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ISSN : 1226-9999(Print)
ISSN : 2287-7851(Online)
Korean J. Environ. Biol. Vol.33 No.4 pp.468-475
DOI : https://doi.org/10.11626/KJEB.2015.33.4.468

Effects of Endocrine Disruptors, Nonylphenol in Daphnia magna

Taemin Cho, Pangyi Kim1, Saywa Kim*
Department of Life Science, Yong In University, Yongin 17092, Korea
1Department of Occupational and Environmental Health, Yong In University, Yongin 17092, Korea
Corresponding author: Saywa Kim, Tel. 031-8020-2778, Fax. 031-8020-2886, swkim@yongin.ac.kr
November 27, 2015 December 18, 2015 December 19, 2015

Abstract

Nonylphenol is one of endocrine disruptors, as structurally stable, hydrophobic compounds exhibit high condensability and long-lasting in the natural environment. The purpose of this study was to determine the toxic effects of nonylphenol on Daphnia magna. In acute toxicity test, D. magna was exposed for 48 h at concentrations of 0, 10, 18, 32, 56 and 100 μg L-1 nonylphenol. In chronic toxicity test, D. magna were exposed through water for 21 days at concentrations of 0, 1.0, 1.8, 3.2, 5.6 and 10 μg L-1 nonylphenol. Acute toxicity was assessed on the basis of immobility, while chronic toxicity was assessed on the basis of fecundity. The acute toxicity test on nonylphenol was showed that the values of 24 h and 48 h EC50 were 25.0 μg L-1 and 13.7 μg L-1, respectively. In chronic test, fecundity was reduced significantly at 5.6 μg L-1 of nonylphenol. These results indicated that nonylphenol have some hazard for acute or chronic toxicity to freshwater invertebrate organism.

endocrine disruptors , nonylphenol , Daphnia magna , acute , chronic

물벼룩 (Daphnia magna)에서 내분비계장애물질인 노닐페놀의 영향

조 태 민, 김 판 기1, 김 세 화*
용인대학교 생명과학과
1용인대학교 산업환경보건학과

초록

    서 론

    내분비계장애물질 (endocrine disruptors) 또는 EDCs (endocrine disrupting compounds)는 생명체의 정상적인 호르몬 기능에 영향을 주는 합성화학물질이나 천연화학물질을 총 칭한다 (Choi et al. 2007). 환경배출을 통하여 인간의 건강에 미칠 잠재적인 부정적 영향에 의하여 주목 받고 있으며, 호 르몬 수용체와 생체신호전달 경로를 방해하여 내분비 기능 을 교란시키는 것으로 알려져 있다 (Janicki et al. 2015). 내분 비계 (endocrine system)는 신체의 화학적 조절계로 모든 호 르몬 분비세포를 포함하며, 분비되는 호르몬은 혈류를 타고 운반되어 전신활동을 조절하는데 매우 중요하다 (Kim et al. 2004). 내분비계장애물질은 호르몬계에 영향을 주기 때문에 극미량으로도 생식기능에 이상을 가져올 수 있으며, 급성과 만성 외에 차세대에 영향이 나타날 수 있어 경각심을 일으 키고 있다 (Choi et al. 2007).

