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ISSN : 1226-9999(Print)
ISSN : 2287-7851(Online)
Environmental Biology Research Vol.30 No.4 pp.287-306
DOI : https://doi.org/10.11626/KJEB.2012.30.4.287

중금속이 양서류 배아, 유생 및 성체에 미치는 영향에 관한 소고

박찬진, 안효민, 계명찬*
한양대학교 자연과학대학 생명과학과

Effects of Heavy Metals on Amphibian Embryos, Tadpoles, and Adults

Myung Chan Gye*, Chan Jin Park, Hyo Min Ahn
Department of Life Science, College of Natural Sciences, Hanyang University
Received: 15 November 2012, Revised: 31 November 2012, Revision accepted: 3 December 2012

Abstract

Amphibian population declines globally. Environmental contamination by heavymetals has been suspected to the one of the reason for distinction of amphibian which has obligateaquatic life style during larval period. Amphibians have been widely accepted as animal modelfor the study of endocrine disruption in aquatic ecosystem at molecular as well as individuallevels. There are increasing need for toxicological data in amphibians at multiple endpoints formanagement of contamination and development of safety guidelines. Here, we reviewed toxicologicalinformation about toxicity of heavy metals (arsenic, cadmium, chromium, copper, lead, mercury,nickel, zinc) on various end-point of amphibian.

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서 론

최근, 전 세계적으로 양서류 군집의 감소가 큰 문제가 되고 있다(Williams 2007). 이러한 양서류의 위기의 원인들로서 자연변동 (natural fluctuations), 기생충 (parasites), 서식지 단절화 (habitat fragmentation), 기후변화 (climatic changes), 산성비 (acid rain), 자외선 (UV), 화학물질에 의한 오염 (chemical pollution), 중금속 오염 (trace metals)등이 지목받고 있다 (Lefcort et al. 1998; Mendelson et al.2004). 특히, 중금속의 경우 낮은 농도에서 생물체에 매우 해롭다는 사실이 잘 밝혀져 있다 (De Forest et al. 2007). OECD에 따르면 중금속은 일반적으로 산업공정에 사용되는 잠재적 독성금속을 의미하며, 비소 (arsenic; As), 카드뮴 (cadmium; Cd), 크롬 (chromium; Cr), 구리 (copper; Cu), 납(lead; Pb), 수은(mercury; Hg), 니켈(nickel; Ni), 아연(zinc; Zn) 등이 이에 포함된다(United Nations 1997). 

국내에서 생산 및 가공되는 중금속은 카드뮴, 구리, 납, 아연 등이며, 특히 카드뮴의 생산량은 2004년 이후 전 세계에서 중국에 이어 2위를 차지하고 있다. 또한, 국내 구리의 재제 및 정제량은 세계적으로 10위 안에 포함되며, 그 양이 꾸준히 증가하고 있다. 국내 납과 아연 채굴량은 매우 적은 편이지만 연간 납 정제량은 321,000톤에 이른다 (British Geological Survey 2010, 2012). 우리나라 금속광산은 전국에 1,000개 이상이 분포하지만, 1980년대 이후 대부분이 폐광된 상태이다 (Jung et al. 2004). 그러나 최근에 다수의 폐광산 침출수로 인한 광산하류수계 및 토양오염 가능성이 보고되었다(Choi et al. 2004). 이러한 국내 중금속 생산 및 가공에 따라 환경 내 중금속 오염은 오래전부터 중요한 환경 문제로 대두되어 왔다. 

국내 폐광산 인근의 중금속 오염에 관한 보고로서 충주호 상류에 위치한 상곡광산 인근 수계 토양에서 중금속 농도는 최대 카드뮴 11 mg L-1 , 구리 292 mg L-1, 납 1,827 mg L-1, 아연 2,644 mg L-1, 비소 3,400 mg L-1로 측정되었다 (이와 이 1998). 또한, 고성군에 존재하는 삼산 제일∙삼봉 동광산 일대에서 중금속 오염정도를 분석한결과 하천수에서 구리, 납, 아연이 최대 5.92, 0.03, 36.45 g L-1 농도로 검출되었으며, 카드뮴은 검출되지 않았다. 그러나 퇴적물에서는 카드뮴, 구리, 납, 아연이 최대 10, 38,690, 3,057, 1,786 mg kg-1 농도로 검출되었다 (김 등 2006). 국내 폐광산 주변 잔류광미에서 측정된 토양 내 중금속 최대 농도는 카드뮴 >300 mg kg-1 (텅스텐, 철, 망간 광산; 충청남도 청양군), 구리 >4,000 mg/kg-1 (금, 은, 구리, 납, 아연 광산; 경상북도 영덕군), 납 >54,000 mg kg-1 (텅스텐, 철, 망간 광산; 충청남도 청양군), 아연 14,000 mg kg-1 (철 광산; 강원도 태백시), 비소 >32,000 mg kg-1 (텅스텐, 철, 망간 광산; 충청남도 청양군)로 측정되었다. 이는 매우 심각한 수준의 중금속 오염 농도로서 광미의 유실 또는 강우에 의한 유출은 하류 수계에 큰 영향을 미칠 수 있음을 보고하였다(정 등 2005). 국내에 서식하는 다양한 종류의 양서류가 산지 계곡 부근을 서식지로 한다는 점에서 폐광산에서 유래한 중금속 오염은 양서류 개체 및 개체군의 건강성에 큰 위협이 될 것으로 예상된다. 

광석 채굴, 폐광산, 금속 제련 및 가공, 각종 전자제품, 산업폐기물, 도로 등에서 유래한 다양한 중금속은 수계 및 토양으로 유입되며, 다양한 생물군에 악영향을 미친다는 사실은 이미 많은 연구를 통해 보고되어왔다. 본 논문에서는 중금속의 독성 연구의 다양한 대상 생물 중 생태계 먹이사슬의 중간적 위치에 있으며, 생활사 중 수계와 육지, 서로 상이한 환경에서 오염에 노출될 수 있는 양서류를 이용한 중금속의 독성연구결과들을 정리하였다. 

비소 (arsenic)

비소 (Arsenic; As)는 지표면에서 흔히 발견되는 원소로서 자연상태에서도 바람이나 화산활동 등에 의해 쉽게 노출될 수 있지만 광업, 제련, 화력발전, 도심 유출수, 비료, 농약 등을 포함한 인간의 산업활동으로 인해 과량이 환경내로 유입되고 있다 (ATSDR 2007; Irving et al. 2008). 미국에서 보고된 하천 및 호수의 비소 농도는 대부분 10 μg L-1  이하이지만 가장 오염이 심한 곳에서 1,700 μg L-1 의 비소가 검출되었다 (ATSDR 2007). 자연상태에서는 무기족 (inorganic species) 비소가 주로 존재하며, 비산염 (sodium arsenate; HNa2 AsO4 ; As5+ ) 또는 아비산염 (sodium arsenite; NaAsO2 ; As3+ ) 형태로 발견된다. 아비산염은 주로 혐기층, 비산염은 주로 인간이 쉽게 접할 수 있는 호기층에서 발견되며, 생물에 대한 독성은 아비산염이 더 강한 것으로 보고되었다 (Maeda 1994; Suhendrayatna et al. 2002; ATSDR 2007). 

표범개구리(Rana pipiens)의 갓 부화한 유생에 비산염을 0, 10, 20, 150, 500, 1,000 μg L-1 로 변태시기까지 113일간 처리한 실험에서 비산염은 유생의 생존, 성장, 변태, 성분화에 영향을 미치지 않았다. 그러나 10 μg L-1 이상의 비산염 처리군에서 유생의 최대 유영속도가 감소하는 것을 확인하였으며, 실험 종료시 측정한 체내 비산염의 농도는 0.6~5.31 mg kg-1으로 이는 초기 처리농도인 150, 500, 1,000 μg L-1를 훨씬 초과하여 비산염이 유생에 축적되었음을 확인하였다(Chen et al. 2009). 반면에 T3를 처리하여 유도한 양서류의 변태가 아비산염에 의해 저해된다는 보고가 있다. X. laevis를 이용한 이 연구에서 NF stage 58 (Nieuwkoop and Faber 1994) 유생의 꼬리를 분리배양하여 T3를 처리한 후 아비산염을 처리하였을 때 비소 농도 의존적으로 꼬리지느러미 영역의 수축이 지연되었다. 본 시험에 사용된 아비산염의 농도는 0.05~4.0 μM 범위로서 LOEC는 0.1 μM로 확인되었다(Davey et al. 2008). 

한국산 도롱뇽 (Hynobius leechi)을 이용하여 Frog Embryo Teratogenesis Assay-Xenopus (FETAX)를 적용한 시험에서 아비산염을 0, 0.25, 0.5, 1.0, 2.0 mM 농도로 배아에 처리하였을 때, 0.25 mM 이상 처리군에서 피부손상, 사지기형 및 몸이 휘는 기형이 유발되었다. 또한, 낙동금광산에서 유래한 비소에 오염된 저수지 시료를 사용한 실험에서도 이와 유사한 결과를 얻었다. 이와 같이 비소 처리로 인해 기형이 유발된 개체들에서 종양억제인자(tumor suppressor) p53 유전자의 코돈 (codon) 346 (AAG: Lys to ATG: Met), 224 (TTT: Phe to TTA: Leu), 211 (ATG: Met to AAG: Lys), 244 (TTT: Phe to TTTG: insertion), 245(Glu GAG to Gln CAG) and 249 (TGT Cys to TGA stop) 염기서열 변형 (mutation)이 확인되었다(Chang et al. 2009). 이는 비소 노출에 의한 유전자 변형이 유발됨을 보여줌으로서 중금속이 유전자의 발현 및 단백질의 활성 저해 뿐만 아니라 유전체 자체의 변형을 유발할 수 있음을 시사한다. 

아프리카발톱개구리 (African clawed frogs; Xenopus laevis) A6 신장 상피세포 (kidney epithelial cells)에 아비산염을 50 μM 농도로 처리 시, 스트레스에 의해 유도되는 샤페론 분자(molecular chaperones)로서 세포내 단백질의 folding 및 translocation 조절에 관여하는 heat shock protein (HSP) 70과 HSP 110 레벨이 처리 시간 의존적으로 증가하는 것이 확인되었다 (Feige et al. 1996; Morimoto 1998; Gauley and Heikkila 2006). 이와 유사한 연구로서 X. laevis A6 신장 상피세포(kidney epithelial cells)에 아비산염을 50 μM 농도로 처리 후 1 h 경과 시 HSP 30, 70 mRNA 발현이 확인되었으며, 2~3 h에 가장 높은 발현양이 확인되었다. 이는 단백질 발현양과도 일치하였다(Darasch et al. 1988). 

비소의 양서류에 대한 독성은 기형유발, 행동변화, 변태저해 뿐만 아니라 세포사를 조절하는 유전자의 돌연변이를 유발하여 생체 전반에 걸친 전신독성을 유발할 가능성이 있음을 확인하였다. 비소는 그 형태에 따라 독성이 상이하게 나타났으며 비록 시험종이 다르지만 무미양서류에서 비산염의 경우 변태에 영향을 미치지 않았지만 아비산염은 비교적 낮은 농도에서 변태를 저해하는 것이 특징이다. 

카드뮴 (cadmium)

카드뮴 (Cadmium; Cd)은 지표면에 광범위하지만 드물게 발견되는 원소로서 일반적으로 0.1~5 mg L-1 의 농도로 분포하며, 주로 구리-납-아연 광석 복합체 (copperleadzinc ores complex)로서 존재한다 (Morrow 2001). 니켈-카드뮴 (Ni-Cd) 배터리 재료로 널리 사용되며, 코팅제나, 도색제로도 널리 사용되고 있다. 카드뮴은 환경 문제로 인해 사용이 규제되고 있으며, 그에 따라 정제량은 감소하고 있는 추세이다 (USGS 2008). 미국에서 보고된 수계에 배출되는 카드뮴의 양은 많은 곳이 연간 755 파운드에 이르렀다(ASTDR 2008). 

카드뮴은 생체내 효소의 작용과 관련된 아연과 치환되어 효소의 입체구조를 변화시킴으로 독성을 발현하며(Ishizaki et al. 1971), 당대사 활동을 저하시키고 세포내 미토콘드리아 (mitochondria)의 산소 흡수를 방해함으로 폐 기능을 저하시킬 수 있는 것으로 알려져 있다(Mustafa and Cross 1971; Ithakissios et al. 1975). 

