KlosRajfurWaclawek_1.. - Society of Ecological Chemistry and

Transkrypt

E C O LO GIC AL C H E M IS T R Y AN D E N GIN E E R IN G S
Vol. 15, No. 3
2008
Andrzej KŁOS1, Małgorzata RAJFUR1, Maria WACŁAWEK1
i Witold WACŁAWEK2
AKUMULACJA MIKRO- I MAKROPIERWIASTKÓW
W MCHACH I W POROSTACH
ACCUMULATION OF MICRO- AND MACROELEMENTS IN MOSSES
AND LICHENS
Streszczenie: Porównano stężenia analitów zakumulowanych w epigeicznych mchach i w epifitycznych
porostach rosnących na tych samych obszarach. Do wyznaczania zależności między stężeniem analitów
w próbkach mchów i porostów wykorzystano wyniki badań opublikowanych w czasopismach znajdujących się
w bazach danych SCIENCE DIRECT. Poprzez analizę funkcji: ln(cx,mech) = lna + bln(cx,porost) wykazano
z dużym prawdopodobieństwem, że stężenia analitów zakumulowanych w porostach i w mchach mają
porównywalne wartości, a różnice wyrażone w formie: cwzgl. = 2 (cx,porost – cx,mech)/( cx,porost + cx,mech) mogą
wskazywać na ich pochodzenie. Przedstawione zależności mogą zostać wykorzystane w badaniach
biomonitoringowych.
Słowa kluczowe: bioakumulacja, porosty, mchy, biomonitoring
Wprowadzenie
We współczesnych metodach oceny zanieczyszczenia środowiska coraz częściej
wykorzystywane są organizmy, reagujące na zmiany składu chemicznego otoczenia:
biowskaźniki, opisujące jakościowe zmiany, oraz biomonitory, mierzące ilościowy charakter tych zmian [1, 2]. Porosty i mchy są postrzegane jako jeden z głównych biowskaźników i biomonitorów zanieczyszczenia atmosfery [3]. Grupą metod wykorzystujących
mchy i porosty do oceny zanieczyszczenia środowiska są metody, polegające na badaniu
pierwiastków śladowych zakumulowanych w ich strukturze. Taka analiza dostarcza wielu
informacji dotyczących zanieczyszczeń emitowanych do środowiska, pozwala na ocenę
zmian jakości środowiska oraz umożliwia wyznaczenie kierunków rozprzestrzeniania się
zanieczyszczeń. Możliwości wykorzystania mchów i porostów jako biowskaźników
1
Katedra Biotechnologii i Biologii Molekularnej, Uniwersytet Opolski, ul. kard. B. Kominka 4, 45-032 Opole,
email: [email protected]
2
Katedra
Fizyki
Chemicznej,
Uniwersytet
Opolski,
ul.
Oleska
48,
45-052
Opole,
email: [email protected]
398
Andrzej Kłos, Małgorzata Rajfur, Maria Wacławek i Witold Wacławek
i biomonitorów zanieczyszczenia atmosfery są stałym tematem polemik wśród badaczy.
Podstawową trudnością ilościowej oceny zanieczyszczenia środowiska na podstawie
analizy składu pierwiastków śladowych zakumulowanych w materiale roślinnym jest
wielowymiarowość oddziaływań między biomonitorem a otoczeniem [4]. Do czynników
abiotycznych, mających wpływ na intensywność sorpcji pierwiastków śladowych, należą
m.in.: warunki klimatyczne, geologiczne i siedliskowe.
Do badania zawartości mikro- i makropierwiastków skumulowanych w biomonitorach zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego wykorzystuje się instrumentalne metody analityczne, m.in. atomową spektrometrię absorpcyjną (AAS) [5], spektrometrię
masową (MS) [6] i instrumentalną neutronową analizę aktywacyjną (INAA) [7].
Autorzy nie są zgodni co do preferencji sorpcyjnych mchów i porostów [8] zarówno
tych rosnących w warunkach naturalnych, jak też transplantowanych z rejonów czystych
ekologicznie i eksponowanych w celach monitoringowych w rejonach zanieczyszczonych. Zarówno mchy, jak i porosty wykazują preferencje sorpcyjne, wynikające z powinowactwa analitów do struktur sorpcyjnych [9]. Badania wskazują, że w warunkach
naturalnych w mchach lepiej akumulują się: Al, Ca, Cr, Ni [10], Al, Cr, Fe, Mn, Ni i Ti
[11], natomiast w porostach: Cu, Hg, Na, Ti, Zn [10], Cd, Cu, Hg, Pb, V i Zn [11]. Porównywalnie akumulują się: Cd, Fe i Pb [10]. Badania prowadzone w Maroku wykazały
znaczne różnice w akumulacji pierwiastków w zależności od gatunku mchów i porostów;
na stężenia analitów w porostach epifitycznych tego samego gatunku miały także wpływ:
wysokość, na której rosły, oraz rozmiar, zależny od wieku porostów [12].Wyniki badań
prowadzonych wokół centrum Sofii [13], gdzie w plastikowych opakowaniach eksponowano po 2 gatunki mchów: Sphagnum girgensohnii i Hypnum cupressiforme oraz porostów: Pseudevernia furfuracea i Usnea barbata, wskazują na różnice w preferencjach
sorpcyjnych w zależności od sorbowanego pierwiastka oraz od gatunku mchów i porostów. Analiza danych wykazała również, że na przyrost stężenia analitu może mieć
wpływ jego początkowe stężenie przed okresem ekspozycji. Takiej zależności np. dla Al,
Co, Cu, Mo, Ti i V nie wykazały zmiany stężeń analitów w mchach i w porostach eksponowanych w Neapolu [14]. Charakterystykę mchów i porostów pod względem ich właściwości sorpcyjnych i biomonitoringowych przedstawiono w [15].