    내분비계장애물질의 하나인 노닐페놀 (Nonylphenol)은 페 놀에 탄소수가 9개인 분자사슬이 붙은 화합물로 무색 또는 황색의 옅은 색상이며 물과 혼합되지 않는 끈적한 액체로 NPEs (노닐페놀 에톡시레이트)의 원료로 이용되며 (Soares et al. 2008), 노닐페놀 에톡시레이트는 가정, 농업 및 공업 제품 에서 비이온성 계면활성제로 광범위하게 사용된다 (Korsman et al. 2015). 노닐페놀은 계면활성제로서의 뛰어난 성능과 효 율적인 비용으로 인하여 산업활동에서 주로 사용되며 (Soares et al. 2008), 산업 제품 및 폐수에 의하여 방출되는데 (Lee et al. 2015), 폐수처리시설의 부족으로 인하여 환경 중에 배출 된 노닐페놀은 지표수와 지하수, 퇴적물과 토양 및 대기와 같이 다양한 환경에서 존재한다 (Janicki et al. 2015). 노닐페 놀은 구조적으로 안정된 소수성 화합물질로 자연환경에서 쉽게 분해되지 않고 높은 지속성과 농축성을 가지고 있어 저 농도에서도 장기간 노출로 인한 피해가 예상되는 화학물질 이며 (Kim et al. 2012), OECD 시험지침에 따른 노닐페놀의 생분해성시험 결과 23~46%의 분해율을 보이는 난분해성물 질로 구분되지만, 분해율 자체가 하천이나 호수의 퇴적물에 흡착하는 성질로 인한 제거량일 가능성이 높다는 연구결과 도 있다 (Kang et al. 2001). 또한, 노닐페놀과 노닐페놀 에톡 시레이트는 에스트로겐처럼 작용하여 어류, 양서류, 포유류 등 많은 생물 종에서 내분비계의 교란을 유발하는 것으로 알 려져 있다 (Zhang et al. 2003; Hwang et al. 2008; Riva et al. 2010; Park and Lee 2011; Park and Bae 2012; Kim and Yoon 2014; Korsman et al. 2015). 2003년부터 유럽연합 (EU, European Union)에서는 노닐페놀의 사용을 제한하고 있으며, 미 국 환경보호청 (EPA, Environmental Protection Agency)에서 는 해수와 담수에서의 검출 농도 기준을 제시하며 사용을 제 한하고 있다 (Soares et al. 2008). 또 일본과 유럽 및 캐나다 등 국가들은 노닐페놀 에톡시레이트를 다른 계면활성제로 대체하고 있으며 (Soares et al. 2008), 우리나라에서도 2002 년부터 보건복지부의 공중위생관리법에 의하여 세척제의 성 분으로 노닐페놀을 사용할 수 없게 되었다 (Korea Ministry of Health & Welfare 2013). 그러나 중국, 인도 및 여러 남미 국가들은 아직도 많은 양의 노닐페놀 화합물을 생산하고 있 으며 (Soares et al. 2008), 우리나라도 공중위생관리법에 세 척제는 사람이 먹을 수 있는 과실 등의 세척제, 식기류 등 용 기의 세척제, 식품의 가공 및 조리기구의 세척제로 국한되어 있어서 세척제 성분 외에는 사용이 가능하다. 실제로 2014 년 환경부에서 발표한 화학물질 배출량 조사결과 2012년 에 약 2.1톤이 배출된 것으로 보고되었다 (Korea Ministry of Environment 2014). 또 2012년 환경부 실적보고에 의하면 노닐페놀의 취급량은 2010년에 3,800톤, 2009년에 5,500톤 으로 보고되어 (Korea Ministry of Environment 2012) 화학제 품 제조업 등에서 사용되고 있는 것이 확인되었다.