염화카드뮴(cadmium chloride; CdCl2 ; Cd2+ )이 X. laevis의 발생에 미치는 영향을 FETAX를 통해 분석한 결과, 96시간 연속 처리 시 100%의 치사율을 보인 농도(LC100 )은 1.50 mg L-1 , 50%의 치사율을 보인 농도(LC50 )은 1.19 mg L-1이고, 100%의 기형율을 보인 농도(EC100 )는 1mg L-1, 50%의 기형율을 보인 농도 (EC50 )은 0.42 mg L-1이었다. 기형유발지수 (Teratogenic index; TI=LC50 /EC50 )은 2.8로 기형 유발원의 한계치인 1.5를 초과하여 염화카드뮴은 X. laevis 배아의 기형 유발원으로 간주할 수 있다. 염화카드뮴 처리군에서 나타나는 기형적 특징은 전-후축이 휘면서 체축이 짧아지는 현상과 장의 비정상적인 꼬임(abnormal coiling)이었다. 염화카드뮴의 단시간 처리 효과에서 관찰되는 가장 독특한 현상은 발생의 초기인 낭배이전시기에 처리할 경우 X. laevis의 배아가 고농도의 염화카드뮴에 대하여 높은 저항성을 갖는 것이다 (김과 정 1995). X. laevis 배아의 카드뮴 흡수율 (uptake of cadmium)을 분석한 연구로서 0.1~2 mg L-1의 농도로 각기 다른 발생과정에서 72시간동안 처리한 결과, 흡수량은 2-cell 시기(two blastomeres stage)에 0.0027 μg embryo-1, 뒷다리 돌출 시기(hindlimb bud stage)에 0.081 μg embryo-1로 나타났다. 이는 발생초반의 제한된 카드뮴 흡수율은 배아 생존에 매우 중요한 역할을 하며, 발생후반으로 갈수록 높은 카드뮴 흡수율을 보임과 동시에 카드뮴 독성에 높은 저항성을 지니게 된다는 것을 의미한다. 세포내 축적된 물질의 농도와 실제로 실험에 사용된 배양액 내 농도 간의 비율로 산출되는 생물농축 계수 (bioaccumulation factor)는 5에서 460으로 산출되었으며 낮은 카드뮴 농도에 노출될수록, 그리고 더 늦은 발생단계에서 노출될수록 높은 값을 보였다 (Herkovits et al. 1998). 또한, X. laevis A6 신장 상피세포에 염화카드뮴을 200 μM 농도로 처리 시, HSP 70과 HSP 110 mRNA레벨이 증가하는 것이 확인되었다. 하지만 황산구리 처리 시 이러한 반응이 관찰되지 않았다 (Feige et al. 1996; Morimoto 1998; Gauley and Heikkila 2006). 

Common Asian toad (Duttaphrynus melanostictus)의 유생단계에서 카드뮴이 미치는 영향으로서, 0.02 mg L-1 의 농도에서 2%, 1 mg L-1 의 농도에서 100%의 사멸율이 확인되었다. 카드뮴 0.20 mg L-1 의 농도에서 유생은 심각한 성장장애를 보였으며, 변태 역시 지연되었다. 스리랑카의 담수에 존재하는 카드뮴 수준(0.2 mg L-1 )에 비추어 봤을 때 이 농도는 D. melanostictus에 유해할 것으로 결론 내려졌다(Ranatunge et al. 2012). 

카드뮴에 의하여 오염된 지역에 사는 양서류의 유생은 비오염 지역에 사는 유생에 비아여 변태적 특성과 생존율이 다르다는 사실을 Mesocoms 실험으로 분석하였다. American toads (Bufo americanus)와 Southern leopard frogs(Rana sphenocephala)에 대하여 시험한 결과 Mesocosms내 수괴에 포함된 카드뮴의 농도는 처리된 시약이 고농도일수록, 그리고 시간이 경과할수록 더 크게 감소하는 양상을 보였고, 부착생물 (periphyton) 내에 함유된 카드뮴의 농도 역시 같은 양상을 보이며 시간 경과에 비례적으로 감소하였다. 0, 5, 18, 60, 200 μg L-1  농도의 카드뮴에 의해 B. americanus와 R. sphenocephala의 생존율 (%)은 각각 88.6, 80.6, 70.0, 18.6, 16.0와 90.5, 75.0, 44.0, 11.6, 1.2였으며, 개체 내 카드뮴 농축량 (μg g-1 )은 1.7, 16.7, 31.0, 235.5, 80.3과 0.5, 14.0, 11.0, 25.5 였다. 개체들의 변태 역시 카드뮴 농도가 증가할수록 지연되는 양상을 보였다. B. americanus에서 카드뮴 200 μg L-1  처리군보다 60 μg L-1  처리군에서의 농축량 (μg g-1 )이 더 높은 이유는 부착생물을 최대로 많이 섭식하는 시기가 변태시기가 지연되었기 때문인 것으로 판단되었다 (James et al. 2005).

수정 후 47일 된 X. laevis유생에 FETAX 분석법을 적용하여 0~855 μg L-1 를 처리한 실험에서 주둥이-항문간 거리 (snout-to-vent length), 뒷다리 (hindlimb length), 전체 길이(total length), 꼬리 길이(tail length), 무게(weight) 측정 결과 855 μg L-1 의 농도에서 대조군에 비하여 유의적으로 감소하였다. 또한, 앞다리 (forelimb)의 발달 정도는 대조군에 비하여 855 μg L-1 의 농도에서 유의적으로 감소하였다. 갑상선(thyroid gland)에 존재하는 상피 세포(epithelial cell)의 높이는 0~84 μg L-1 의 평균값에 비하여 855 μg L-1 의 농도에서 유의적으로 감소하였다 (Sharma and Patino 2008). 

몽골참두꺼비 (Mongolian toad; Bufo raddei) 유생에 카드뮴이 미치는 장기독성을 알아보기 위하여 0, 0.0015, 0.03, 0.15 mg L-1 의 농도로 75일간 처리한 연구에서 대조군과 비교하여 카드뮴 0.0015 mg L-1  이상의 농도에서 60일 이상 처리 시 적혈구 소핵화 (erythrocytic micronuclei), 적혈구 핵 기형(erythrocytic nuclear abnormalities), 아데노신 3인산 가수분해효소 (adenosine triphosphatase; ATPase)가 유의적으로 증가하였으며, 간(liver), 피부(skin), 장(intestine)에서의 과산화물 제거효소(superoxide dismutase; SOD) 값이 대조군과 비교하여 0.0015 mg L-1  이상의 농도에서 75일 처리시 유의적으로 증가하였다(Zhang et al. 2007). 

유미 양서류를 이용한 연구결과로서, 수생 도롱뇽인 Mudpuppy (Necturus maculosus)에 염화카드뮴을 85 μM농도로 처리한 후 40일간 관찰한 결과 간(약 9배), 신장(약 50배), 아가미 (약 59배), 피부 (약 9배), 뇌 (약 17배), 생식소(약 5배), 췌장(약 9배), 소장(약 31배), 비장(약 8배)에서 시간이 경과할수록 카드뮴이 농축되는 것이 확인되었다. 그러나 근육에서는 카드뮴이 농축되지 않았다. 분자량에 따라 조직 내에 존재하는 금속이온과 결합한 MT 단백질을 분석한 결과 간에서는 변화를 보이지 않는 반면에 대조군의 아가미에서 는 Zn,Cu-thionein과 Zn-thionein 만이 발견된 반면, 카드뮴 처리에 따라 아가미에서 Zn,Cu,Cd-thionein이 발견되었다. 또한, 대조군의 신장에서는 Zn,Cu-thionein과 Zn,Cd-thionein가 발견되었지만, 카드뮴 처리에 따라 Zn,Cu,Cd-thionein이 발견되었다. 이는 카드뮴 노출에 따라 MT에 대한 구리의 결합을 카드뮴이 대체하며, 구리가 카드뮴의 배출에 관여한다는 것을 의미한다(Dobrovoljc et al. 2012). 

이상의 연구결과들로부터 카드뮴은 양서류 배아에 대한 높은 기형유발성을 가지며, 배아의 발생, 성장, 유생의 변태에 걸쳐 높은 독성을 나타내는 것으로 판단된다. 주로 배아의 체축형성에 악영향을 미치며, 산화적 스트레스를 가중시켜 하위 독성기작 활성화를 유발할 것으로 예상된다. 또한, 카드뮴은 배아단계부터 성체시기까지 지속적으로 농축되는 것으로 확인되었다. 

크롬 (chromium)

6가 크롬(Cr6+ )은 박테리아와 포유류 실험을 통해 돌연변이원 (mutagens) 및 인간에 대한 발암물질 (carcinogens)으로 잘 알려져 있으며, IARC에 의해 Group 1A (발암물질로서 역학적 증거가 충분한 화학물질 그룹)으로 분류되어 있다(WHO 1998). 생쥐를 이용한 연구에서 비교적 영향이 없는 3가 크롬과 대조적으로 6가 크롬은 배아의 사멸 및 골격기형을 유발하는 것으로 보고되었다(Trivedi et al. 1989). 자연상태에서 크롬은 3가 크롬(Cr3+ )과 6가 크롬으로 존재하며, 이들의 화학독성학적 특성은 상이하게 나타나며, 일반적으로 6가 크롬은 3가 크롬보다 독성이 강한 것으로 알려져 있다(Sivakumar and Subbhuraam,
2005). 

기존의 FETAX 연구에서 크롬산나트륨 (sodium chromate tetrahydrate; Na2 CrO4 ∙4H2 O; Cr6+ )의 X. laevis 배아에 대한 LC50 값은 890 μM, 반수기형농도 (median teratogenic concentration; TC50 )은 260 μM로 확인되었으며, TI값이 3.42로 확인되어 크롬이 양서류 배아에 대해 잠재적인 최기형성을 갖는 것을 확인하였다. 확인된 기형 패턴으로서 몸통 휨 (lifting of the body), 꼬리 휨 (coiling of the tail), 수종(body oedema) 등이 확인되었다. 또한, 25 μM이상의 크롬 처리군에서 길이성장 저해가 확인되었다. 크롬 방사성동위 원소 ( 51Cr6+ )를 사용한 실험에서 포배 단계부터 51Cr6+ 에 노출된 배아 내 51Cr6+ 농도는 처리시간에 따라 급격히 증가하는 것을 확인하였으며, 측정된 농도는 0.025~500 μM이었다. 그러나 이러한 51Cr6+ 흡수는 배아 외부에 존재하는 젤리층에 의해 저해되는 것이 확인되었다(Bosisio et al. 2009). 

Montevideo Treefrog (Hypsiboas pulchellus)를 이용한 연구에서 크롬산나트륨을 0.001~12 mg L-1의 농도로 처리한 결과, 배아와 유생은 각각 9, 6 mg L-1의 6가 크롬 노출 시 생존율이 급격하게 감소하였다. 크롬산나트륨을 배아에 처리한 경우 성장률에 대한 NOEC는 280 h 경과 시 1.0 mg L-1로 나타났으나, 시간이 경과할수록 NOEC 가 점차 증가하여 784 h 경과 시 9 mg L-1로 확인되었다. 반면 유생의 경우 초기에 3 mg L-1 로 나타났던 NOEC 값이 616 h 경과 시까지 일정하게 유지되다가 784 h 경과시 6 mg L-1로 증가하였다. 이는 생존율에 영향을 미치는 농도 이하의 크롬산나트륨에 배아가 노출될 경우 초기부화 유생의 크기가 작아지지만 시간이 경과함에 따라 정상 유생의 크기와 비슷하게 회복됨을 보여준다. 또한, 유생의 몸 길이를 측정한 실험에서 생존율에 영향을 미치지 않는 범위의 크롬산나트륨은 오히려 유생의 크기를 증가시켰다(Natale et al. 2006).

Puna’s Four-eyed Frog (Pleurodema cinereum)의 유생에 크롬산나트륨을 1, 5, 10 mg L-1 으로 처리한 후 운동성의 변화를 살펴본 연구에서 유생의 유영능력은 48 h 경과 시까지 변화가 없었지만 유생의 호흡 (입의 움직임)은 48 h 경과 시 5, 10 mg L-1  농도의 크롬산나트륨 처리 그룹에서 유의적으로 감소하였다 (Janssens de Bisthoven et al. 2004). 