Celem przeprowadzonej analizy danych literaturowych było porównanie sorpcji analitów w mchach i w porostach (na proporcjonalną zależność wskazywały m.in. wyniki
podane w [16]) oraz pokazanie możliwych przyczyn różnic w ilości zakumulowanych
analitów.
Do wyznaczania zależności między stężeniem analitów w próbkach mchów i porostów wykorzystano wyniki badań opublikowanych w czasopismach znajdujących się
w bazach danych SCIENCE DIRECT.
Badania porównawcze polegały na analizie cwzgl., będącego różnicą w stężeniach
analitów (cx,porost – cx,mech), odniesioną do wartości średnich tych analitów w porostach
i w mchach (cx,porost + cx,mech)/2:
cwzgl. = 2 (cx,porost – cx,mech)/(cx,porost + cx,mech)
(1)
Dane te przedstawiono także w postaci:
ln(cx,mech) = lna + bln(cx,porost)
(2)
Zbadano poziom istotności hipotezy: ln a = 0 i b = 1. Wtedy funkcja (2) upraszcza
się do postaci: cx,mech = cx,porost.
Akumulacja mikro- i makropierwiastków w mchach i w porostach
399
Charakterystyka obszarów badawczych
Prezentowane wyniki badań dotyczą obszarów różniących się pod względem warunków klimatycznych, depozycji i rodzaju zanieczyszczeń. Badania prowadzono w Rosji
na Półwyspie Kolskim, obszarze o dużym zanieczyszczeniu emisją przemysłową,
w okolicach ośrodków przemysłowych: Zapoljarnij (Z), Kirovsk (K), Monchegorsk (M)
[17], we Włoszech, na obszarach geotermalnych Toskanii: w okolicach Piancastagnaio
(P) [18] i Bagni S. Filippo (BSF) [19], na obszarach ekshalacji wulkanicznych w pobliżu
Acquapassante (A) [19], a także w pobliżu Colline Metallifere (CM), obszarze geotermalnym, na którym znajdowały się nieczynne już kopalnie rud metali, m.in.: żelaza,
miedzi, ołowiu i cynku [11], oraz w północno-wschodnich Włoszech, w pobliżu małej
wioski Sappada (S), skąd pobierano próbki w celu ich ekspozycji w Neapolu [14]. Badania prowadzono także w Polsce, w Górach Świętokrzyskich w pobliżu miejscowości
Wymysłów (W) [10], w Turcji, w pobliżu miast Demirköy (D) i Íğneada (I), położonych
przy granicy z Bułgarią [20], oraz w Bułgarii w Vitosha Mountain Natural Park
(VMNP), skąd pobierano próbki mchów i porostów w celu ich ekspozycji na terenie
Sofii [13]. Badano także aktywności Cs-134 i Cs-137 zakumulowanego w porostach
i w mchach, rosnących w prowincji Ordu (Or) położonej u wybrzeży Morza Czarnego
w Turcji [21].
Półwysep Kolski, położony u zbiegu granic Rosji, Finlandii i Norwegii, z powodu
rozwiniętej infrastruktury przemysłowej jest częstym obiektem badań dotyczących stanu
środowiska, m.in. [8, 22-24], oraz dalekiego zasięgu oddziaływania emisji z tego obszaru
[25]. Charakterystyczna dla tego regionu jest, nieporównywalna z innymi europejskimi
centrami przemysłowymi, emisja miedzi i niklu. Według oficjalnych danych,
w 1994 r. z aglomeracji: Nikel, Zapoljarnij, Monchegorsk wyemitowanych zostało łącznie 1900 Mg Ni, 1100 Mg Cu, a ponadto 94 Mg V2O5 i 92 Mg Co [22, 26]. Wskaźniki
zanieczyszczenia powierzchniowych warstw gleby na przygranicznym obszarze Rosji,
Norwegii i Finlandii (próbki do badań pobierano głównie w 1992 r.) wynosiły: dla niklu
wartość maks. 2230 µg/g, mediana 13,7 µg/g, dla miedzi odpowiednio 1020 i 12,7 µg/g,
a dla kobaltu: 92,4 i 1,58 µg/g [22].
Charakterystyczna dla obszarów oddziaływania emisji z elektrowni geotermalnych
w pobliżu Piancastagnaio jest zwiększona zawartość As, Hg i Sb w aerozolu atmosferycznym. Obszary geotermalne charakteryzują się częstym występowaniem rud rtęci HgS (cynober). Dla przykładu, zmierzone średnie koncentracje Hg w porostach
i mchach na obszarach geotermalnych wynosiły odpowiednio: 0,49 i 0,32 µg/g (Piancastagnaio) 0,20 i 0,20 µg/g (Travale-Radicondoli), a na obszarze uznanym za mało zanieczyszczony: 0,15 i 0,11 µg/g [19]. Szczegółowe dane dotyczące akumulacji Hg w porostach i w mchach zebranych w 14 punktach pomiarowych w pobliżu Piancastagnaio
przedstawiono na rysunku 1 [19].
Badania te wskazały na glebę jako główne źródło zakumulowanego w mchach
i w porostach glinu i żelaza. Stwierdzono także, że zwiększone stężenie cynku, głównie
w porostach, jest związane z odległymi źródłami emisji.