    노닐페놀은 국내 환경 내에서 지속적으로 검출되고 있는 데, 2003년 서울시 6개 취수장 원수 중의 농도가 0.122~ 2.724 μg L-1범위에 있었으며 (Ham et al. 2004), 2004년 마산 만 연안 퇴적물 시료에서 8.82~770.91 (평균 149.19) ng g-1 wet wt.의 농도를 보였고, 만의 바깥쪽보다 안쪽의 농도 분 포가 높았다 (Lee et al. 2004). 2004년 발표된 광양만 주변 노 닐페놀 화합물 분포 결과에 의하면 광양만 해수에서는 4.0~ 70.4 ng L-1 (평균 20.9 ng L-1), 해양퇴적물에서는 3.1~74.3 ng g-1 dry wt. (평균 15.8 ng g-1 dry wt.)의 농도를 보였으며, 만의 내해에서 외해로 갈수록 농도가 낮게 조사되었다 (Li et al. 2004). 2012년 수영강 표층수에서 142.0~569.0 (평균 271.0) ng L-1의 분포를 보였으며 (Kim et al. 2012), 2013년 부산연안 중 부산북항과 남항, 감천항 및 다대포항에서 선정 한 33개 정점의 퇴적물에서 21~2,170 ng g-1의 범위를 보였 다 (Kim et al. 2013). 또 2013년 남해연안 대형 조선소 및 화 력발전소 주변 조간대 퇴적물 중 조선소 주변 3개 정점에서 각각 41.28, 35.61, 27.77 ng g-1 wet wt.의 농도를 보였다 (Ju et al. 2014). 이처럼 국내 환경 중에서 노닐페놀이 잔류하고 있음이 확인되고 있으며, 환경부 화학물질의 등록 및 평가 등에 관한 법률에 따른 등록대상기존화학물질 510종 중 노 닐페놀이 포함되어 (Korea Ministry of Environment 2015), 노닐페놀이 수생생태계에 미치는 독성에 대한 명확한 규명 의 필요성이 대두되고 있다.

    노닐페놀이 수생 생물에 미치는 영향에 관하여 세계적으 로 많은 연구가 이루어 지고 있는데, 갑각류에서 발생독성 을 유발한다는 보고가 있으며 (Leblanc et al. 2000), 얼룩조 개 (Dreissena polymorpha)의 생체 내에 4-노닐페놀이 축적 된다는 연구와 (Riva et al. 2010) 노닐페놀 이성질체가 물벼 룩 체내에 농축된다는 연구도 있다 (Preuss et al. 2008). 또, 조류 (Cyclotella caspia)를 통한 독성 연구에서 96시간 EC50 값이 0.18 mg L-1로 관찰되었으며, 노닐페놀의 농도가 증 가할수록 조류 세포의 성장속도가 감소된다고 보고되었다 (Liu et al. 2013). 대서양 연어, 잉어와 같은 어류의 만성독 성에 미치는 영향을 관찰한 결과 대조군에 비교하여 어류의 생식에 영향을 미칠 수 있는 에스트로겐 교란 반응이 나타 난 것으로 보고되었고 (Schwaiger et al. 2000; Robertson and McCormick 2012), 대형담수산새우의 세포에서 면역력에 영 향을 미치는 mRNA 발현을 통하여 노닐페놀의 영향을 관찰 한 결과 대조군과 비교하여 유의한 차이를 나타냈다 (Sung and Ye 2009). 국내에서는 노닐페놀의 영향에 관하여 노래 미 (Hexagrammos agrammus)의 성숙단계 난모세포에서 에 스트로겐을 반감시키는 것으로 보고되었으며 (Hwang et al. 2008), 바지락 (Ruditapes philippinarum)의 암컷 특성을 유 발시키는 것으로 보고되었다 (Park and Lee 2011). 또한 조류 의 섭식자인 편모충이나 동물플랑크톤이 조류보다 노닐페 놀에 대한 내성이 약하여 섭식자 소멸로 인한 식물플랑크톤 대발생 인자로 노닐페놀이 작용될 수 있다는 연구결과도 보 고되었다 (Lee et al. 2007). 그러나 지금까지 노닐페놀이 생 물에 미치는 독성영향은 주로 어류, 양서류, 포유류를 대상 으로 하는 일반독성 및 생식독성 연구가 대부분이며 (Hwang et al. 2008; Park and Lee 2011; Park and Bae 2012; Kim and Yoon 2014), 생물농축연구와 수생생태 먹이사슬 연구에 기 초가 되는 조류나 동물플랑크톤을 대상으로 하는 생태독성 연구는 상대적으로 부족하게 이루어진 것으로 평가된다. 또 한 기존 연구에서 보고된 물벼룩을 이용한 독성평가 결과값 에서 차이를 보이고 있어 (Comber et al. 1993; Leblanc et al. 2000; Lee et al. 2007; Campos et al. 2012) 이에 대한 명확한 연구가 요구되고 있다고 판단된다.