Northern Greece의 비교적 오염이 적은 지역에서 채집된 암컷 Marsh Frog (Rana ridibunda) 성체에 10 mg L-1 농도의 중크롬산칼륨 (K2 Cr2 O7 ; Cr6+ )을 단독 또는 염화카드뮴(CdCl2 ; Cd2+ )를 함께 14일간 처리한 후 간(liver), 신장 (kidney), 장 (gut)에서 cytochrome P450-dependent monooxygenases (P450-MO)와 glutathione S-transferases(GSTs)의 활성을 분석한 결과, 중크롬산칼륨 단독 또는 염화카드뮴과 함께 처리된 개체의 간에서 GST와 P450-MO의 활성이 저해되었으며, 신장의 GST 활성이 감소하였다. 또한, 간에서 GST와 P450-MO의 활성은 처리된 금속이온 농도와 음의 상관관계를 갖는 것이 확인되었다(Kostaropoulos et al. 2005). P450-MO은 다양한 oxidative reactions의 촉매로서 초기물질을 수용성 물질로 전환시키는 역할을 하며(Haritos et al. 1994), 이 효소는 살충제를 포함한 xenobiotics 및 각종 발암물질의 대사에 관여하는 것으로 알려져 있다(Hodgson 1983; Egaas et al. 1988; Puccini et al. 1992). 비록 해독과정에 직접적으로 참여하지는 않지만 각종 독성 물질 처리에 의해 그 활성이 변하는 것이 보고되어왔다(Iscan et al. 1995). GSTs는 해독과정에 직접적으로 참여하는 효소로서 전자 친화적인 독성물질과 결합함으로 해독작용을 한다 (reviewed in Mannervik 1985; Clark 1989). 즉, 독성물질의 유입에 따라 1단계로서 물질의 수용성을 높이고 2단계로서 해당 물질과 결합하여 해독하는 과정에 참여하는 효소들이다(Haritos et al. 1994). 따라서 중금속에 의한 앞서 언급된 두 가지 효소의 활성 저해는 해독작용 장애를 초래한다는 것을 의미한다. 

이상의 결과들로부터 크롬은 양서류 배아에 대한 높은 기형유발성을 가지는 것으로 확인되었으며, 배아의 발생, 성장에 걸쳐 독성 영향을 미치는 것으로 판단된다. 종에 따른 6가 크롬에 대한 독성 민감도 측면에서 H. pulchellus 및 P. cinereum와 X. laevis의 독성민감도는 유사한 것으로 확인되었다. 

구리 (copper)

생체 내에서 구리 (copper; Cu)는 다양한 효소활성에 매우 중요한 보조인자로 작용한다. 그러나 수계에 과량으로 유입된 구리는 독성 물질로서 작용하기 때문에 수 환경 내에서 구리의 독성을 분석하는 일은 매우 중요하다. 구리의 독성은 기본적으로 Cu2+  이온이 갖는 독성을 의미한다(Pagenkopf 1983; Brown and Markich 2000). 

FETAX 시험에 의해 보고된 기타 양서류 종과 그에 따른 구리의 96 h LC50  값은 American bullfrog (Rana catesbeiana)-0.02 mg L-1, Eastern narrowmouth toad (Gastrophryne carolinensis)-0.02 mg L-1 , Pickerel frog (Rana palustris)-0.02 mg L-1, Northern leopard frog (Rana pipiens)-0.05 mg L-1, Streamside salamander (Ambystoma barbouri)-0.25 mg L-1, Jefferson salamander (Ambystoma jeffersonianum)-0.37 mg L-1, Smallmouth salamander (Ambystoma texanum)-0.38 mg L-1, Spotted salamander (Ambystoma maculatum)-0.48 mg L-1, Tiger salamander (Ambystoma tigrinum)-0.50mg L-1, Marbled salamander (Ambystoma opacum)-1.63 mg L-1, Fowler’s toad (Bufo fowleri)-27.0 mg L-1로 보고되었다(Birge et al. 2000). 

표범개구리(leopard frogs; Rana pipiens)의 배아에 Gosner stage 19 (GS 19; gill buds)부터 5, 25, 100 μg L-1 의 황산구리 (copper sulfate; CuSO4 ; Cu2+ )를 처리한 실험에서 GS 25 (operculum complete) 도달시 기형발생율은 100μg L-1 실험군에서 유의적으로 증가하였다. 주로 발생한 기형 패턴은 아가미 형성이상 (64.7%), 수종 (11.8%), 입형성 이상 (11.8%) 등으로 나타났다. GS 25~42 기간 동안 유생의 생존율은 100 μg L-1 실험군에서 유의적으로 감소하였으며, 부화 후 41일 경과 시 측정된 유생의 유영속도 역시 100 μg L-1 실험군에서 유의적으로 감소하였다. 부화 후 41일 경과 시부터 부화 후 69일까지 성장률을 관찰한 결과 25 μg L-1 처리군에서 유의적인 성장률 감소가 확인되었다. 또한, 황산구리 100 μg L-1 처리그룹에서 유의적인 변태율 및 변태 중 생존율감소, 변태기간 및 꼬리 재흡수기간이 유의적으로 증가하였다. 154일 경과 시 측정한 실험개채 내 구리농도는 0, 5, 25, 100 μg L-1 실험군에서 각각 건조중량 46.5, 58.0, 154.5, 769.5 mg kg-1으로 확인되었다. 이는 황산구리 처리농도와 개체 내 농도의 양의 상관관계를 보임으로서 구리가 양서류 유생에 농축됨을 보여준다(Chen et al. 2007). 

황산구리를 1, 2, 4, 6, 8, 10, 20, 40 μM 농도로 두꺼비(Bufo gargarizans)의 배아(GS 20; tail fin circulation)에 처리한 후 96 h 급성독성을 분석한 결과, 96 h LC50 값은 3.61 μM로 확인되었다. 다음으로 황산구리를 0.001, 0.01, 0.1, 1 μM 농도로 처리한 실험에서 0.001 μM 이상의 농도구간에서 부화한 유생의 무게 및 길이가 감소하였으며, 0.1 μM 이상의 농도구간에서 초기발생 지연이 확인되었다. 확인된 주요 기형패턴으로서 꼬리지느러미 돌출 (prominent at tail), 꼬리 휨(flexural tail), 착색 감소(reduced pigmentation), 복부 수종(oedema) 등이었다. 또한, 1 μM 농도의 황산구리 처리에 의해 배아에서 DNA 손상이 발생하는 것이 확인되었다(Xia et al. 2012). 

Natterjack toad (Epidalea calamita)의 배아(GS 3, 9) 및 유생(GS 25)에 황산구리를 0.05~0.40 mg L-1  농도 범위로 처리하였을 때, GS 3 배아의 경우 0.30 mg L-1 이상에서, GS 9 배아와 GS 25 유생은 0.20 mg L-1 농도 이상의 범위에서 생존율 감소를 보였다. 96 h LC50 값은 GS 3, 9, 25에서 각각 0.22, 0.08, 0.11 mg L-1로서 GS 9 배아의 민감도가 가장 높은 것으로 나타났다. 배아 및 유생의 발생 및 성장정도를 비교한 결과, 배아를 대상으로 한 실험의 경우 황산구리 농도 의존적인 발생 지연이 관찰되었지만 유생에서는 관찰되지 않았으며, 배아와 유생 모두에서 황산구리 농도 의존적인 성장지연이 확인되었다. 또한, 처리 96 h 이후 수행한 유영능력 회복 실험에서 0.06 mg L-1 이상의 황산구리 농도 의존적으로 유영능력 회복이 지연되는 것이 확인되었다(García-Mu~noz et al. 2009). 황산구리에 의한 성장지연은 Arabian toad (Bufo arabicus)에서도 확인되었다. GS 24 유생에 황산구리를 처리 시 34.9 μg L-1 농도에서 유의적인 길이감소가 확인되었다(Barry 2011). 

 금속 이온은 대부분 양이온 펌프를 차단하거나 이온흡수를 저해한다(Niyogi and Wood 2004). 담수 어류에서 구리는 sodium/potassium adenosine triphosphatase channel (Na+ /K+  ATPase)를 억제하는 것으로 보고되었으며, 이는 이온조절을 불가능하게 하여 개체를 사멸시켰다 (Blanchard and Grosell 2006). 그러나 수중에 다른 양이온의 농도가 높은 경우 이러한 독성은 변하게 된다 (Di Toro et al. 2001). 이는 구리 이온과 다른 양이온과의 이온결합부위에 대한 경쟁적 결합 때문이다 (Blanchard and Grosell 2006). 실제로 Cope’s gray treefrogs (Hyla chrysoscelis)와 Green frogs (Rana clamitans)의 배아에 각각 황산구리를 0, 4.8, 9.4, 18.75, 37.5, 75, 150 mg L-1  농도로 처리한 결과, 96 h LC50 은 각각의 종에 대해 44.7, 162.6 mg L-1 로 확인되었다. 그러나 500 mg L-1  NaCl을 동시에 처리함으로서 두 종 모두에서 최대 농도의 구리가 갖는 독성효과가 상쇄되었다(Brown et al. 2012). 

 South American toad (Rhinella arenarum)를 이용하여 염화구리(copper chloride; CuCl2 ; Cu2+ )를 처리한 실험에서 초기포배단계(early blastula)에 염화구리 처리 후 24 h 경과 시 LC50 값은 137 μg L-1 , 초기발생이 끝난 유생 시기(complete operculum)인 168 h LC50 값은 19.5 μg L-1로 확인되었다. 이 기간 중에 신경배 단계(neural tube)인 48 h LC50값은 108.1 μg L-1, 근육반응기 (muscular response)인 72 h LC50값은 42.7 μg L-1로 나타났다. 초기발생이 끝난 유생 시기 (complete operculum)부터 염화구리를 처리하였을 때 LC50 값은 24 h 경과 시 54 μg L-1, 168 h 경과 시 51 μg L-1로 확인되었다. 또한, 뒷다리가 발생하기 시작하는 단계부터 염화구리를 처리하였을 때 LC50 값은 24 h 경과 시 138.6 μg L-1, 168 h 경과 시 104 μg L-1로 확인되었다. 이러한 결과는 포배기-낭배기 배아는 구리에 대한 저항성이 높지만 기관형성 시기인 72 h 이후에는 저항성이 급격히 감소하고 변태시기에 다시 저항성이 증가한다는 것을 의미한다. 염화구리에 의해 주로 발생한 기형은 발생지연 (delayed development), 개체 크기 감소 (reduced body size), 몸 휨(axial incurvations), 소두증(microcephaly), 무두증 (acephaly), 소안구증 (microphthalmia), 아가미 및 꼬리지느러미 미발생(underdeveloped gills and caudal fin) 등이었으며, 168 h 경과 시 생존율에 대한 NOEC는 15 μg L-1, 기형발생에 대한 NOEC는 7.5 μg L-1으로 확인되었다(Aronzon et al. 2011). 

초산구리 (copper acetate; CH3 CO2- ; Cu2+ )를 0, 500, 1500, 3000, 5250 mg kg-1  농도로 토양에 처리한 후 Redbacked salamanders (Plethodon cinereus)를 28일간 배양한 결과, 1333, 2700 mg kg-1 (실제 측정농도)의 초산구리가 처리된 토양에 배치된 개체들의 생존율이 각각 55, 100% 감소하였다. 또한, 803.3±98.4 mg kg-1 이상의 초산구리가 처리된 토양에 배치된 개체들의 백혈구 수치가 감소하였다(Bazar et al. 2009). 

세계적으로 구리가 포함된 농약은 항곰팡이제 (fungicide) 및 살조제 (algaecide)로 사용되고 있다. 항곰팡이제인 copper oxychloride (Cu2 Cl∙(OH)3 ; Cu2+ )를 황소개구리(Rana catesbeiana)의 유생에 2.0, 4.0, 8.0, 16.0, 32.0 mg L-1 로 처리하여 급성독성을 분석한 결과, 72 h, 96 h LC50  값은 각각 13.45, 2.83 mg L-1 로 확인되었다(Lombardi et al. 2002). 

적정농도의 구리는 생체 내 대사에 필수적인 요소로 작용하지만 다양한 형태의 구리에 과량으로 노출됨에 따라 양서류에서 다양한 독성효과를 나타내는 것으로 확인되었다. 과량의 구리는 양서류에 배아사멸, 기형발생, 성장지연, 변태억제 등을 유발하며, DNA손상 및 혈액독성을 유발하는 것으로 확인되었다. 비록 시험종이 상이하고 시험법의 차이는 존재하지만 Xia et al. (2012)와 Aronzon et al. (2011)의 연구 결과 비교 시 양서류에서 염화구리에 비해 황산구리의 독성이 비교적 강한 것으로 판단된다.