W Toskanii badania przeprowadzono także na obszarze oddziaływania fumaroli (gorących ekshalacji wulkanicznych), w pobliżu Acquapassante oraz na obszarze aktywnych
źródeł geotermalnych w pobliżu miejscowości wypoczynkowej Bagni S. Filippo. Nie
wykazano znaczących różnic dotyczących stężeń As, Hg i Sb, emitowanych ze źródeł
400
naturalnych (fumaroli) oraz z elektrowni geotermalnych. Jako przyczynę zwiększonej
zawartości Cd i Pb w próbkach mchów i porostów zebranych w okolicy Bagni S. Filippo
wskazano emisje komunikacyjne, związane z dużym ruchem turystycznym w tej miejscowości [19].
c Hg, porost
1,0
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
c Hg, mech
Rys. 1. Porównanie stężeń rtęci [µg/g] zakumulowanej w mchach i w porostach rosnących w okolicy
Piancastagnaio [19]
Badania w Toskanii obejmowały obszar wokół Colline Metallifere, położony na
północny wschód od miejscowości Follonica. Jest to strefa oddziaływania emisji z elektrowni geotermalnych, naturalnych ekshalacji oraz emisji z terenów miejskoprzemysłowych położonych wzdłuż wybrzeża Morza Tyrreńskiego. Znajdują się tam
również nieczynne już kopalnie rud miedzi, żelaza, ołowiu i cynku. Przeprowadzone
badania wykazały bardzo małe stężenia Cu i Pb w mchach i w porostach. Z szacunkowych danych odczytanych z rysunków zamieszczonych w publikacji [11] wynika, że
ok. 90% badanego obszaru charakteryzowało się większą zawartością kadmu w porostach niż w mchach (średnia dla obszaru wynosi odpowiednio 0,26 i 0,19 µg/g). Średnie
wartości dla rtęci wynosiły odpowiednio: 0,17 i 0,12 µg/g, dla ołowiu 3,88 i 2,71 µg/g
i dla cynku 34,7 i 25,8 µg/g, przy czym spośród 84 punktów pomiarowych tylko
w 4 odnotowano wyraźnie większe stężenie cynku w mchach w porównaniu z porostami.
Proporcje pozostałych analitów układały się odwrotnie.
W Polsce prowadzono badania m.in. na obszarze Gór Świętokrzyskich [10].
W trzech punktach pobierania próbek badano stężenia zanieczyszczeń w glebie oraz
w materiale roślinnym, m.in. w mchach i w porostach. Na badanym obszarze w mchach
i w porostach odnotowano dużą zawartość kadmu i ołowiu.
Analiza zawartości metali ciężkich w mchach i w porostach zebranych w Turcji
w pobliżu miejscowości Demirköy wykazała zwiększone stężenia Cr i Co oraz Zn, którego głównym emitorem na badanym obszarze są spalarnie śmieci. Mchy i porosty zebrane
w pobliżu nadmorskiej miejscowości Íğneada wskazują na dużo mniejsze zanieczyszczenia tymi polutantami.
401
Jak wspomniano, próbki porostów i mchów pobranych z okolic wsi Sappada we
Włoszech i z obszaru Vitosha Mountain Natural Park w Bułgarii były wykorzystywane
w celach ekspozycji na terenach zurbanizowanych. Bazowe pomiary stężeń analitów
w obu przypadkach wskazują na dużą zawartość kadmu, w okolicach Sappada także
ołowiu zarówno w próbkach mchów, jak i porostów, przy czym stężenia tych metali były
większe w porostach.
Przeanalizowano także wyniki badań prowadzonych w prowincji Ordu w Turcji
[21], których celem było porównanie aktywności Cs-134 i Cs-137, zakumulowanego
w porostach i mchach. Miejsca pobierania próbek zlokalizowane były na różnej wysokości od 90 do 1200 m n.p.m.
Interpretacja wyników badań
W tabeli 1 zebrano łacińskie nazwy porostów i mchów wykorzystywanych do badań,
których wyniki przedstawiono w tabeli 2. Zazwyczaj publikowane dane dotyczyły wartości średnich z n próbek zebranych w danym miejscu.
Tabela 1
Nazwy łacińskie porostów i mchów wykorzystywanych do badań
Miejsce pobrania próbek
Z
K
M
P
BSF
A
CM
S
W
D
I
VMNP
Porosty
Cladonia sp.
Cladonia sp.
Cladonia sp.
Parmelia sulcata
Parmelia sulcata
Parmelia sulcata
Parmelia caperata
Pseudevernia furfuracea
Hypogymnia physodes
Evernia prunastri
Mchy
Hylocomium splendens
Hypnum cupressiforme
Sphagnum capillifolium
Leucodon spp.
Hypnum spp.
Tabela 2
Zestawienie stężeń badanych pierwiastków w porostach i w mchach [µg/g] oraz wartości względnych tych
stężeń (zależność (1))
Analit
B
Na
Mg
Al
Si
Cl
P
S
K
Ca
Sc
porost
0,69
55
785
196
65
667
852
1700
265
-
Z
mech
2,72
80
1990
305
140
1790
1470
6005
3110
-
cwzgl. porost
–1,19
0,5
–0,37
40
–0,87
150
–0,44
277
–0,73
55
–0,91
877
–0,53
604
–1,12 2090
–1,69
200
-
K
mech
2,13
65
625
1345
215
1615
1370
4405
2685
-
cwzgl. porost
–1,24
0,5
–0,48
120
–1,23
200
–1,32
122
–1,19 27,5
–0,59
992
–0,78
640
–0,71 2820
–1,72
325
-
M
mech
2,37
85
990
725
155
1340
1190
5235
4360
-
cwzgl. porost
–1,30 13,9
0,34
–1,33
–1,42 2742
–1,40
–0,30
–0,60
–0,60
–1,72
-
P
mech cwzgl.