    물벼룩 (Daphnia magna)은 지각목의 하나로 전 세계적으 로 생태독성 시험에 사용되는 가장 중요한 담수종 중 하나이 며 (Zhang et al. 2003), OECD Test guideline에 따른 화학물 질 수생독성시험의 시험생물로 사용되고 있다 (OECD 2004). 국내외적으로 생태독성 시험의 공시생물로 널리 사용되고 있어, 물벼룩은 노닐페놀과 같은 내분비계장애물질로 알려 진 화학물질의 영향을 평가하기에 유용한 생물이라고 할 수 있다. 따라서, 본 연구에서는 담수산 물벼룩을 대상으로 내 분비교란물질인 노닐페놀에 의한 독성 영향을 알아보고자 급성독성 및 만성독성 실험을 수행하였으며, 수생 생태계 중 1차 소비자에 미치는 명확한 위해성을 확인하고자 하였다.

    재료 및 방 법

    1.실험생물

    본 연구에서 실험생물로 사용한 담수산 물벼룩 (Daphnia magna, 새각강, 지각목, 물벼룩과)은 한국화학시험연구 원에서 분양받아, OECD 시험지침 202번 Daphnia sp., Acute Immobilisation test의 사육방법에 준하여 사육하였다 (OECD 2004). 물벼룩의 사육을 위하여 수온은 20±1℃, 광 주기는 16 : 8 (light : dark)의 비율로 유지하였고, 배양액은 Elendt M4배지 (OECD 2004)를 사용하여 배양하였으며, 먹 이는 녹조류인 Chlorella vulgaris를 1×105~106 cells mL-1 의 밀도로 공급하였다. 사육기간 동안 매일 먹이공급여부, 산란여부, 배지교체여부, 개체 사망여부를 확인하였다. 실험 에 사용된 물벼룩은 3회 이상 출산한 경험이 있는 어미개체 를 통하여 24시간 이내에 태어난 어린 개체를 선별하여 실 험에 이용하였다.

    2.시약 및 재료

    노닐페놀은 시그마알드리치사 (Nonylphenol, C15H24O, Sigma-Aldrich Co. LLC. CAS No. 84852-15-3)에서 구매하 여 사용하였다. 노닐페놀은 수용해도가 낮아, 에탄올 (ethanol, CH3CH2OH, Sigma-Aldrich Co. LLC. CAS No. 64-17-5)을 용매로 사용하여 Stock solution을 조제한 후 물벼룩 배양액 인 Elendt M4 배지로 희석하여 사용하였다.

    3.급성독성시험

    본 연구에서는 OECD 시험지침 202번에 따라 물벼룩에 대한 급성독성시험을 수행하였다. 시험용액을 불활성용기 (유리비커)에 100 mL씩 조제 후, 농도별로 4개의 반복구를 설정하고 각 반복구에 물벼룩을 5마리씩 노출하여 시험농도 당 20마리의 물벼룩을 이용하였다. 수온 및 조도의 실험환경 조건은 물벼룩 사육조건과 동일하게 설정하였으며, 시험기 간 동안 먹이의 급여는 실시하지 않았다. 노출시간은 48시 간으로 설정하였고, 노출 후 24시간 및 48시간 경과 후 개체 를 관찰하여 유영저해를 확인하였다. 유영저해는 실험용기 를 살짝 흔들고 약 15초 후에 관찰하여 일부기관 (촉각, 후복 부 등)은 움직이나 유영하지 못하는 경우를 유영저해로 판 단하였다 (OECD 2004). 시험물질의 농도는 예비시험을 통 하여 결정된 대조군 (0), 10, 18, 32, 56, 100 μg L-1 (nominal concentration)로 설정하였으며, 공비는 1.78로 정하였다. 환 경 중에서 농도가 절반으로 줄어드는데 약 48시간이 소요 되는 것으로 조사되어 (National Institute of Environmental Research 2011), 노출 24시간 경과 시 시험용액을 교환하는 반지수식으로 설정하여 4회 반복 실험하였다. 반수영향농 도 (EC50)를 구하기 위한 통계방법은 US EPA에서 제공하는 Probit 및 TSK (Trimmed Spearman-Karber Method) 통계법 을 이용하였으며 (US EPA 2002), 무영향관찰농도 (NOEC)도 산출하였다. 물벼룩의 일령 별 급성독성수준 차이와 변화를 관찰하기 위하여 생후 7일 사이의 일령 별 물벼룩 중 생후 24시간이내, 2일차, 4일차, 7일차 개체를 이용하여 급성독성 시험과 동일한 실험조건으로 실험을 실시하였다.