납 (lead)

납(lead; Pb)은 자연상태에서 주로 황화납(lead sulfide; PbS; Pb2+ ) 형태로 존재하며, 황산납 (lead sulfate; PbSO4 ; Pb2+ )과 탄산납 (lead carbonate; PbCO3 ; Pb2+ )이 있다. 납은 축전지(storage battery), 핵(nuclear)과 엑스레이(X-ray)에 대한 차폐물(shielding), 전선 덮개(cable covering), 소음 차단제, 화학적 유해성으로부터 차단하는 용도의 도금, 탄약 (ammunition), 도색 (pigmentation), 유리잔 제작, 플라스틱 안정제, 페인트 등의 용도로 널리 사용되며, 환경내로 유입되고 있다 (Sutherland and Milner 1990; King and Ramachandran 1995; Shea 1996). 미국에서 보고된 수계로 유입되는 납의 양은 많은 곳이 7241 파운드에 이른다(ATSDR 2008). 

미국 환경 보건국 (Environmental Protection Agency; EPA)에서 권고하는 최대 납 허용치는 0.05 mg L-1 이며, 이에 근거해 X. laevis 배아에 염화납(lead chloride; PbCl2 ; Pb2+ )의 농도가 0.02, 0.05, 0.1, 0.5, 1.0, 3.0 mg L-1 가 되도록 처리한 연구에서 수정 후 1, 2, 3일차에 72, 96시간 동안 처리한 단기 독성 실험 결과, 1, 2일차에 1, 3 mg L-1 의 농도에 노출 되었던 배아에서 신경관(neural tube) 형성과 미부 만곡(tail curvature) 장애가 발생하였다. 3주 이상 처리했었던 장기 독성 실험 결과, 0.02, 0.05, 0.1 mg L-1 의 상대적으로 낮은 납 농도에서 지연된 전측만(lordoscoliosis) 현상이 나타났다(Sobotka and Rahwan 1995). 

질산납(lead nitrate; Pb (NO3  )2 ; Pb2+ )을 3, 10, 100 μg L-1 의 농도로 Gosner stages 17 시기의 Northern leopard frogs(R. pipiens) 배아에 처리한 연구에서 100 μg L-1의 농도에서 Gosner stages 25~30 시기의 배아 성장이 크게 저해되었다. 100 μg L-1의 농도에서 90% 이상의 유생의 척추측면만곡 (lateral spinal curvature) 기형을 보였다. 100 μg L-1 실험군의 유생들은 다른 처리군의 올챙이들에 비하여 수영 속도 및 변태 속도가 현저하게 떨어졌다. 조직 내에 누적된 납의 농도는 0.1에서 224.5 mg kg-1이었다. 이 결과를 통하여, 미국 환경 보건국에서 권고하는 납의 만성 독성 기준 농도인 2.5 μg L-1가 표범개구리의 유생을 보호하는데 적합한 농도인 것으로 결론내렸다 (Chen et al. 2006). 

참개구리(Black-spotted pond frog; Rana nigromaculata)의 정소(testes)에 질산납이 주는 산화적 손상과 DNA 손상에 대하여 분석한 연구에서 0, 0.1, 0.2, 0.4, 0.8, 1.6 mg L-1 의 농도로 질산납 처리 30일 후 정소(testis)에서 말론디알데하이드 (malondialdehyde; MDA)와 글루타시온(glutathione; GSH)의 양을 측정하였으며, DNA tail length(TL), DNA tail movement (TM)을 포함하는 DNA 손상 정도를 측정하였다. MDA와 GSH의 양은 0.2~1.6 mg L-1에서 대조군에 비해 유의적으로 증가하였다. DNA 손상율과 TM 값은 0.4 mg L-1 이상에서, TL 값은 0.2 mg L-1이상에서 유의적으로 증가하였다(Wang and Jia 2009). 

몽골참두꺼비 (Mongolian toad; B. raddei) 올챙이 (tadpole)에 질산납이 미치는 장기적 독성을 알아보기 위하여 0, 0.7, 1.4, 14, 70 mg L-1의 농도로 75일간 처리하였다. 대조군과 비교하여 0.7 mg L-1 이상의 농도에서 60일 이상 처리시 적혈구 소핵(erythrocytic micronuclei; EMN) 값, 적혈구 핵 기형 (erythrocytic nuclear abnormalities; ENA) 값, 아데노신 삼인산(adenosine triphosphatase; ATPase) 값이 유의적으로 증가하였다. 과산화물 제거효소 (superoxide dismutase; SOD) 값은 간 (liver), 피부 (skin), 장 (intestine)에서 60일간 처리시 70 mg L-1, 75일간 처리시 14mg L-1 이상의 농도에서 유의적으로 증가하였다(Zhang et al. 2007). 

최근 민간 혹은 군수 업체에서 사용되는 소형 발사 무기로 인한 토양의 납 오염이 문제가 되고 있다. 이에 붉은등도룡뇽(red-backed salamanders; Plethodon cinereus)을 14 (대조군), 553, 1700, 4700, 9167 mg kg-1 농도의 초산납(lead acetate; Pb (CH3 CO2 )2 ; Pb2+ )이 처리된 인공 토양군, Aberdeen Proving Ground (APG; Aberdeen, MD, USA)에서 채취한 28, 260, 16,967 mg kg-1 농도의 납이 포함된 토양군, 그리고 skeet range at Travis Air Force Base (TAFB; Fairfield, CA, USA)에서 채취한 11, 1430, 2710 mg kg-1 농도의 납이 포함된 토양군에 28일간 노출시킨 연구가 보고되었다. 생존율측정 결과, 4700, 9167 mg kg-1에서 대조군에 비하여 각각 15%, 80% 감소하였다. 체중측정 결과, 인공 토양군의 경우 초산납 9167 mg kg-1 실험군에서  유의적인 체중감소가 나타났으며, APG에서 채취한 토양군의 경우 16,967 mg kg-1에서 유의적인 체중감소가 나타났다. 혈액학적 검사 결과, 백혈구 세포 수치는 인공 토양군의 경우 초산납 4700과 9167 mg kg-1 실험군에서 대조군에 비하여 각각 32%, 22% 감소하였다(Matthew et al. 2010). 이는 현장에서 채취한 토양에 납 이외에 다른 오염물질이 혼재하기 때문에 인공환경에 비해 낮은 초산납의 농도 하에 시험개체들의 성장이 저해된 것으로 사료된다. 

루이지애나 (Lousiana)에 위치한 Devil’s 늪지 (swamp)의 물(water; 3.7 μg Pb L-1 )과 퇴적물(sediment; 18.7μg Pb g-1)을 채취하여 아프리카 발톱개구리 X. laevis의 10일 된 올챙이(부화 후 4일 된 올챙이)에게 1X (sediment; 18 μg Pb g-1), 5X (sediment; 90 μg Pb g-1), 10X (sediment; 180 μg g-1)의 농도로 5주간 처리한 결과, 5X에서 NF stage 56~60, 10X에서 NF stage 51~54로 대조군의 59~64에 비하여 변태속도가 현저하게 떨어졌다. 또한, 10X의 올챙이들은 대조군과 1X에 대하여 유의적인 무게 감소를 보였다. 대조군에 비하여 10X의 올챙이들 생체내의 납 농축량은 유의적인 증가를 보였다(Berzins and Bundy 2002). 

납은 비교적 다양한 형태로 생태계로 유입되며, 그 형태 및 노출 환경에 따라 고유의 독성이 상이하게 나타나는 것을 확인하였다. 전반적으로 납이 양서류 배아에 미치는 영향은 체축의 비정상적인 형성, 혈액독성, 산화적 스트레스유발 등이며, 장기독성시험결과에서 양서류 개체에 과량으로 농축되는 것이 확인되었다. 

수은 (mercury)

수은(Mercury; Hg)은 자연상태에서 비용해성이며 안정적 형태인 황화수은 (mercuric sulfide; HgS; Hg2+ ) 상태로 존재하고, 일반적으로 지표면에 0.5 mg L-1 의 농도로 분포하지만 지역적인 편차가 크다(Merck 1989; Sidle 1993). 수은은 개방적 지형에서 10% 정도 산출되며, 지하에서 채굴하는 방식으로 90% 정도 산출된다 (Drake 1981). 수은은 유동적 금속이라는 특성으로 인해 배터리(Alkaline battery), 아말감, 잉크, 화학반응 촉매 등을 포함한 인간산업 활동 다방면에 쓰이고 있으며, 광산 채굴 부산물, 화학반응 부산물 등의 다양한 형태로 자연상태로 유입되고 있다(Carrico 1985; Cole et al. 1992; Lorscheider et al. 1995). 미국에서 보고된 수계로의 수은 배출량은 많은 곳이 연간 250 파운드에 달했다(ATSDR 1999). 염화수은 무기물(inorganic mercury chloride; HgCl2 ; Hg2+ )이나 염화메틸수은 유기물 (organic methylmercury chloride; MeHgCl; Hg2+ )의 화합물 형태가 있으며 염화메틸수은 유기물이 더 강한 독성을 보인다(Prati et al. 2002). 수은은 세포 원형질 내의 인산기(phosphate group), 단백질(protein), 핵산(nucleic acid) 등과 높은 친화성을 나타내어 많은 종류의 효소의 작용을 변화시키고 핵산의 입체구조 변형과 에너지대사에 필수적인 산화-인산화 과정을 저해시키는 것으로 알려져 있다(Vallee and Ulmer 1972). 

FETAX 분석법을 적용하여 X. laevis에 염화수은과 염화메틸수은을 처리한 연구에서 염화메틸수은이 더 강한 독성을 지니며 50%의 치사율을 보인 농도 LC50 과 50%의 기형 발생율을 보인 농도 (Teratogenic Concentration: TC50 )은 각각 0.601 μM과 0.513 μM로 나타났다. 기형유발지수(Teratogenic Index: TI)는 1.17로서 기형유발에 큰 영향을 미치지 않는 것으로 확인되었다. 수은 계열에 노출된 배아는 대조군의 배아에 비하여 더 높은 수치의 셀레늄 (selenium)과 아연(zinc)을 함유하고 있었다 (Prati et al. 2002). 

사이토카인(cytokine) 중 하나인 인터류킨-1베타(Interleukin-1 beta; I L-1β)를 측정하여 0, 10, 25, 50, 100 μg L-1 농도의 염화메틸수은에 의한 면역반응성 (immunoreactivity)억제정도를 분석한 결과, 염화메틸수은 처리농도에 따른 IL-1β 단백질 양의 변화를 관찰할 수 없었다. 그러나 제5뇌신경절 (5th cranial ganglion)과 근절(myotomal blocks)에서의 IL-1β가 염화메틸수은 50 μg L-1 이상의 실험군에서 큰 폭으로 감소하였다. 사멸율 및 전체적인 형태와 행동 패턴의 변화 정도 역시 염화메틸수은 50 μg L-1 이상의 실험군에서 증가하였다(Jelaso et al. 1997). 일련의 결과들을 통하여 개구리 배아의 면역반응은 아주 낮은 농도의 염화메틸수은에 의해서도 영향을 받으며, IL-β가 신경계에서 염화메틸수은 노출정도에 대한 지표가 될 수 있음을 보여주었다. 

수은이 양서류의 산화스트레스에 대한 방어기작에 미치는 영향을 분석한 연구로서 X. laevis 성체에 염화수은 1,353 mg L-1를 7일간과 14일간 처리하여 수은 이온이 시스테인 대사(cysteine metabolism)에 미치는 영향을 분석한 결과, 14일 동안 노출된 군에서 간(liver), 신장(kidney), 뇌 (brain), 정소 (testes)에서 수은의 양을 측정해본 결과 신장에서 축적량 증가가 관찰되었으며, 대조군, 7일 노출군, 14일 노출군의 총 글루타시온(Glutathione; GSH)의 양과 총 시스테인 (cysteine)의 양은 신장에서 37, 54, 46 nM mg-1 protein과 1.4, 2.4, 2.8 nM mg-1 protein, 간에서 18, 11, 14 nM mg-1 protein과 1.5, 1.6, 2.1 nM mg-1 protein, 정소에서 9.0, 9.3, 25 nM mg-1 protein과 2.3, 0.99, 4.1 nM mg-1 protein, 뇌에서 21, 33, 25 nM mg-1 protein과 0, 1.9, 0 nM mg-1 protein, 골격근에서 2.4, 0.24, 1.9 nM mg-1 protein과 0.07, 0.1, 0.05 nM mg-1 protein, 심장에서 8.3, 0.98, 4.5 nM mg-1 protein과 0.10, 0.20, 0 nM mg-1 protein이었다. 유황화수소 (sulfane sulfur), 로다네즈 (rhodanese), MPST (3-mercaptopyruvate sulfurtransferase), γ-cystathionase (CST) 수치를 7일군과 14일 군에서 각각 측정하여 대조군과 비교하여 본 결과, 간에서는 14일군의 sulfane sulfur와 7일군 이상의 rhodanese에서 유의적인 감소를, 신장에서는 14일군의 sulfane sulfur와 7일군 이상의 rhodanese, 3-mercaptopyruvate sulfurtransferase, CST에서 유의적인 감소를, 정소에서는 7일군 이상의 sulfane ulfur, rhodanese, 3-mercaptopyruvate sulfurtransferase에서 유의적인 감소를, 뇌와 심장에서는 14일군의 rhodanese와 7일군 이상의 sulfane sulfur, 3-mercaptopyruvate sulfurtransferase에서 유의적인 감소를, 골격근에서는 14일 군에서 sulfane sulfur, rhodanese, 3-mercaptopyruvate sulfurtransferase, CST에서 유의적인 감소를 보였다. 이러한 결과들은 수은 노출에 의해 양서류가 산화스트레스 (oxidative stress)에 방어할 수 없는 상태가 된다는 것이며, 다른 의미로는 환원상태(reductive status)를 유지할 수 없음을 의미한다 (Sura et al. 2011). 이러한 수은의 영향은 활성산소(reactive oxygen species)를 유발하여 하위 독성기작을 유발시키는 것으로 판단된다.