14,9 –0,07
1035 0,90
-
402
Ti
V
Cr
Mn
Fe
Co
Ni
Cu
Zn
As
Se
Br
Rb
Sr
Y
Mo
Ag
Cd
Sb
I
Cs
Ba
La
Sm
Gd
Tb
Hf
Ta
Au
Hg
Pb
Bi
Th
U
1,2
5
27
1475
6
169
124
27
1,64
3,4
1,3
0,1
0,07
0,2
0,1
2
0,7
0,17
1,4
0,2
-
3,1
5,6
257
1825
9
258
119,5
36
0,74
10
15
0,1
0,09
0,2
0,145
18
0,7
0,12
2,5
0,2
-
–0,88
–0,11
–1,62
–0,21
–0,40
–0,42
0,04
–0,29
0,76
–0,99
–1,68
0,00
–0,25
0,00
–0,37
–1,60
0,00
0,34
–0,56
0,00
-
0,5
0,65
21
170
0,31
5,4
6
16
0,44
7,6
10
0,5
0,06
0,2
0,1
4,2
2,6
0,11
2,7
0,2
-
12,8
1,5
260
570
0,86
16
25
32
0,55
15
121
0,95
0,31
0,2
0,12
32
5,2
0,11
6,4
0,2
-
–1,85
–0,79
–1,70
–1,08
–0,94
–0,99
–1,23
–0,67
–0,22
–0,65
–1,69
–0,62
–1,35
0,00
–0,18
–1,54
–0,67
0,00
–0,81
0,00
-
0,7
1,2
70
160
7,7
155
169
42
1,36
8,6
2,2
0,1
0,33
0,78
0,12
5,6
0,7
0,13
4,9
0,2
-
4,7
2,1
180
615
9,7
184
136
31
1,39
6,6
21
0,75
0,5
0,535
0,29
181
4,3
0,11
6,6
0,2
-
–1,48
–0,55
–0,88
–1,17
–0,23
–0,17
0,22
0,30
–0,02
0,26
–1,62
–1,53
–0,41
0,37
–0,83
–1,88
–1,44
0,17
–0,30
0,00
-
47,7
1761
11,5
90,5
2,89
0,24
1,39
0,49
18,8
-
51,2
757
7,6
30,4
0,66
0,18
0,86
0,32
7,1
-
–0,07
0,80
0,41
0,99
1,26
0,29
0,47
0,42
0,90
-
CM
mech
24,1
1549
1133
29,6
1,37
5,15
126
S
cwzgl. porost mech cwzgl.
–0,94
–0,82
415
1108 –0,91
-0,24
–0,38 8,73 11,46 –0,27
–0,09 1,49
1,55 –0,04
–0,70 2,23
1,6
0,33
–0,63
299
552 –0,59
Tabela 2. cd.
Analit
B
Na
Mg
Al
Si
Cl
P
S
K
Ca
Sc
Ti
V
Cr
Mn
porost
11,5
1517
2005
-
BSF
mech cwzgl. porost
20,3 –0,55
9,4
2229 –0,38 1364
1904 0,05
1679
-
A
mech cwzgl. porost
14,8 –0,45
8,7
1987 –0,37
649
2821 –0,51
892
20,1
1,25
2,48
65,5
403
Fe
Co
Ni
Cu
Zn
As
Se
Br
Rb
Sr
Y
Mo
Ag
Cd
Sb
I
Cs
Ba
La
Sm
Gd
Tb
Hf
Ta
Au
Hg
Pb
Bi
Th
U
1130
7,3
44,4
0,32
0,31
0,47
0,25
0,367
13,1
-
1457
8
15,3
0,3
0,43
0,296
0,369
0,313
13,9
-
–0,25
–0,09
0,97
0,06
–0,32
0,45
–0,38
0,16
–0,06
-
844
9,1
52,2
0,69
0,25
0,101
0,263
0,379
7,8
-
1149
9,6
18,7
0,71
0,33
0,17
0,46
0,305
21,6
-
-0,31
–0,05
0,94
–0,03
–0,28
–0,51
–0,54
0,22
–0,94
-
541
2,65
5,77
34,7
0,36
0,26
8,1
0,17
3,88
-
1235
4,88
6,09
25,8
1,43
0,19
19,8
0,12
2,72
-
–0,78
–0,59
–0,05
0,29
–1,20
0,31
–0,84
0,34
0,35
-
363
0,23
1,81
5,42
99
0,15
0,26
0,46
23
-
675
0,43
2,35
5,54
83
0,11
0,41
0,38
18,87
-
–0,60
–0,61
–0,26
–0,02
0,18
0,31
–0,45
0,19
0,20
-
W
D
I
VMNP
porost mech cwzgl. porost mech cwzgl. porost mech cwzgl. porost mech
75
94
–0,22
93
210
353
614 –0,54
903
1868
378
446 –0,17
1538
2075
2248
144
861
1540 –0,57
1579 1072 0,38
2639
3789
2533 3818 –0,40
844
5539
3000 3000 0,00
0,17
0,24
119
114
17
6
0,96
4,2
6,1
3
3
0,00
3,2
3
5
52
–1,65 31,2
18,6 0,51
14,5
21,7 –0,40
52
53
99
316 –1,05
121
146 –0,19
101
1088 –1,66 1001
1355
815
872 –0,07
880
710
0,21
310
600 –0,64 0,52
0,59
3
2
0,40
9,6
4,8
0,67
2,5
5
–0,67
1,8
1,7
4
49
–1,70
16
11
8
9
–0,12
59
24
cwzgl.