    4.만성독성시험

    만성독성시험은 OECD 시험지침 211번에 따라 생후 24시 간 미만의 어린 개체를 선별하여 21일간 실시하였다 (OECD 1998). 만성독성시험의 시험농도는 급성독성시험을 통하여 산출된 EC10 값인 10 μg L-1를 최고농도로 하였으며, 공비는 1.78로 정하고 대조군 (0), 1.0, 1.8, 3.2, 5.6, 10 μg L-1의 농도 (nominal concentration)로 설정하였다. 시험용액은 불활성 용기 (유리비커)에 50 mL씩 조제하고, 각 농도당 10개의 반 복구를 설정하였으며, 반복구 당 1마리의 물벼룩을 노출하 여, 농도 당 총 10마리를 사용하였다 (Kim et al. 2010). 수온 및 조도는 사육조건과 동일하게 설정하였으며, 먹이는 매일 Chlorella vulgaris를 1×105 cells mL-1 밀도로 공급하였다 (Kim et al. 2010). 시험용액은 48시간에 한번 전량 교환하였 으며 (Comber et al. 1993), 총 실험기간은 21일로 설정하였 다. 생식능력에 미치는 영향을 파악하기 위하여 어미개체가 첫 출산까지 걸린 시간, 어미개체의 평균출산 횟수를 관찰하 고, 매일 각 어미개체로부터 태어난 어린 개체를 계수하고 기록하여 총 출산된 새끼 물벼룩의 개체수와 어미개체 당 평균 출산 개체수를 조사하였다. 어린 개체는 계수 즉시 제 거하였으며, 어미개체가 사망한 경우도 기록하여 생존율도 관찰하였다. 실험종료일에는 실체현미경 (OLYMPUS SZ40) 을 이용하여 어미개체를 관찰하고 체장을 측정하여 노닐페 놀이 어미개체의 성장에 미치는 영향도 관찰하였다. 결과의 산출은 21일간의 실험기간 종료 후 번식능력에 대한 NOEC 및 LOEC는 결과가 정규분포하는 경우 실험군의 반복수에 따라 물벼룩의 생식능력과 관련하여 총 출산한 새끼 수, 어 미개체의 평균 출산횟수, 각 실험군 별 첫 출산일을 기준으 로 Dunnett`s Test 통계법을 이용하여 산출하였다.

    5.표준물질시험

    시험에 사용된 물벼룩이 유해물질에 일정한 민감도를 유 지하는지 확인하기 위하여 표준지표독성시험을 실시하였 다. 본 연구에서는 OECD 시험지침 202번에서 제시한 중크 롬산칼륨 (Potassium dichromate, K2Cr2O7, Wako Chemical Ind. Ltd.)를 표준지표물질로 사용하여 급성독성시험을 수행 였으며, OECD에 근거하여 급성독성시험과 동일한 시험방 법과 시험절차를 설정하였다. OECD에 의하면, 24시간 EC50 이 0.6 mg L-1~2.1 mg L-1범위 내에 있도록 권장한다 (OECD 2004). 3회 반복하여 실험한 결과 24시간 EC50 값이 1.33 mg L-1~1.52 mg L-1로 OECD에서 정한 기준에 만족함을 확인 하였다 (Table 1).