수은은 비교적 높은 독성을 갖는 것으로 판단되며, 양서류 개체의 산화적 스트레스를 가중시키고 면역력에 영향을 미치는 것으로 확인되었다. 이러한 수은의 영향은 단지 수은에 노출될 경우보다 기생충이나 박테리아, 바이러스 감염에 대한 저항성을 낮출 것으로 예상되며, 이는 최근 문제가 되고 있는 전염병으로 인한 양서류 군집의 소실과 연관 있는 것으로 사료된다. 

니켈 (nickel)

니켈 (nickel; Ni)은 생태계 내 다양한 곳에 존재하는 금속이온으로서 자연상태의 담수에서 검출되는 농도는 2~10 μg L-1 로 보고되었다 (IPCS 1991). 니켈은 탄광, 화력발전, 하수, 니켈광산, 금속가공, 도금 등의 과정에서 환경으로 유입될 수 있다. 비록 니켈이 전 지구적인 오염물질로 여겨지지는 않지만 니켈을 배출하는 오염원 주변의 종 다양성이 감소한다는 보고가 있다 (IPCS 1991; Papachristou et al. 1993). 니켈은 낮은농도에서 생물체에 필요한 이온이다. 수용성 니켈은 다양한 기질 및 유기물에 결합할 수 있으며, 주로 탈수효소 (dehydrogenases)와 아미노기 전이효소(transaminases)를 포함한 다양한 효소들의 구성요소이다(Spears and Hatfield 1977). 그러나 고농도의 니켈에 의한 독성효과가 보고되어 왔으며, 양서류를 이용한 독성평가 또한 이루어졌다. 

FETAX연구에서 0.1 μM~3mM 농도 범위의 염화니켈(nickel chloride; NiCl2 ; Ni2+ )을 처리한 결과 5.6 μM 농도의 염화니켈 처리군에서 95% 이상의 기형발생율이 확인되었다. 주요 기형발생 패턴은 눈, 골격, 장의 기형이었으며, 일부 안면, 심장, 외피 기형이 출현하였다. 96 h LC50 값은 365 μM, EC50 값은 2.5 μM로 확인되었으며, TI값은 147로 나타나 염화니켈이 X. laevis 배아에 대한 기형유발성 (teratogenicity)가 높은 것으로 확인되었다 (Hopfer et al. 1991). 앞선 연구와 관련하여 염화니켈이 유발하는 눈 기형에 대해 연구한 결과 니켈은 X. laevis 배아에 대해 소안구증(microphthalmia), 저색소침착증(hypopigmentation), 맥락망 및 망막 헤르니아 (hernias and cysts of the choroid, retina), 홍채결손(iris coloboma)등이 발생하는 것이 확인되었다(Hauptman et al. 1993). 

FETAX시험법을 3종의 양서류 X. laevis, Southern toad(Bufo terrestris), Eastern narrowmouth toad (Gastrophryne carolinensis) 등에 적용한 연구에서 각 종의 포배기 배아에 염화니켈을 처리한 결과 X. laevis, B. terrestris, G. carolinensis에 대한 LC50 값은 각각 8.02~8.88, 2.91~3.06, 1.11~1.19 mg L-1 로 확인되었으며, 생존율에 대한 LOEC는 각 종에서 9.39, 2.33, 0.91로 나타났다. 3종에 대한 EC50 값은 각각 0.39~0.44, 3.74~4.12, 0.59~0.63, LOEC는 각각 0.25, 0.90, 0.23으로 확인되었다. 또한, 최소성장저해농도는 각종에서 0.25, 0.90, 0.91로 나타났다. 니켈노출에 의해 X. laevis의 배아는 주로 두부 및 안면 기형(head and facial dysmorphogenesis), 비정상적인 입 발생(abnormal mouth development), 비정상적인 장 꼬임 (gut miscoiling), 비정상 근절(abnormal myotome)등의 기형이 발생하였으며, B. terrestris의 배아는 두부 및 안면 기형이, G. carolinensis의 배아는 주로 두부 및 안면 기형, 비정상적인 입 발생이 발생하였다(Fort et al. 2006). 보다 높은 농도의 니켈을 처리한 경우 3종 모두에서 눈의 기형이 출현하였다. 이러한 연구결과는 단일 중금속에 대한 양서류 종에 따른 민감도가 상이하며, 주로 사용되는 X. laevis가 결코 높은 민감도를 갖는 것이 아님을 보여준다. 

Argentine toad (Rhinella arenarum)의 배아에 대한 니켈의 발생독성을 분석한 연구로서 니켈 0.01~10 mg L-1 를 다양한 발생단계(blastula, gastrula, tail bud, fin circulation, complete operculum, end of embryonary development, hind outline, hind development)에 처리하여 10일간 관찰한 결과 초기발생이 끝난 배아에 대한 LC50 값은 96, 168, 240 h 경과 시 각각 1.14, 0.60, 0.48mg L-1로 확인되었다. 또한, gastrula시기와 fin circulation 단계 배아에 대한 96 h LC50값은 6.12, 0.19 mg L-1로 나타났다. 다음으로 니켈 0~20 mg L-1을 각 발생단계 (blastula, gastrula, tail bud, fin circulation, complete operculum, end of mbryonary development)에 24 h 동안 처리한 후 니켈이 없는 배양액에 옮겨 14일간 관찰한 결과, complete operculum 단계의 배아가 처리된 니켈에 가장 민감하게 반응하였으며, 96 h 경과 시 100% 사멸하였다. 또한, 배아의 산소흡수량은 니켈 10 mg L-1 처리에 의해 tail bud, fin circulation, complete operculum 단계에 유의하게 감소하였으며, blastula, gastrula단계에서는 영향을 미치지 못했다. Blastula 시기의 배아에 0, 0.1, 0.5, 1, 4, 7, 10, 13 mg L-1 농도의 니켈을 처리한 후 168 h 경과 시 발생한 기형개체를 확인한 결과 기형에 대한 LOEC는 4 mg L-1로 확인되었으며, 발생한 기형은 주로 심각한 체축 만곡 (extremely severe axis incurvations), 난황마개 잔존 (persistent yolk plug), 비대칭(asymmetry), 소두증 (microcephaly), 입과 아가미 미발생(mouth and gill agenesia), 제한된 신경근 활성(limited neuromuscular activity) 등 이었다(Sztrum et al. 2011). 이러한 연구결과는 중금속에 노출되는 배아 발생단계에 따라 양서류 개체군의 건강성에 변화가 발생할 수 있음을 시사한다. 

Common toads (Bufo arenarum)의 complete operculum단계 배아에 염화니켈을 5~35 mg L-1 농도로 처리한 후 168 h 동안 생존율을 관찰한 결과 24 h, 48 h, 72 h, 96 h 경과 시 LC50 값은 각각 26.25, 12.37, 6.58, 3.62 mg L-1로 확인되었다. 이러한 니켈의 독성은 추가적으로 처리한 아연 이온에 의해 변하였다. 염화니켈을 각 실험군에 5, 15, 30 mg L-1로 처리한 후 다양한 농도의 아연을 처리하였을 때 2~20 mg L-1 농도범위의 아연은 니켈 자체의 독성에 큰 영향을 주지 않았지만 20~30 mg L-1 아연은 니켈의 독성을 더욱 가중시켰다. 그러나 30 mg L-1 이상의 아연을 처리한 경우에는 니켈의 독성을 약화시키는 결과를 보였다 (Herkovits et al. 2000). 동일한 양서류 종의 배아를 사용한 다른 연구에서 384 h 동안 최대 0.16 μg mL-1의 니켈을 처리한 개체에서 3.5 μg g-1의 니켈이 검출되어 니켈이 양서류 배아 및 유생에 농축됨을 보여주었다(Pérez-Coll et al. 2008). 

결론적으로 양서류에 농축될 수 있는 니켈은 양서류 배아에 대해 높은 기형발생율을 나타내며, 주로 체축(axis)의 정상적인 발생을 저해하며, 근육, 눈 등에 장애를 유발하는 것으로 판단된다. 이는 니켈이 생물체 내 다양한 효소를 포함한 초기발생에 필요한 신호전달체계를 교란하기 때문인 것으로 사료된다. 

아연 (zinc)

아연 (zinc; Zn)은 생물체에 기본적으로 존재하는 금속이온이다 (Tjalve and Frank 1984). 양서류 역시 배아단계부터 아연을 포함하고 있는 것으로 알려져 있다(Falchuk et al. 1995). 주로 아연은 신장(kidney), 간(liver), 폐(lung), 생식기 (reproductive organs), 췌장 (pancreas), 대퇴골 (femur), 위장 (stomach), 심장 (heart) 등에 축적되는 것으로 알려져 있다(Komarnicki 2000). 아연은 신경계, 면역계에서 사용되는 이온으로서 오래전부터 면역기능 조절에 관여하는 것으로 잘 알려져 있다(Wellinghausen and Rink 1998). 아연은 다른 중금속들과는 다르게 자체의 독성에 관한 연구보다 결핍에 관한 연구가 많이 이루어지고 있지만 과량의 아연이 생물에 미치는 영향에 관한 다수의 보고가 존재한다. 

FETAX를 이용한 시험에서 X. laevis 배아에 대한 염화아연(ZnCl2 ; Zn2+ )의 96 h LC50 값은 12.8 mg L-1 , EC50값은 8.5 mg L-1, NOEC는 1.4mg L-1로 확인되었으며, 주요 발생 기형은 수종(edema)이었다(Martini et al. 2012).FETAX시험에 의해 보고된 기타 양서류 종과 그에 따른 아연의 96 h LC50  값은 American bullfrog (Rana catesbeiana)-0.08 mg L-1, Eastern narrowmouth toad (Gastrophryne carolinensis)-0.01 mg L-1, Pickerel frog (Rana palustris)-0.08 mg L-1, Northern leopard frog (Rana pipiens)-0.05 mg L-1, Streamside salamander (Ambystoma barbouri)-0.56 mg L-1, Jefferson salamander (Ambystoma jeffersonianum)-1.00 mg L-1, Smallmouth salamander (Ambystoma texanum)-1.08 mg L-1, Spotted salamander (Ambystoma maculatum)-1.15 mg L-1, Tiger salamander (Ambystoma tigrinum)-2.00 mg L-1, Marbled salamander (Ambystoma opacum)-2.31 mg L-1, Fowler’s toad (Bufo fowleri)-87.0 mg L-1로 보고되었다 (Birge et al. 2000). 