–0,77
–0,70
–0,30
1,76
–0,36
–1,47
–0,34
0,04
–0,37
0,06
–0,02
–0,30
–0,13
0,06
0,37
0,84
Tabela 2. cd.
Analit
B
Na
Mg
Al
Si
Cl
P
S
K
Ca
Sc
Ti
V
Cr
Mn
Fe
Co
Ni
Cu
404
Zn
As
Se
Br
Rb
Sr
Y
Mo
Ag
Cd
Sb
I
Cs
Ba
La
Sm
Gd
Tb
Hf
Ta
Au
Hg
Pb
Bi
Th
U
279
5
0,7
17
205
22
-
74
6
0,8
18
61
22
-
1,16
–0,18
–0,13
–0,06
1,08
0,00
-
276
16,9
1,4
1,64
0,25
-
97
3,9
6,7
1,19
0,16
-
0,96
1,25
–1,31
0,32
0,44
-
118
5,8
1,4
0,69
0,18
-
189
5,8
2,5
0,69
0,11
-
–0,46
0,00
–0,56
0,00
0,48
-
1,4
23
28
9,8
0,52
0,17
8,7
0,32
22
0,95
0,18
0,44
0,025
0,07
0,032
0,011
0,025
0,13
1,1
3,1
4
89
0,47
0,24
3,4
0,12
34
1,2
0,28
0,56
0,033
0,1
0,031
0,0054
0,033
0,11
0,24
1,52
1,50
–1,60
0,10
–0,34
0,88
0,91
–0,43
–0,23
–0,43
–0,24
–0,28
–0,35
0,03
0,68
–0,28
0,17
W tabeli 3 zebrano dane dotyczące aktywności Cs-134 i Cs-137 w próbkach mchów
i porostów zebranych w prowincji Ordu w Turcji.
Tabela 3
Aktywności Cs-134 i Cs-137 w próbkach mchów i porostów pobranych w prowincji Ordu w Turcji
Miejsce pobrania
próbek
Boyadi
Kabadüz
Akpinar
Aynalar
Sirakovanci
Ulubey
Gölköy
Gülyani
Gürgentepe
Ilica
Çubukul
Tekkiraz
Çaybasi
Kökjük
Karlitepe
Ikizce
Gatunek porostów
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia perlata
Pamelia caperata
Pamelia perlata
Pamelia perlata
Pamelia perlata
Pamelia perlata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia caperata
Pamelia perlata
A [Bq/kg s.m.]
Cs-134 Cs-137
7,44
392
19,9
626
21
787
35,3
1029
32
930
32,7
899
24,5
779
45,7
1508
24,5
985
19,4
642
48,5
1461
11,6
331
20
433
23,4
781
3,2
133
9,3
254
Gatunek mchów
Homolothecium sp.
Hypnum Cupressiforme
Homolothecium nitens
Platygnium repens
Jungermannia sp.
Homolothecium lutescens
Homolothecium sp.
Homolothecium sp.
Drepanocladus fluitons
Homolothecium sp.
Hypnum Cupressiforme
Homolothecium sp.
Homolothecium sp.
Homolothecium sp.
A [Bq/kg s.m.]
Cs-134 Cs-137
19,3
443
28
780
16,2
542
48,8
1461
35,6
1195
16,9
419
26,5
774
65,4
1950
18,5
583
8,1
302
29,1
886
25,3
696
14,5
402
25,3
727
8,4
201
10,5
296
405
Na rysunkach 2-14 porównano wartości cwzgl. (zależność (1)) oraz przedstawiono
wyniki badań w formie zależności: ln(cx,mech) = ln a + bln(cx,porost).
c wzgl.
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
B NaMg Si Al P S K Ca V CrMnFe Co Ni Cu Zn As Rb Sr Y MoAgCd Ba La Hg Pb Bi
Rys. 2a. Porównanie wg zależności (1) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych na
Półwyspie Kolskim; Zapoljarnij (Z)
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
0
y = 1,06x + 0,54
R2 = 0,949
-2
-4
-4
-2
0
2
4
6
8
ln(c x, porost)
Rys. 2b. Porównanie wg zależności (2) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych na
Półwyspie Kolskim; Zapoljarnij (Z)
406
c wzgl.
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
B NaMg Si Al P S K Ca V CrMnFe Co Ni Cu Zn AsRb Sr Y MoAgCdBa La HgPb Bi
Półwyspie Kolskim; Kirovsk (K)
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
0
y = 1,06x + 1,02
R2 = 0,940
-2
-4
-4
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
Półwyspie Kolskim; Kirovsk (K)
407
c wzgl.
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
B NaMg Si Al P S K Ca V CrMnFe Co Ni Cu Zn AsRb Sr Y MoAgCdBa La HgPb Bi
Półwyspie Kolskim; Monchegorsk (M)
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
0
y = 0,99x + 0,90
2
R = 0,898
-2
-4
-4
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
Półwyspie Kolskim; Monchegorsk (M)
408
c wzgl.
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
-0,2
B
Al
Mn
Fe
Cu
Zn
As
Cd
Sb
Hg
Pb
Rys. 5a. Porównanie wg zależności (1) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych w pobliżu
miejscowości Piancastagnaio (P) we Włoszech
ln(c x, mech)
8
7
6
5
4
3
2
1
0
y = 0,96x - 0,49
2
R = 0,974
-1
-2
-3
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
Rys. 5b. Porównanie wg zależności (2) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych w pobliżu
miejscowości Piancastagnaio (P) we Włoszech
409
c wzgl.