    결 과

    1.급성독성시험

    급성독성시험은 유영저해를 End point로 하여 24시간 및 48시간 동안 급성독성을 평가하였다. 노출 24시간 경과 후 18 μg L-1의 농도부터 유영저해가 관찰되었다. 최고농도인 100 μg L-1과 56 μg L-1의 농도에서는 모든 개체가 움직임이 없는 사망 상태을 보였다. 48시간이 경과 후 유영저해를 관 찰한 결과 최저농도인 10 μg L-1에서 20%의 유형저해가 관 찰되었고, 18 μg L-1의 농도에서는 95%의 유영저해가 관찰 되었으며, 32, 56, 100 μg L-1의 농도군에서는 모든 개체가 유영저해를 보여 유영저해율은 용량의존적 증가를 나타냈다 (Fig. 1). 24시간 경과 시 EC50 값은 25 μg L-1이었고, 48시간 경과 시 EC50 값은 13.7 μg L-1로 나타났다 (Table 2). 물벼룩 의 일령 별 독성수준을 관찰하고자 실시한 실험의 결과 일 령 증가에 따른 48시간 EC50 값은 13.7~17.0 μg L-1로 독성 수치의 변동폭은 크지 않았다 (Fig. 2).

    2.만성독성시험

    1)노닐페놀이 생존이 미치는 영향

    대조군과 같이 1.0 μg L-1부터 3.2 μg L-1까지 물벼룩의 생 존률은 100%였으며, 5.6 μg L-1에서 사망개체가 관찰되어 90%의 생존률을 보였고, 10 μg L-1에서도 사망개체가 발생 하여 90% 생존률을 보였다. 평균 수명에 있어서는 3.2 μg L-1까지 21일, 5.6 μg L-1에서 20.9일 10 μg L-1에서 20.8일 로 나타나 대조군의 21일과 유의한 차이를 보이지 않았다 (Table 3).

    2)노닐페놀이 생식능에 미치는 영향

    어미개체의 첫 출산까지 평균적으로 걸리는 시간은 대조 군에서 8.1일로 관찰되었으며, 각 농도군에서는 1.0 μg L-1에 서 8.5일, 1.8 μg L-1에서 8.9일, 3.2 μg L-1에서 10.9일로 관 찰되었고, 5.6 μg L-1에서 11.3일, 10 μg L-1에서는 16.0일이 소요되었다. 어미개체의 평균 출산횟수는 대조군에서 6.1회 로 관찰되었으나, 5.6 μg L-1에서는 2.4회, 10 μg L-1에서는 0.3회를 출산하여 대조군과 유의한 차이를 보였으며, 최저농 도인 1.0 μg L-1에서 7.3회로 대조군보다 출산횟수가 증가되 었다 (Table 4). 각 실험군별로 21일 동안 생산된 새끼 물벼룩 의 총 마리수는 대조군 647마리, 1.0 μg L-1에서 739마리, 1.8 μg L-1에서 653마리, 3.2 μg L-1에서 444마리, 5.6 μg L-1에서 105마리, 10 μg L-1에서는 3마리가 관찰되어 시험물질의 농 도가 증가할수록 감소하는 경향을 보였으며, 특히 5.6 μg L-1 이상의 농도부터는 새끼 물벼룩의 개체수가 대조군의 절반 이하의 수준으로 급격하게 감소하였다 (Fig. 3). 실험종료 시 생존한 어미개체 당 출산된 새끼의 수는 대조군에서 64.7마 리로 OECD 시험지침 211번에서 제시한 실험의 성립 요건 인 60마리 이상에 충족되었으며 (OECD 1998), 5.6 μg L-1에 서 11.7마리, 10 μg L-1에서 0.3마리로 대조군과 유의한 차이 가 관찰되었다 (Table 4).