FETAX 연구로서 염화아연을 300 μM 농도로 처리하여 X. laevis의 metallothionein (MT) 발현을 관찰한 결과, NF stage 27 배아의 발달 중인 체절(somite) myotomal cell nuclei, NF stage 38 배아의 구강원기 (stomatodeum), 중인후(oropharynx), 아가미(gills), NF stage 45 배아의 중신(mesonephros), NF stage 47 배아의 간 (liver)에서 염화아연처리에 따라 MT 발현이 증가하였다 (Sunderman et al. 1996). 다른 연구에서 X. laevis의 배아에 염화아연을 100, 200, 300, 400, 500, 600, 700, 800, 900, 1000 μM의 농도로 처리한 후 7일간 배양한 결과 아연농도 의존적인 생존율 감소 및 기형발생율의 증가가 확인되었으며, 확인된 기형 패턴으로서 눈의 발생저해 및 안배의 발달 이상으로 두폭이 넓어지는 현상 (wide-head with abnormal optic cup), 굵어지고 짧아져 회전이 감소한 소화관 (thick and loose digestive track), 복부 수포 (swelled belly)등이 염화아연 100 μM 처리군에서 40% 이상의 빈도로 출현하였다. 또한 배아의 성장률은 염화아연 300 μM 이상 처리군에서 유의적으로 감소하였다. 본 연구에서 LC50 및 EC50값은 제공되지 않았다(윤 등 2003). 

자동차 타이어에서 마모되어 발생하는 고무 분진 (tire particles; TD)은 24 mg~360 mg car km-1 인 것으로 알려져 있다(Dannis 1974; Cadle and Williams 1980). 이러한 TD에는 수용성 물질이 다량 포함되어 있으며(Day et al. 1993; Nelson et al. 1994; Evans 1997), 이 중에는 2.5% 정도의 비율로 아연이 산화아연 (zinc oxide; Zn2+ )의 형태로 존재하며(Barbin and Rodgers 1994), 이는 강우 시 빗물에 용출되어 환경내로 유입된다. 이러한 TD를 이용한 독성시험에서 TD 50 g L-1 당 최대 44.7 mg L-1의 아연이 용출되는 것을 확인하였으며, 이를 FETAX 시험에 적용한 결과 TD 100% 조건에서 배아 사멸율이 80.2% 확인되었다. 또한 단 1%의 TD를 처리한 경우에도 기형발생율이 16.9%로 확인되었다(Gualtieri et al. 2005).

생식세포와 관련한 연구결과로서, 염화아연을 이용한 양서류 정자 저해 독성시험 (amphibian sperm inhibition toxicological test; ASITT)에서 X. laevis 정자의 운동성이 0~31 mg L-1 아연 농도 범위에서 10 mg L-1 당 2.3%씩 농도 의존적으로 감소하는 것이 확인되었다. 또한, 1,417 mg L-1 염화아연 처리에 의해 정자의 운동 형태가 변형되는 것이 확인되었다(Christensen et al. 2004). 

아연이 갖는 양서류 배아에 대한 사멸 유발 능력은 비교적 약하며, Martini et al. (2012)의 연구결과를 참고하여 산출한 TI값은 1.5 이하로 확인되어 기형유발 위험성이 낮은 것으로 확인되었다. 그러나 고농도에서 일부기관 분화에 장애를 유발하는 것이 확인되었으며, 성장저해, 정자 운동성 감소 등을 유발하는 것이 보고되었다. 앞서 언급한 니켈의 독성에 대하여 Herkovits et al. (2000)은 니켈 처리와 동시에 30 mg L-1 이상의 아연을 처리한 경우에는 니켈의 독성을 약화시키는 것으로 보고하였지만, X. laevis에서 아연의 LC50 이 12.8 mg L-1로 확인된 Martini et al. (2012)의 보고와 관련하여 두 중금속이 단독으로 처리될 경우 독성을 나타내지만 동시에 처리될 경우 상호간에 상쇄작용을 할 가능성이 있는 것으로 사료된다. 

양서류 중금속 검출 사례

야생 양서류에서 수질 및 토양 오염에 의한 중금속 농축피해가 다수 보고되었다. 미국 Missouri지역의 7개 하천에서 채집된 Ozark hellbender (Cryptobranchus alleganiensis bishopi) eastern hellbenders (C. a. alleganiensis)의 혈중 중금속 농도를 분석한 결과, 크롬 (0.13~6.87 μg g-1 ), 카드뮴(0.002~0.11 μg g-1), 납(0.013~0.180 μg g-1), 수은(0.08~0.65 μg g-1) 등이 검출되었다. 또한 혈중 수은 농도는 개체의 크기와 비례하여 증가하는 것을 확인하였다. 이는 수은의 농축 효율이 비교적 높음을 의미한다 (Huang et al. 2010). Northern Greece, Macedonia 지역에서 Marsh Frog (Rana ridibunda)를 대상으로 체내 중금속 함량을 조사한 결과, 간에서 구리 (1041±153 mg kg-1  dry wt), 크롬 (41±11 mg kg-1), 카드뮴 (2±0.2 mg kg-1), 니켈(27±3 mg kg-1)이 높은 농도로 검출되었다(Loumbourdis 1998). Bermuda섬에서 확보한 양서류 조직을 분석한 결과, 1995년에 채집된 Marine toads (Bufo marinus)의 근육에서 카드뮴(0.02 mg L-1), 크롬(1.04 mg L-1), 납(0.19 mg L-1)이 검출되었다. 1996년에 채집된 개체들에서는 이보다 높은 농도의 카드뮴 (4.91 mg L-1), 크롬 (4.46 mg L-1), 납(2.68 mg L-1)이 검출되었다. 특히, 야생에서 채집된 개체와 버뮤다 동물원에서 획득한 개체의 간에서의 중금속 농도 비교 시 야생에서 채집된 개체의 구리농도가 약 6배 높은 것이 확인되었다(Linzey et al. 2003). Sierra Nevada mountains의 알파인 습지 (alpine wetlands)의 Sierra chorus frog (Pseudacris sierra)는 수계-육상 (aquatic-terrestrial)먹이사슬(food chain)에 있어서 핵심적인 구성원이며, 이곳의 수은 오염이 심각해지면서 물고기를 섭식하는 야생동물들에게 있어서 수은농축에 따른 피해가 증가하고 있다. P. sierra의 유생에게서 총 수은 농도 (ng g-1)를 한 달 간격으로 측정한 결과, 습기가 있을 때는 13에서 16으로 증가하였으며, 건조할 때는 150에서 151로 증가하였다(Bradford et al. 2012). 

중서부 아르헨티나 (arid Midwestern Argentina) 지대에 위치한 San Luis province의 영구적 수괴(permanent water body)에서 무미양서류를 채집하여 체내 질산납(Pb (NO3 )2 ; Pb2+ )과 질산카드뮴(Cd (NO3 )2 ; Cd2+ ) 농축(accumulation)에 대해 분석한 결과, 조사지역 내 북쪽과 남쪽 해변 순으로 각각의 개구리에서 검출된 카드뮴과 납의 양은 Rhinella arenarun에서 1.82, 3.18 μg L-1와 3.13, 5.08 μg L-1, Leptodactylus mystacinus에서 3.56, 2.15 μg L-1와 1.88, 1.42 μg L-1 , Hypsiboas cordobae에서 3.45, 2.66 μg L-1와 3.29, 2.00 μg L-1, Odontophrynus occidentalis에서 3.88, 3.42 μg L-1와 1.65, 1.19 μg L-1, bumblebee walking toad (Melanophryniscus stelzneri)에서 2.06 μg L-1와 1.78 μg L-1, Pleurodema tucumanum에서 2.73, 3.31 μg L-1와 2.29, 3.84 μg L-1로 확인되었다. 현장조사 결과 북쪽 해변과 남쪽 해변의 30, 500 cm 깊이의 수괴 내에서 북쪽 해변에서는 깊이 순으로 카드뮴이 0.139, 0.216μg L-1, 납이 18.837, 25.875 μg L-1이 산출되었고 남쪽 해변에서는 카드뮴이 0.424, 1.216 μg L-1, 납이 69.110, 90.450 μg L-1이 산출되었다(Jofré et al. 2012). 

국내 연구사례로서 영산강 수계에서 채집된 황소개구리 (Rana catesbeiana)의 장기(간, 신장, 근육, 뼈)에서 중금속 농도를 분석한 결과 아연, 구리, 납, 카드뮴이 주로 신장에 축적되는 것이 확인되었으며, 정상개체에 비해 발가락 기형을 갖는 개체들의 신장에서 아연, 구리, 납, 카드뮴은 정상개체들에 비해 각각 1.5, 7, 8, 7배 높게 검출되었다(이와 고 2001). 산개구리(Rana dybowskii)의 난자를 이용한 연구에서 frog pituitary homogenate처리에 의해 유도된 난자 성숙이 카드뮴 (0.1 mg L-1), 수은 (1 mg L-1 ), 구리(1 mg L-1), 납(5 mg L-1) 이온(divalent ion)에 의해 저해되는 것이 보고되었다(고와 이 1997). 영산강 유역(Yeongsan river basin)의 대지사용(land-use) 유형과 유수질 (stream water quality) 간의 상관관계를 분변성 지표 대장균(fecal indicator bacteria)인 대장균(Escherichia coli; EC)과 엔테로코시균(enterococci bacteria; ENT) 공간데이터와 용존 알루미늄 (dissolved aluminum; dAl), 용존 철(dissolved iron; dFe), 용존 마그네슘(dissolved manganese; dMn), 용존 아연(dissolved zinc; dZn), 용존 구리(dissolved copper; dCu), 용존 니켈(dissolved nickel; dNi)의 순서로 연관시켜 보았다. 50곳에서 채집한 시료를 건조한 계절한 습한 계절로 나누어서 관찰(monitoring)한 결과, EC 값 (MPN/100 mL)은 1390에서 3022로, ENT (MPN/100mL) 값은 231에서 822로, 중금속 6종(μg L-1)은 각각 41.1에서 69.5, 65.9에서 71.2, 51.5에서 8.78, 7.27에서 11.6, 6.97에서 8.47, 1.67에서 1.99로 건조한 계절에 비하여 습한 계절에 모든 값이 증가하였다. 여기서 사용된 최적확수(most probable number; MPN)는 대장균군의 정량 시험에 의해 얻어진 단위 용적당의 수치를 말한다 (Kang et al. 2010). 평창강(Pyeongchang river) 주변의 경작지(crop fields), 과수원 (orchards), 숲 (forests), 외양간 (barns)에서 유래한 표층토양(top soils)에서의 중금속 농도에 대하여, 오염 하중 지수(pollution load index; PLI), 생태학적 위험지수(ecological risk index; RI), 농축 계수(enrichment factor; EF) 값에 대한 항목을 적용하여 연구하였다. 20개 지점에서 크롬, 구리, 카드뮴, 니켈, 납, 비소, 수은, 아연의 항목에 대한 EF 값을 측정하였다. 결과로서, 각 금속의 EF 값의 평균은 0.05, 0.52, 7.30, 14.36, 1.37, 1.70, 29.14, 17.72였다. EF 값 기준표에 준하여 각 장소의 농축 정도를 분류하였을 시 4곳에서 극도로 고농축(extremely high), 10곳에서 매우 고농축(very high), 6곳에서 심각한 농축(significant high)이 산출되었으며, 이 모든 장소에 대한 평균 값은 매우 고농축(very high)이라는 결론을 내렸다(Kabir et al. 2010). 

고 찰

비소, 카드뮴, 크롬, 구리, 납, 수은, 니켈, 아연 등 8가지 중금속이 양서류의 생활사 전반에 걸쳐 미치는 기존에 보고된 연구사례들을 검토하였으며, Table 1에 요약하였다. 중금속은 대부분 양서류 배아의 사멸, 기형발생, 성장저해, 유생의 변태저해, 행동이상, 산화적 스트레스 유발 및 가중 등의 영향을 미치는 것으로 확인되었다. 비록 동일한 중금속 원소로 구성된 물질이라도 분자의 구성에 따라 독성영향이 상이하게 나타날 수 있음을 확인하였으며, 동일한 구조의 분자라 할지라도 시험종 및 시험방법에 따라 다른 독성시험결과가 도출될 수 있음을 확인하였다. 현재까지 FETAX시험법이 널리 사용되고 있어 X. laevis를 이용한 연구결과가 다수 존재하였지만 다른 양서류에 대한 보고는 매우 제한적이었으며, 특히 국내 자생양서류에 대한 중금속 독성테스트 결과 및 현장에서 수행되는 생태독성학적 연구가 매우 부족함을 확인하였다. 자생 양서류에 대한 FETAX 적용 및 새로운 시험법 개발이 필요하며, 실제 양서류 서식지에서 양서류 생물농축과 관련한 분석기술의 개발 및 개선이 요구된다. 이는 향후 국내 중금속 오염실태에 적합한 양서류 독성시험이 가능하게 하고, 이를 통해 생태계의 중간자 위치에 있는 양서류 고유의 독성종말점 및 독성 민감도를 반영한 환경 법규 개선이 이루어 질 수 있을 것이다. 