1,2
0,8
0,4
0,0
-0,4
-0,8
B
Al
S
Fe
Cu
Zn
As
Mo
Cd
Sb
Hg
Pb
miejscowości Bagni S. Filippo (BSF) we Włoszech
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
y = 1,01x + 0,01
R2 = 0,985
0
-2
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
miejscowości Bagni S. Filippo (BSF) we Włoszech
410
c wzgl.
1,5
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
B
Al
S
Fe
Cu
Zn
As
Mo
Cd
Sb
Hg
Pb
miejscowości Acquapassante (A) we Włoszech
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
0
y = x + 0,25
2
R = 0,980
-2
-4
-4
-2
0
2
4
6
8
ln(c x, porost)
miejscowości Acquapassante (A) we Włoszech
411
c wzgl.
0,4
0,0
-0,4
-0,8
-1,2
-1,6
B
Al
S
Ti
V
Cr Mn Fe
Ni
Cu
Zn
As
Cd
Ba Hg
Pb
miejscowości Colline Metallifere (CM) we Włoszech
ln(c x, mech)
8
6
4
2
0
y = 1,05x + 0,29
R2 = 0,966
-2
-4
-4
-2
0
2
4
6
8
ln(c x, porost)
miejscowości Colline Metallifere (CM) we Włoszech
412
c wzgl.
0,4
0,2
0,0
-0,2
-0,4
-0,6
-0,8
-1,0
Al
Ti
V
Cr
Mn
Fe
Co
Ni
Cu
Zn
As
Mo
Cd
Pb
wsi Sappada (S) we Włoszech
ln(c x, mech)
8
6
4
2
0
y = 1,06x + 0,08
2
R = 0,985
-2
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
7
ln(c x, porost)
wsi Sappada (S) we Włoszech
413
c wzgl.
1,5
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
Na Mg Al P
S K Ca Ti V Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Sr Cd Ba Hg Pb
miejscowości Wymysłów (W) w Polsce
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
y = 0,92x + 0,54
2
R = 0,866
0
-2
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
miejscowości Wymysłów (W) w Polsce
414
c wzgl.
1,5
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
Cr
Mn
Fe
Co
Zn
As
Se
Sb
Hg
miejscowości Demirköy (D) w Turcji
ln(c x, mech)
8
6
4
2
0
y = 0,92x - 0,10
2
R = 0,898
-2
-4
-2
0
2
4
6
8
ln(c x, porost)
miejscowości Demirköy (D) w Turcji
415
c wzgl.
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
Cr
Mn
Fe
Co
Zn
As
Se
Sb
Hg
miejscowości Íğneada (I) w Turcji
ln(c x, mech)
8
6
4
2
y = 1,19x + 0,12
R2 = 0,959
0
-2
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
7
ln(c x, porost)
miejscowości Íğneada (I) w Turcji
416
c wzgl.
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,5
-2,0
NaMgAl Cl K Ca Sc Ti V CrMnFe Co Ni CuZn As Br Rb Sr Cd Sb I Cs Ba LaSmGdTb Hf TaAuTh U
Rys. 13a. Porównanie wg zależności (1) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych w Bułgarii
w Vitosha Mountain Natural Park (VMNP)
ln(c x, mech)
10
8
6
4
2
0
-2
y = 0,95x + 0,12
2
R = 0,936
-4
-6
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x, porost)
Rys. 13b. Porównanie wg zależności (2) stężeń analitów w porostach i mchach zebranych w Bułgarii
w Vitosha Mountain Natural Park (VMNP)
417
c wzgl.
1,0
Cs-134
Cs-137
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
-0,2
-0,4
-0,6
-0,8
-1,0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
Rys. 14a. Porównanie wg zależności (1) aktywności Cs-134 i Cs-137 w różnych gatunkach porostów
i mchów, zebranych w prowincji Ordu (Or) w Turcji
ln(A x, mech)
8
- Cs-134
- Cs-137
7
6
5
4
3
2
y = 0,92x + 0,38
2
R = 0,933
1
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
ln(A x, porost)
Rys. 14b. Porównanie wg zależności (2) aktywności Cs-134 i Cs-137 w różnych gatunkach porostów
i mchów, zebranych w prowincji Ordu (Or) w Turcji
418
Wyniki przedstawione na rysunkach 2a-14a wydają się wskazywać, że preferencje
sorpcyjne mchów albo porostów w stosunku do badanych analitów mogą mieć charakter
lokalny. W mchach w większości rozpatrywanych przypadków lepiej akumulują się
pierwiastki grupy IIA układu okresowego: Mg (cwzgl. od –1,33 do –0,54), Ca (od –1,72
do 0,00) , Sr (od –1,69 do –0,18) i Ba (od –1,88 do –0,06), z grupy IIIA: B (od –1,19 do
–0,07) i Al, z wyjątkiem Piancastagnaio (0,90) od –1,42 do –0,17 oraz Mn (od –1,70 do
–0,07). Stężenie krzemu w próbkach mchów i porostów z Półwyspu Kolskiego w trzech
punktach pobrania próbek (Z, K, M) było większe w mchach niż w porostach (cwzgl. od
–1,40 do –0,73). W porostach w większości przypadków, poza Z, K i I (–0,29, –0,67,
–0,46), zarejestrowano większe stężenia: Zn (cwzgl. od 0,18 do 1,16), As (od 0,00 do 1,52,
z wyjątkiem punktów pobierania: K, M i CM) i Hg (od 0,00 do 1,08). Badania stężenia
rtęci w mchach i w porostach rosnących na geotermalnym obszarze w okolicach Piancastagnaio w 12 na 14 próbek wykazały większe stężenia tego analitu w porostach (rys. 1).
