی و محصولات شیلاتی، حداکثر میزان مجاز برای ۴ g /pgTEQ-WHO (WW) برای PCDD/Fs و ۸ g / pgTEQ-WHO( WW ) برای مجموع PCDD/Fs و DL-PCBs به استثنای مارماهی تعیین شده بود. در شرایط  فلزات سنگین محدودیت دامنه از ۰۵/۰ تا ۱ ، از ۳/۰ تا ۵/۱ و از ۵/۰ تا ۱ میلی گرم بر کیلوگرم وزن تر به ترتیب برای کادمیوم، سرب و جیوه بسته به نوع ارگانیزم است. خط بر پایه آستانه برای برای دیگر  OCs ها همانند PBDE (اترهای دی فنیل پلی برومین ها) و PCBs (بی فنیل های پلی کلرینه ها) هیچ نظارتی توسط آژانس بهداشت عمومی مقرر نشده است. ES نیز مقررات آلاینده های خوراک و نابودی زیست محیطی جهت کاهش انتشار دی اکسین بعهده دارد.

 

PEPs سیاست هایی جهت کاهش قرار گرفتن در معرض   
عنوان PEPs از سوزاندن ضایعات و فرآیندهای احتراق بدست آمده و روش ها و فن آوری های مربوط به رفتار با ضایعات  توسعه یافته است. همچنین لازم است اقداماتی جهت کنترل تخلیه فاضلاب های صنعتی و جهت جلوگیری از پراکندگی این آلاینده های سمی پایدار در محیط زیست انجام شود.

حذف پوست و برخی فرآیندهای پخت، میزان سطح آلاینده را در ماهی کاهش می دهد با این حال میزان کاهش آلاینده در میان گونه ها، آلودگی ها و شرایط پخت بسیار متفاوت است و در برخی موارد، غلظت های بالاتر در سالمون های پوست گرفته نسبت به همتاهای با پوست خود گزارش شده است.

از نظر شیوه های آبزی پروری، کنترل ترکیب غذا می تواند خطرات برای سلامتی انسان را کاهش یا از بین ببرد. نظارت فعال بر فلزات سنگین در غذادهی تمام ماهی ها باید بطور مداوم به منظور اطمینان از ایمنی عمومی انجام شود. غذاهای دریایی به خصوص ماهی بخش مهمی از یک رژیم غذایی مغذی بعنوان منبعی از پروتئین ها، مواد معدنی، ویتامین ها و اسیدهای چرب ضروری اشباع نشده که برای سلامت انسان مهم و اساسی هستند، می باشند.

از طرف دیگر آنها زیست تجمعی از آلاینده های زیست محیطی هستند. بنابراین خط مصرف غذاهای دریایی آلوده را باید با در نظر گرفتن مزایای بهداشت سنجیده و در معرض قرار گرفتن انسان به این‌ آلاینده ها کاهش یابد که سیاست های آلودگی محیطی ، ابزار نظارت (PUFA) و مقررات مورد نیاز هستند.

منابع:
-1Hoogenboom, L.A.P. (2004). Dioxins and polychlorinated biphenyls (PCBs). In: Pesticide, Veterinary and Other Residues in Food. Watson, D.H. (ed.), CRC Press, Boca Raton FL, pp. 519–53.
2. JECFA (Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives) (2001). Summary and Conclusions, 57th Meeting, Rome, Italy. Published on-line at: http://www.who.int/ipcs/food/jecfa/summaries/en/summary57.pdf, last accessed 15 May 2009.

3. EPA (2003). Exposure and Human Health Reassessment of 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-Dioxin(TCDD) and Related Compounds. Published on-line at: http://www.epa.gov/ncea/pdfs/dioxin/part3/chapter1–6.pdf, last accessed 15 March 2009.

4. Kiviranta, H., Vartiainen, T., Parmanne, R., Hallikainen, A. & Koistinen, J. (2003). PCDD/Fs and PCBs in Baltic herring during the 1990s. Chemosphere, 50, 1201–1216.

5. Schro¨ter-Kermani, C., Herrmann, T., Pa¨pke, O. & Stachel, B. (2004). PCDDs, PCDFs, and dioxinlike
PCBs in breams (Abramis brama) from German rivers: results from the German Environmental
Specimen Bank. Organohalogen Compounds, 66, 1779–1782.

6. Naso, B., Perrone, D., Ferrante, M.C., Bilancione, M. & Lucisano, A. (2005). Persistent organic pollutants in edible marine species from the Gulf of Naples, Southern Italy. Science of the Total Environment,343, 83–95.

7. Bodin, N., Abarnou, A., Fraisse, D. et al. (2007). PCB, PCDD/F and PBDE levels and profile in
crustaceans from the coastal waters of Brittany and Normandy (France). Marine Pollution Bulletin, 54,657–668.
8. Voorspoels, S., Covaci, A., Maervoet, J., De Meester, I. & Schepens, P. (2004). Levels and profile of PCBs and OCPs in marine benthic species from the Belgian North Sea and the Western Scheldt Estuary. Marine Pollution Bulletin, 49, 393–404.

9. Perugini, M., Cavaliere, M., Giammarino, A., Mazzone P., Olivieri, V. & Amorena, M. (2004). Levels of polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in some edible marine organisms from the Central Adriatic Sea. Chemosphere, 57, 391–400.

10. de Wit, C.A. (2002). An overview of brominated flam retardants in the environment. Chemosphere, 46,
583–624
-11 Vives, I., Grimalt, J.O., Lacorte, S., Guillamon, M., Barcelo´, D. & Rosseland, B.O. (2004). Polybromodiphenyl ether flam retardants in fis from lakes in European high mountains and Greenland.Environmental Science and Technology, 38, 2338–2344.

12. Roosens, L., Dirtu, A.C., Goemans, G. et al. (2008). Brominated flam retardants and polychlorinated biphenyls in fis from the River Scheldt, Belgium. Environment International, 34, 976–983.

13. Eljarrat, E., de la Cal, A., Raldua, D., Duran, C. & Barcelo, D. (2004). Occurrence and bioavailability of polybrominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecane in sediment and fis from the Cinca river, a tributary of the Ebro river (Spain). Environmental Science and Technology, 38, 2603–2608.

14. Remberger, M., Sternbeck, J., Palm, A., Kaj, L., Stro¨mberg, K. & Lunde´n, E.B. (2004). The environmental occurrence of hexabromocyclododecane in Sweden. Chemosphere, 54, 9–21.

15. Domingo, J.L., Falco´, G., Llobet, J.M., Casas, C., Teixid, A. & Mller, L. (2003). Polychlorinated naphthalenes in foods: estimated dietary intake by the population of Catalonia, Spain. Environmental Science and Technology, 37, 2332–2335.

16. Parmanne, R., Hallikainen, A., Isosaari, P. et al. (2006). The dependence of organohalogen compound concentrations on herring age and size in the Bothnian Sea, Northern Baltic. Marine Pollution Bulletin,
52, 149–161.