Table 1. Toxicological effects of heavy metals on amphbian species

Table 1. Continued

Table 1. Continued

Table 1. Continued

적 요

지구적으로 양서류가 감소하고 있다. 오래전부터 중금속은 양서류 군집 감소의 원인 중 한가지로 지목받고 있다. 수정 후 변태에 이르는 생활사를 수중에서 진행하는 양서류는 수환경 내의 오염물질에 1차적으로 노출되며 독성효과에 대한 감수성이 높아 수환경의 오염에 특히 취약하다. 양서류는 수서생태계의 건강도 지표로서 유용 할 뿐 아니라 분자 및 개체수준의 다양한 생체지표를 이용한 다양한 환경오염물질의 독성평가 모델로서도 유용하다. 양서류에서 얻어진 독성자료는 수환경 오염물질의 관리와 안전관리기준으로 사용될 수 있다. 본 논문에서는 기존에 보고된 중금속이 양서류의 다양한 독성종말점에 미치는 영향들에 대해 검토하고 분석하였다. 

사 사

본 연구는 환경부 차세대 핵심 환경기술개발사업(2011년) 지원으로 수행되었음. 

Reference

1.고선근, 이두표. 1997. 중금속 이온이 산개구리 난자성숙에 미치는 영향에 관한 연구. 환경생태학회지. 11:310-315.
2.김순오, 정영일, 조현구. 2006. 삼산제일∙삼봉 동광산 주변 수계의 중금속 오염도 평가. 한국광물학회지. 19:171-187.
3.김윤경, 정해문. 1995. 카드뮴이 양서류 체축 형성에 미치는 독성 효과. 한국독성학회지. 11:37-42.
4.윤춘식, 진정효, 정선우. 2003. 과량의 아연에 의한 아프리카발톱개구리(Xenopus laevis)의 배발생 이상과 독성. 한국육수학회지. 36:83-94.
5.이두표, 고선근. 2001. 영산강 수계에서 채집된 황소개구리의 기형 양상 및 체내 중금속 축적. 한국환경생태학회지. 15:153-158.
6.이현구, 이찬희. 1998. 충주호 상류, 상곡광산 수계에 분포하는 토양과 하상퇴적물의 중금속 오염. 대한지하수환경학회지. 5:10-20.
7.정구복, 김원일, 이종식, 이재생, 박찬원, 고문환. 2005. 국내 폐금속광산 주변 잔류광미의 중금속 오염특성. 한국환 경농학회지. 24:222-231.
8.Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). 1999. Toxicological Profile for Mercury. U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.
9.Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). 2007. Toxicological Profile for Arsenic. Public Health Service, U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, G.A., U.S.A.
10.Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). 2007. Toxicological Profile for Lead. U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.
11.Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). 2008. Toxicological Profile for Cadmium. U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.
12.Aronzon CM, MT Sandoval, J Herkovits and CS Pérezcoll. 2011. Stage-dependent susceptibility to copper in Rhinella arenarum embryos and larvae. Environ. Toxicol. Chem. 30: 2771-2777.
13.Barbin WW and MB Rodgers. 1994. In: Mark JE, Erinan B, Eirich FR, editors. Sci. Technol. Rubber. U.S.A. 7:419-469.
14.Barry MJ. 2011. Effects of copper, zinc and dragonfly kairomone on growth rate and induced morphology of Bufo arabicus tadpoles. Ecotoxicol. Environ. Saf. 74:918-923.
15.Bazar MA, MJ Quinn Jr, K Mozzachio, JA Bleiler, CR Archer, CT Phillips and MS Johnson. 2009. Toxicological responses of red-backed salamanders (Plethodon cinereus) to soil exposures of copper. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 57: 116-122.
16.Berzins DW and KJ Bundy. 2002. Bioaccumulation of lead in Xenopus laevis tadpoles from water and sediment. Environ. Int. 28:69-77.
17.Birge WJ, AG Westerman and JA Spromsberg. 2000. "Comparative toxicology and risk assessment of amphibians", in Ecotoxicology of Amphibians and Reptiles, DW Sparling, G Linder and CA Bishop, Eds. SETAC, Pensacola, Fla, U.S.A. 727-791pp.
18.Blanchard J and M Grosell. 2006. Copper toxicity across salinities from freshwater to seawater in the euryhaline fish Fundulus heteroclitus: Is copper an ionoregulatory toxicant in high salinities?. Aquat. Toxicol. 80:131-139.
19.Bosisio S, S Fortaner, S Bellinetto, M Farina, R Del Torchio, M Prati, R Gornati, G Bernardini and E Sabbioni. 2009. Developmental toxicity, uptake and distribution of sodium chromate assayed by frog embryo teratogenesis assay-Xenopus (FETAX). Sci. Total Environ. 407:5039-5045.
20.Bradford DF, JL Kramer, SL Gerstenberger, NG Tallent-Halsell and MS Nash. 2012. Mercury in Tadpoles Collected from Remote Alpine Sites in the Southern Sierra Nevada Mountains, California, U.S.A. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 62:135-140.
21.British Geological Survey, 2012. World Mineral production 2006-2010. British Geological Survey, Keyworth, Nottingham, UK.
22.British Geological Survey. 2010. World Mineral production 2004-2008. British Geological Survey, Keyworth, Nottingham, UK.
23.Brown MG, EK Dobbs, JW Snodgrass and DR Ownby. 2012. Ameliorative effects of sodium chloride on acute copper toxicity among Cope's gray tree frog (Hyla chrysoscelis) and green frog (Rana clamitans) embryos. Environ. Toxicol. Chem. 31:836-842.
24.Brown PL and SJ Markich. 2000. Evaluation of the free ion activity model of metal-organism interaction: Extension of the conceptual model. Aquat. Toxicol. 51:177-194.
25.Cadle SH and RL Williams. 1980. Environmental degradation of tire wear particles. Rubber Chem. Technol. 53:904-913.
26.Carrico LC. 1985. Mercury. In: Mineral facts and problems. Washington, DC: U.S. Department of the Interior, Bureau of Mines. 675:499-508.
27.Chang JS, MB Gu and KW Kim. 2009. Effect of arsenic on p53 mutation and occurrence of teratogenic salamanders: their potential as ecological indicators for arsenic contamination. Chemosphere 75:948-954.
28.Chen TH, JA Gross and WH Karasov. 2006. Sublethal effects of lead on northern leopard frog (Rana pipiens) tadpoles. Environ. Toxicol. Chem. 25:1383-1389.
29.Chen TH, JA Gross and WH Karasov. 2007. Adverse effects of chronic copper exposure in larval northern leopard frogs (Rana pipiens). Environ. Toxicol. Chem. 26:1470-1475.
30.Chen TH, JA Gross and WH Karasov. 2009. Chronic exposure to pentavalent arsenic of larval leopard frogs (Rana pipiens): bioaccumulation and reduced swimming performance. Ecotoxicology 18:587-593.
31.Choi SG, SG Park, PK Lee and CS Kim. 2004. An overview of geoenvironmental implications of mineral deposits in Korea. Econ. Environ. Geol. 37:1-19.
32.Christensen JR, CA Bishop, JS Richardson, B Pauli and J Elliott. 2004. Validation of an amphibian sperm inhibition toxicological test method using zinc. Environ. Toxicol. Chem. 23: 2950-2955.
33.Clark AG. 1989. The comparative enzymology of the glutathione S-transferases from non-vertebrate organisms. Comp. Biochem. Physiol. 92:419-446.
34.Cole HS, AL Hitchcock and R Collins. 1992. Mercury warning: The fish you catch may be unsafe to eat - A study of mercury contamination in the United States. Washington, D.C. : Clean Water Fund/Clean Water Action.
35.Dannis ML. 1974. Rubber dust from the normal wear of tires. Rubber Chem. Technol. 47:1011-1037.
36.Darasch S, DD Mosser, NC Bols and JJ Heikkila. 1988. Heat shock gene expression in Xenopus laevis A6 cells in response to heat shock and sodium arsenite treatments. Biochem. Cell Biol. 66:862-870.
37.Davey JC, AP Nomikos, M Wungjiranirun, JR Sherman, L Ingram, C Batki, JP Lariviere and JW Hamilton. 2008. Arsenic as an endocrine disruptor: arsenic disrupts retinoic acid receptor-and thyroid hormone receptor-mediated gene regulation and thyroid hormone-mediated amphibian tail metamorphosis. Environ. Health Perspect. 116:165-172.
38.Day KE, KE Holtze, SJL Metcalfe, CT Bishop and BJ Dukta. 1993. Toxicity of leachate from automobile tires to aquatic biota. Chemosphere 27:665-675.
39.DeForest DK, KV Brix and WJ Adams. 2007. Assessingmetal bioaccumulation in aquatic environments: the inverse relationship between bioaccumulation factors, trophic transfer factors and exposure concentration. Aquat. Toxicol. 84:236-246.
40.Di Toro DM, HE Allen, HL Bergman, JS Meyer, PR Paquin and RC Santore. 2001. Biotic ligand model of the acute toxicity of metals. 1. Technical basis. Environ. Toxicol. Chem. 20:2383-2396.
41.Dobrovoljc K, I Falnoga, MT Znidari ˇc, D Mazej, J Sˇcanˇcar and B Bulog. 2012. Cd, Cu, Zn, Se, and Metallothioneins in Two Amphibians, Necturus maculosus (Amphibia, Caudata) and Bufo bufo (Amphibia, Anura). Biol. Trace Elem. Res. 2012 Jun 16. [Epub ahead of print]
42.Drake HJ. 1981. Mercury. In: Mark HF, Othmer DF, Overberger CG et al, Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology. New York, N. Y. : John Wiley and Sons, Inc. 143- 156.
43.Egaas E, EG Jensen and JU Skaare. 1988. Activities of some microsomal enzymes of the yellow mealworm, Tenebrio molitor (Linné): I. Basal levels and inducibility. Pest. Biochem. Physiol. 30:35-39.
44.Evans JJ. 1997. Rubber tire leachates in the aquatic environment Environ. Contam. Toxicol. 151:67-115.
45.Falchuk KH, M Montorzi and BL Vallee. 1995. Zinc uptake and distribution Xenopus laevis oocytes and embryos. Biochemistry 19:16524-16531.
46.Feige U and W van Eden. 1996. Infection, autoimmunity and autoimmune disease. Stress Inducible Cellular Responses 77:359-373.
47.Fort DJ, RL Rogers, JH Thomas, WA Hopkins and C Schlekat. 2006. Comparative developmental toxicity of nickel to Gastrophryne carolinensis, Bufo terrestris, and Xenopus laevis. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 51:703-710.
48.García-Mu~noz E, F Guerrero and G Parra. 2009. Effects of copper sulfate on growth, development, and escape behavior in Epidalea calamita embryos and larvae. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 56:557-565.
49.Gauley J and JJ Heikkila. 2006. Examination of the expression of the heat shock protein gene, hsp110, in Xenopus laevis cultured cells and embryos. Comp. Biochem. Physiol. A Mol. Integr. Physiol. 145:225-234.
50.Gualtieri M, M Andrioletti, C Vismara, M Milani and M Camatini. 2005. Toxicity of tire debris leachates. Environ. Int. 31: 723-730.
51.Haritos VS, JRJ French and JT Ahokas. 1994. Cytochrome P450 monooxygenase and glutathione S-transferase activity of two Australian termites: Mastotermes darwiniensis and Coptotermes acinaciformis. Insect Biochem. Mol. Biol. 24: 929-935.
52.Hauptman O, DM Albert, MC Plowman, SM Hopfer, FW Sunderman Jr. 1993. Ocular malformations of Xenopus laevis exposed to nickel during embryogenesis. Ann. Clin. Lab. Sci. 23:397-406.
53.Herkovits J, CS Pérez-Coll and FD Herkovits. 2000. Evaluation of nickel-zinc interactions by means of bioassays with amphibian embryos. Ecotoxicol. Environ. Saf. 45:266-273.
54.Herkovits J, P Cardellini, C Pavanati and CS Perez-Coll. 1998. Cadmium Uptake and Bioaccumulation in Xenopus laevis Embryos. Ecotoxicol. Environ. Saf. 39:21-26.
55.Hodgson E. 1983. The significance of cytochrome P-450 in insects. Insect Biochem. 13:237-246.
56.Hopfer SM, MC Plowman, KR Sweeney, JA Bantle and FW Sunderman Jr. 1991. Teratogenicity of Ni2+ in Xenopus laevis, assayed by the FETAX procedure. Biol. Trace Elem. Res. 29:203-216.
57.Huang CC, Y Xu, JT Briggler, M McKee, P Nam and YW Huang. 2010. Heavy metals, hematology, plasma chemistry, and parasites in adult hellbenders (Cryptobranchus alleganiensis). Environ. Toxicol. Chem. 29:1132-1137.
58.IPCS (International Programme on Chemical Safety). 1991. Nickel. In Environmental Health Criteria. 108pp.
59.Irving EC, RB Lowell, JM Culp, K Liber, Q Xie and R Kerrich. 2008. Effects of arsenic speciation and low dissolved oxygen condition on the toxicity of arsenic to a lotic mayfly. Environ. Toxicol. Chem. 27:583-590.