Wartość cwzgl., wyznaczona ze średnich stężeń rtęci w mchach i w porostach na tym obszarze, wynosi 0,42. Porosty wykazują także preferencje sorpcyjne wobec Cl, Br i I
(VIIA) oraz Au, przy czym dane te pochodzą tylko z jednego obszaru (VMNP). Na
większe stężenia Br w porostach w porównaniu z mchami wskazują także współczynniki
wzbogacenia (EF) wyznaczone w naskalnych (epilitycznych) mchach i w porostach rosnących w okolicach Ponte do Salto w Portugalii [27].
Na rysunku 15 porównano wartości cwzgl. wybranych, najczęściej oznaczanych pierwiastków, które nie wykazują jednoznacznych preferencji sorpcyjnych w mchach lub
w porostach.
c wzgl.
2,00
-Z
-K
-M
-P
- BSF
-A
- CM
-S
-W
-D
-I
- VMNP
1,50
1,00
0,50
0,00
-0,50
-1,00
-1,50
-2,00
Al
S
Cr
Fe
Co
Ni
Cu
Zn
As
Cd
Sb
Pb
Rys. 15. Porównanie wartości cwzgl. dla wybranych, najczęściej oznaczanych pierwiastków
Dla przypomnienia cwzgl. zostały obliczone z wartości średnich z n próbek zebranych
w danym miejscu.
419
Przedstawione wyniki badań wskazują, że jedną z przyczyn powodujących różnice
w stężeniach analitów zakumulowanych w mchach i w porostach może być ich pochodzenie. Anality zawarte w aerozolu atmosferycznym mogą być lokalnie unoszone
z gleby w postaci pyłu lub mogą pochodzić z dalekich źródeł emisji.
W pierwszym przypadku wyrównanie się po upływie pewnego czasu stężeń analitów
w epigeicznych (naziemnych) mchach i epifitycznych (nadrzewnych) porostach,
w funkcji czasu, zależy od rodzaju, składu chemicznego i wilgotności gleby oraz od
czynników klimatycznych, głównie od intensywności wiatrów. Podczas badań translokacji Cs-137 na obszarze Borów Stobrawskich stwierdzono [28], że aktywność Cs-137
zakumulowanego w epifitycznych porostach Hypogymnia physodes i epigeicznych
mchach Pleurozium schreberi była porównywalna na terenach suchych, natomiast na
terenach podmokłych aktywność Cs-137 w porostach była o ok. 600 Bq/kg mniejsza od
przewidywanej: 1500 Bq/kg. Od wielu lat na badanym obszarze Cs-137 nie ma charakteru napływowego. W 2006 r. jego aktywność w powietrzu wyznaczona dla obszaru Polski
wynosiła: w II kwartale 0,1÷10,7; średnia: 1,4 µBq m–3; w III kwartale: 0,1÷6,7; średnia:
1,0 µBq m–3 [29, 30]. Należy sądzić, że Cs-137 zakumulowany obecnie w mchach
i w porostach pochodzi głównie z gleby. Jego źródłem jest pył zawierający szczątki roślinne, który, unoszony wraz z wiatrem, osadza się na powierzchni mchów i porostów.
Potwierdzają to badania transferu radiocezu z gleby do porostów eksponowanych na
obszarze Anomalii Opolskiej [31]. Na lokalne przemieszczanie się analitów związanych
w pyle z gleby do porostów wskazują także inni autorzy [32, 33].
Niesprzyjające warunki translokacji z gleby do porostów epifitycznych oraz duże
skażenie gleb na Półwyspie Kolskim mogły być przyczyną większych, w porównaniu
z porostami, stężeń analitów zakumulowanych w mchach (rys. rys. 2b-4b).
Na odwrotną sytuację wskazują dane z okolic Piancastagnaio we Włoszech (rys. 5b).
Na 11 analitów tylko w 2 przypadkach (B i Mn) wartości cwzgl. były mniejsze od zera.
Dane z obszarów geotermalnych w Toskanii (rys. rys. 5b-8b) wykazują, że w porównaniu z mchami w porostach zakumulowanych zostało więcej Zn i Hg. Autorzy artykułów utożsamiają cynk z dalekimi źródłami emisji, natomiast emisję rtęci z elektrowniami
geotermalnymi oraz emisją naturalną (gorące źródła [fumarole]). Elektrownie geotermalne oprócz rtęci emitują także As i Sb, przy czym zwiększone stężenia tych analitów
w porostach zidentyfikowano tylko w pobliżu Piancastagnaio (As i Sb) oraz
Bagni S. Filippo (As). W okolicach Piancastagnaio oraz Colline Metallifere odnotowano
w porostach większe stężenia Cd i Pb. Autorzy wskazują na napływowy charakter tych
zanieczyszczeń [11]. Podobnie większe stężenia Zn, As, Cd i Pb, ale także Cr odnotowano w porostach zebranych w pobliżu wsi Sappada (region Kampania).
Porosty zebrane w okolicach miejscowości Wymysłów w Polsce charakteryzowały
się zwiększoną koncentracją S, Ti, Co, Zn i Hg (rys. 10a). Wiarygodnym źródłem emisji
Zn zawartego w aerozolu atmosferycznym jest przemysł cementowo-wapienniczy [34].