    3)노닐페놀이 성장에 미치는 영향

    21일간의 실험 종료 후 어미개체의 평균 체장은 대조군에 서 4.1±0.5 mm로 측정되었다. 실험군에서는 1.0 μg L-1에 서 3.7±0.4 mm 1.8 μg L-1에서 4.1±0.7 mm, 3.2 μg L-1에 서 3.6±0.5 mm, 5.6 μg L-1에서 3.3±0.6 mm, 10 μg L-1에서 3.2±0.4 mm로 대조군과 비교하였을 때, 5.6 μg L-1이상의 농도부터 성장속도가 대조군에 비해 저해되는 것을 관찰하 였다 (Table 4).

    4)만성독성시험의 NOEC 및 LOEC 값

    물벼룩의 생식능력과 관련하여 21일 동안의 총 출산한 새 끼 수, 어미개체의 평균 출산횟수, 각 실험군 별 첫 출산일을 기준으로 Dunnett`s Test 통계법을 사용하여 산출한 NOEC 와 LOEC는 각각 모두 NOEC는 3.2 μg L-1이며, LOEC는 5.6 μg L-1로 나타났다 (Table 5).

    고 찰

    본 연구에서는 물벼룩을 대상으로 노닐페놀에 노출시켜 급성독성시험 및 만성독성시험을 실시하여 수생생태계에 미 치는 영향을 파악하고자 하였다. 급성독성시험의 결과 유영 저해율은 용량의존적 증가를 보였으며 (Fig. 1), 24시간 경 과 시 EC50 값은 25 μg L-1이었고, 48시간 경과 시 EC50 값은 13.7 μg L-1로 나타났다 (Table 2). 이러한 결과는 물벼룩을 이용한 노닐페놀의 독성에 관한 기존 연구에서 보고된 96시 간 EC50 값인 7.61 μg L-1와 유사한 수준인 것으로 나타났으 나 (Lee et al. 2007), 48시간 EC50 값인 0.19 mg L-1와는 차이 를 보였다 (Comber et al. 1993). 노닐페놀에 21일간 노출시 켰을 때 대조군에서 어미개체의 생존율은 100%를 보였으 며, 이는 OECD 시험법 211번의 시험 성립조건인 대조군에 서 어미개체의 사망률이 20%를 초과하지 않는다는 조건에 만족하였다 (OECD 1998). 만성독성시험의 결과 실험종료 시 점에서 고농도 실험군의 어미개체에서 사망이 관찰되었으나 대조군과 비교하였을 때 사망률에는 뚜렷한 영향을 보이지 않았다. 어미개체가 첫 출산까지 소요된 시간은 대조군에서 평균 8.1일로, 이 결과는 앞선 연구에서 보고된 대조군의 첫 출산일인 평균 8일과 유사한 경향이 관찰되었고 (Comber et al. 1993), 고농도 실험군에서는 대조군과 비교하여 2배이상 시간이 경과하였으며, 어미개체 당 출산된 평균 어린개체의 수는 최저실험농도에서 대조군에 비하여 증가하였으나, 이 후 실험농도가 증가할수록 감소하는 경향을 보였다. 또한 평 균출산횟수도 농도가 증가할수록 감소하는 경향을 보여 노 닐페놀이 물벼룩의 생식에 영향을 미친다고 판단된다. 21일 간의 NOEC값은 3.2 μg L-1으로, 기존에 보고된 21일 NOCE 값인 0.024 mg L-1와 차이를 보였으나 (Comber et al. 1993), LOEC 값인 5.6 μg L-1은 낮은 농도인 3~15 μg L-1에서 물 벼룩의 생식에 영향을 미친다는 기존 보고와 유사한 경향 을 보였다 (Campos et al. 2012). 바지락을 노닐페놀에 16주 간 노출시킨 결과 외투막, 아가미 및 발 등 기관에서 조직병 리학적 변화가 관찰되고 이성생식세포 발현이 유도 되었으 며 (Park and Lee 2011), 노래미의 성숙단계 난모세포에서 에 스트로겐 수용체 대항체 (antagonist)로 작용하는 것으로 보 고되었다 (Hwang et al. 2011). 또한 32주간 노닐페놀에 노 출된 붕어의 생식소에서 외형적 기형이 대조구에 비해 높게 관찰된 연구가 보고 되었고 (Cho et al. 2007), 조피볼락의 레 티놀결합 단백질의 발현에 미치는 노닐페놀의 영향을 연구 한 결과 에스트로겐 유사물질이 유전자 발현에 상반되는 효 과를 유도한다고 보고되었다 (Cho et al. 2006). 이들 연구결 과를 통하여 생물종에 따라 노닐페놀에 대한 민감도와 상대 적인 독성영향은 차이가 있으나, 생식능력을 저해시키는 작 용을 하는 것으로 생각된다. 만성독성실험 결과, 노닐페놀이 물벼룩의 생식능력을 저하시키는 것으로 나타났으나, 물벼 룩의 생식기작이 어떠한 영향을 받아 교란되는지 확인되지 않아 유해물질의 양을 관찰하기 보다는 생물의 생리반응을 평가하는 in vivo 실험을 수반한 향후 연구가 필요하다. 또한, 노닐페놀에 노출된 어미개체가 출산한 어린 개체의 기형유 발 및 성장저해와 차세대의 생식능력에도 영향을 미칠 가능 성을 배제할 수 없다고 생각되어 앞으로 이와 관련된 지속 적인 연구가 필요하다고 판단된다.