60.Iscan M, T Coban, BC Eke and M Iscan. 1995. Differential responses of hepatic monooxygenases and glutathione S-transferases of mice to a combination of cadmium and nickel. Comp. Biochem. Physiol. 111:61-68.
61.Ishizaki A, M Fukushima and M Sakamoto. 1971. Contents of cadmium and zinc in organs of Itailtal disease patients and residents of Hokuriku District. Jap. J. Hygiene. 268pp.
62.Ithakissios DS, T Ghafghazi, JH Mennear and WV Kessler. 1975. Effect of multipledoses of cadmium on glucose meta- bolism and insulin secretion in the rat. Toxicol. Appl. Pharmacol. 31:143-149.
63.James SM, EE Little and RD Semlitsch. 2005. Metamorphosis of two amphibian species after chronic cadmium exposure in outdoor aquatic mesocosms. Environ. Toxicol. Chem. 24:1994-2001.
64.Janssens de BL, A Gerhardt and M Maldonado. 2004. Behavioral bioassay with a local tadpole (Pleuroderma cinereum) from River Rocha, Bolivia, in river water spiked with chromium6+.Bull. Environ. Contam. Toxicol. 72:422-428.
65.Jelaso AM, D Mackay and CF Ide. 1997. Methylmercury decreases IL-1beta immunoreactivity in the nervous system of the developing frog Xenopus laevis. Neurotoxicology 18: 841-850.
66.Jofré MB, RI Antón and CV Enrique. 2012. Lead and cadmium accumulation in anuran amphibians of a permanent water body in arid Midwestern Argentina. Environ. Sci. Pollut. Res. 19:2889-2897.
67.Jung MC, MY Jung and YW Choi. 2004. Environmental assessment of heavy metals around abandoned metalliferous mine in Korea. Econ. Environ. Geol. 37:21-33.
68.Kabir MI, H Lee, G Kim and T Jun. 2010. Monitoring and assessing heavy metals in topsoils as potential diffuse pollutants in the Pyeongchang River Basin, Korea. Water Sci. Technol. 12:3156-3162.
69.Kang JH, SW Lee, KH Cho and SJ Ki. 2010. Linking land-use type and stream water quality using spatial data of fecal indicator bacteria and heavy metals in the Yeongsan river basin. Water Res. 44:4143-4157.
70.King M and V Ramachandran. 1995. Lead, Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology. 4:69-113.
71.Komarnicki GJ. 2000. Tissue, sex and age specific accumulation of heavy metals (Zn, Cu, Pb, Cd) by populations of the mole (Talpa europaea L.) in a central urban area. Chemoshere 41:1593-1602.
72.Kostaropoulos I, D Kalmanti, B Theodoropoulou and NS Loumbourdis. 2005. Effects of exposure to a mixture of cadmium and chromium on detoxification enzyme (GST, P450-MO) activities in the frog Rana ridibunda. Ecotoxicology 14:439-447.
73.Lefcort H, RA Meguire, LH Wilson and WF Ettinger. 1998. Heavy metals alter the survival, growth, metamorphosis, and antipredatory behavior of Columbia spotted frog (Rana luteiventris) tadpoles. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 35:447-456.
74.Linzey D, J Burroughs, L Hudson, M Marini, J Robertson, J Bacon, M Nagarkatti and P Nagarkatti. 2003. Role of environmental pollutants on immune functions, parasitic infections and limb malformations in marine toads and whistling frogs from Bermuda. Int. J. Environ. Health Res. 13:125- 148.
75.Lombardi JV, TR Perpétuo, CM Ferreira, JG Machado-Neto and HL Marques. 2002. Acute toxicity of the fungicide copper oxychloride to tadpoles of the bullfrog Rana catesbeiana. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 69:415-420.
76.Lorscheider FL, MJ Vimy and AO Summers. 1995. Mercury exposure from "silver" tooth fillings: Emerging evidence questions a traditional dental paradigm. FASEB J. 9:504-508.
77.Loumbourdis NS. 1998. Heavy-metal concentration in the frog Rana ridibunda from a small river of Macedonia, Northern Greece. Environ. Int. 24:427-431.
78.Maeda S. 1994. Biotransformation of arsenic in the freshwater environment. In: Nriagu JO (ed) Arsenic in the environment part I: cycling and characterization. Wiley, New York, NY, U.S.A. 155-187.
79.Mannervik B. 1985. Isoenzymes of glutathione transferase. Adv. Enzymol. Mol. Biol. 57:357-417.
80.Martini F, JV Tarazona and MV Pablos. 2012. Are fish and standardized FETAX assays protective enough for amphibians? A case study on Xenopus laevis larvae assay with biologically active substances present in livestock wastes. Sci. World J.
81.Matthew AB, JQ Michael Jr, M Kristie, AB John, RA Christine, TP Carlton and SJ Mark. 2010. Toxicological Responses of Red-Backed Salamander (Plethodon cinereus) Exposed to Aged and Amended Soils Containing Lead. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 58:1040-1047.
82.Mendelson JR 3rd, ED Brodie Jr, JH Malone, ME Acevedo, MA Baker, NJ Smatresk and JA Campbell. 2004. Factors associated with the catastrophic decline of a cloudforest frog fauna in Guatemala. Rev. Biol. Trop. 52:991-1000.
83.Merck. 1989. Merck index: an encyclopedia of chemicals, drugs, and biologicals, Budavari S, Rahway NJ: Merck & Co. 11pp.
84.Morimoto RI 1993. Cells in stress: transcriptional activation of heat shock genes. Science 259:1409-1410.
85.Morrow H. 2001. Cadmium and cadmium alloys. In: Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology, John Wiley & Sons, Inc. 471-507.
86.Mustafa MG and CE Cross. 1971. Pulmonary alveolar macrophage Oxidative metabolism of isolated cells and mitochondria and effect of cadmium ion on electron- and energytransfer reactions. Biochem. 10:4176-4185.
87.Natale GS, LL Ammassari, NG Basso and AE Ronco. 2006. Acute and chronic effects of Cr (VI) on Hypsiboas pulchellus embryos and tadpoles. Dis. Aquat. Organ. 72:261-267.
88.Nelson SM, G Mueller and DC Hemphill. 1994. Identification of tire leachate toxicants and a risk assessment of water quality effects using tire reefs in canals. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 52:574-581.
89.Nieuwkoop PD and J Faber. 1994. Normal Table of Xenopus laevis (Daudin). A Systematical and Chronological Survey of the Development from the Fertilized Egg till the End of Metamorphosis. London: Garland Publishing, Inc.
90.Niyogi S and CM Wood. 2004. Biotic ligand model, a flexible tool for developing site-specific water quality guidelines for metals. Environ. Sci. Technol. 38:6177-6192.
91.Pagenkopf GK. 1983. Gill surface interaction model for tracemetal toxicity to fishes: Role of complexation, pH, and water hardness. Environ. Sci. Technol. 17:342-347.
92.Papachristou P, KJ Haralambous, N Loizidou and N Spyrellis. 1993. Studies on the nickel removal from aqueous solutions. J. Environ. Sci. Health A. 28:135-142.
93.Pérez-Coll CS, AA Sztrum and J Herkovits. 2008. Nickel tissue residue as a biomarker of sub-toxic exposure and susceptibility in amphibian embryos. Chemosphere 74:78-83.
94.Prati M, R Gornati, P Boracchi, E Biganzoli, S Fortaner, R Pietra, E Sabbioni and G Bernardini. 2002. A comparative study of the toxicity of mercury dichloride and methylmercury, assayed by the Frog Embryo Teratogenesis Assay- Xenopus (FETAX). Altern. Lab. Anim. 30:23-32.
95.Puccini P, S Menicagli, V Longo, A Santucci and PG Gervasi. 1992. Purification and characterization of an acetoneinducible cytochrome P-450 from hamster liver microsomes. Biochem. J. 287:863-870.
96.Ranatunge RAAR, MR Wijesinghe, WD Ratnasooriya, HASG Dharmarathne and RD Wijesekera. 2012. Cadmium-Induced Toxicity on Larvae of the Common Asian Toad Duttaphrynus Melanostictus (Schneider 1799): Evidence from Empirical Trials. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 89:143-146.
97.Sharma B and R Patino. 2008. Exposure of Xenopus laevis Tadpoles to Cadmium Reveals Concentration-dependent Bimodal Effects on Growth and Monotonic Effects on Development and Thyroid Gland Activity. Toxicol. Sci. 105:51-58.
98.Shea EE. 1996. Lead regulation handbook. Rockville, MD: Government Institutes.
99.Sidle WC. 1993. Naturally occuring mercury contamination in a pristine environment. Environ. Geology. 21:42-50.
100.Sivakumar S and CV Subbhuraam. 2005. Toxicity of chromium (III) and chromium (VI) to the earthworm Eisenia fetida. Ecotoxicol. Environ. Saf. 62:93-98.
101.Sobotka JM and RG Rahwan. 1995. Teratogenesis induced by short- and long-term exposure of Xenopus laevis progeny to lead. J. Toxicol. Environ. Health. 44:469-484.
102.Spears JW and EE Hatfield. 1977. Role of nickel in animal nutrition.Feed-stuffs. 49:24-28.
103.Suhendrayatna, A Ohki, T Nakajima and S Maeda. 2002. Studies on the accumulation and transformation of arsenic in freshwater organisms I: accumulation, transformation and toxicity of arsenic compounds on the Japanese Medaka, Oryzias latipes. Chemosphere 46:319-324.
104.Sunderman FW Jr, S Grbac-Ivankovic, MR Plowman and M Davis. 1996. Zn (2+)-induction of metallothionein in myotomal cell nuclei during somitogenesis of Xenopus laevis. Mol. Reprod. Dev. 43:444-451.
105.Sura P, BA Patrycja, F El. zbieta and W Maria. 2011. Effect of mercury ions on cysteine metabolism in Xenopus laevis tissues. Comp. Biochem. Physiol. 154:180-186.
106.Sutherland CA and EF Milner. 1990. Lead, Ullmann's encyclopedia of industrial chemistry. 5:193-236.
107.Sztrum AA, JL D'Eramo and J Herkovits. 2011. Nickel toxicity in embryos and larvae of the South American toad: effects on cell differentiation, morphogenesis, and oxygen consumption. Environ. Toxicol. Chem. 30:1146-1152.
108.Tjalve H and A Frank. 1984. Tapetum lucidum in the pigmented and albino ferret. Exp. Eye Res. 38: 341-351.
109.Trivedi B, DK Saxena, RC Murthy and SV Chandra. 1989. Embryotoxicity and fetotoxicity of orally administrated hexavalent chromium in mice. Reprod. Toxicol. 3:275-278.
110.United Nations. 1997. Glossary of Environment Statistics, Studies in Methods, Series F, No. 67. New York. United Nations.
111.USGS. 2008. Cadmium. Mineral commodity summaries. U.S. Geological Survey.
112.Vallee BL and DD Ulmer. 1972. Biochemical effects of mercury, cadmium, and lead. An. Rev. Biochem. 41:91-128.
113.Wang MZ and Jia XY. 2009. Low levels of lead exposure induce oxidative damage and DNA damage in the testes of the frog Rana nigromaculata. Ecotoxicology 18:94-99.
114.Wellinghausen N and L Rink. 1998. The significance of zinc for leukocyte biology. J. Leukoc. Biol. 64:571-577.
115.WHO. 1998. Chromium. Environmental health criteria. World Health Organisation. Geneva, Switzerland: IPCS Pubblications. 61pp.
116.Williams N. 2007. Protection fails to stem amphibian decline. Curr. Biol. 17:339-340.
117.Xia K, H Zhao, M Wu and H Wang. 2012. Chronic toxicity of copper on embryo development in Chinese toad, Bufo gargarizans. Chemosphere 87:1395-1402.
118.Zhang Y, D Huang, D Zhao, J Long, G Song and A Li. 2007. Long-term toxicity effects of cadmium and lead on Bufo raddei tadpoles. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 79:178-183.