    적 요

    노닐페놀에 물벼룩을 노출하여 급성독성수치를 산출하 고 만성독성을 조사하여 생존, 생식능, 성장에 미치는 영향 을 관찰하였다. 그 결과, 노닐페놀에 노출된 물벼룩의 급성 독성 수치 EC50은 용량의존적인 증가를 보였으며, 물벼룩의 일령 증가에 의한 EC50의 증가 폭은 크지 않았다. 만성독성 시험에 의한 생존률은 최고농도인 10 μg L-1에서 90%로 관 찰되어 대조군과 유의한 차이를 보이지 않았으나, 대조군과 비교하여 고농도에서 총 출산한 새끼수, 출산횟수가 감소하 며, 첫 출산까지 걸리는 시간이 늘어나는 경향이 관찰되었고 NOEC와 LOEC는 각각 3.2 μg L-1, 5.6 μg L-1로 산출되었다. 또한 체장 측정 결과 대조군에 비해 노닐페놀 노출군에서 농도가 증가할수록 성장이 저해되는 양상이 관찰되었다. 이 러한 결과는 노닐페놀이 물벼룩의 생식을 저해시키는 물질 로 작용했음을 알 수 있다.

    Figure

    KJEB-33-468_F1.gif

    Acute toxicity of nonylphenol to D. magna. The data are expressed as the mean±SD.

    KJEB-33-468_F2.gif

    Age dependent variation of 48 h EC50 value (with 95% confidence interval) of nonylphenol in D. magna. The data are expressed as the mean±SD.

    KJEB-33-468_F3.gif

    Fecundity of D. magna exposed to nonylphenol for 21 days.

    Table

    Acute toxicity of potassium dichromate to D. magna

    Result of acute toxicity test with D. magna exposed to nonylphenol

    Survival rate of 21 days chronic toxicity test with D. magna exposed to nonylphenol

    Reproduction result of 21 days chronic toxicity test with D. magna exposed to nonylphenol

    *Significantly different from control (P<0.05, T-test)
    aMean±standard deviation.

    Result of 21 days chronic toxicity test with D. magna exposed to nonylphenol

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    Vol. 40 No. 4 (2022.12)

    Journal Abbreviation 'Korean J. Environ. Biol.'
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