Badania prowadzone w Turcji wykazały większe stężenia w porostach, głównie: Cr,
Co, Zn, As, Sb i Hg w okolicach miejscowości Demirköy (rys. 11b) oraz Hg w pobliżu
miejscowości Íğneada (rys. 12a), położonej u wybrzeży Morza Czarnego. Pochodzenie
Cr, Co, Zn, As i Sb utożsamia się z emisją przemysłową, emisją wywołaną spalaniem
odpadów kopalnianych oraz emisją odpadów komunalnych (głównie Zn) [21].
420
Porosty zebrane na terenie Vitosha Mountain Natural Park charakteryzowały się
większą zawartością: Cl, Cu, Zn, As, Br, Rb, I, Cs i Au niż mchy (rys. 13a). Nie zdefiniowano przyczyn depozycji tych analitów na badanym obszarze.
Większość cytowanych przykładów wskazuje na lepszą akumulację w porostach analitów pochodzących z odległych źródeł emisji, tworzących względnie trwały aerozol
atmosferyczny. Należy jednak zaznaczyć, że identyfikacja źródeł emisji dotyczyła nielicznych pierwiastków, głównie Zn, As, Sb i Hg.
Tezy tej nie potwierdzają badania aktywności izotopów Cs-134 i Cs-137 prowadzone
w prowincji Ordu w Turcji (rys. 14a). W 6 z 16 próbek mchów i porostów stwierdzono
większe stężenia tych analitów w porostach. Obecne w porostach izotopy Cs-134
i Cs-137 prawdopodobnie pochodzą z gleby, przy czym ich translokacja na powierzchnię
porostów może być wywołana wodami podkoronowymi.
Parametry funkcji oraz współczynniki korelacji (R2) przedstawione na rysunkach
2b-14b wskazują na statystycznie istotną hipotezę: cx,mech ≅ cx,porost. Odchylenia, jak
wspomniano, mogą wynikać z przyczyn abiotycznych, mogą także wskazywać na pochodzenie zanieczyszczeń. W celu oceny odchyleń od zakładanej wartości cwzgl. = 0 wyznaczono przedział, w którym mieści się ok. 67% próbek, analogicznie jak w zakresie
zmiennej x o rozkładzie normalnym: xśr.± S.D. (S.D. - standard deviation [odchylenie
standardowe]); 67% wyników zebranych w tabeli 2 znajduje się w przedziale
–0,73 ≤ cwzgl. ≤ 0,73.
Na rysunku 16 przedstawiono zależność: ln(cx, mech) = lna + bln(cx, porost) dla 67% wyników (151 z 225) mieszczących się w tym przedziale.
ln(c x,mech)
10
y = 1,03x + 0,09
2
R = 0,990
8
6
4
2
0
-2
-4
-6
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
ln(c x,porost)
Rys. 16. Porównanie stężeń analitów w próbkach mchów i porostów mieszczących się w przedziale:
–0,73 ≤ cwzgl. ≤ 0,73
421
Funkcję ln(cx, mech) = lna + bln(cx, porost), przedstawioną na rysunku 16, charakteryzują
następujące parametry: współczynnik korelacji R2 = 0,990, lna = 0,09, b = 1,03.
Podsumowanie i wnioski
Badania biomonitoringowe dostarczają wielu informacji dotyczących oceny zanieczyszczenia środowiska, kierunków rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń oraz ich biodostępności. Mechanizmy wnikania analitów oraz wpływ czynników abiotycznych na ich
akumulację w strukturach sorpcyjnych biomonitorów nie zostały jeszcze dostatecznie
rozpoznane.
Celem przeprowadzonej analizy danych literaturowych było porównanie sorpcji analitów w epigeicznych mchach i w epifitycznych porostach oraz wskazanie na możliwe
przyczyny często obserwowanych odchyleń od wartości oczekiwanych.
Zarówno mchy, jak i porosty pobierają zanieczyszczenia oraz substancje odżywcze
całą powierzchnią, bezpośrednio z aerozolu atmosferycznego. Anality akumulowane
w mchach i w porostach zasadniczo pochodzą z odległych źródeł emisji, ale mogą też
być wzbogacane przez lokalny aerozol atmosferyczny unoszony z gleby.
W mchach, w większości rozpatrywanych przypadków lepiej akumulują się pierwiastki grupy IIA układu okresowego: Mg, Ca, Sr i Ba, B i Al (IIIA) oraz Mn, natomiast
w porostach w większości przypadków zarejestrowano większe stężenia: Zn, As i Hg,
a także Cl, Br i I. Obserwowane anomalie to: Al (Piancastagnaio), Zn (Zapoljarnij, Kirovsk, Íğneada), As (Kirovsk, Monchegorsk, Acquapassante, Colline Metallifere).
Porównanie stężeń analitów zakumulowanych w mchach i w porostach wskazuje, że
preferencje sorpcyjne mogą mieć charakter lokalny. Różnice w akumulacji mogą wynikać z pewnej różnicy preferencji sorpcyjnych mchów i porostów, powinowactwa analitów do struktur sorpcyjnych, warunków klimatycznych oraz zanieczyszczeń środowiska.
Analiza danych literaturowych wskazuje, że w porostach akumuluje się więcej pierwiastków mających charakter napływowy, tworzących względnie trwały aerozol atmosferyczny, natomiast w mchach akumuluje się więcej pierwiastków pochodzących
z gleby, które poprzez tworzony aerozol (pył z gleby) wzbogacają także epifityczne
porosty. W cytowanych publikacjach identyfikacja pierwiastków emitowanych do powietrza dotyczyła głównie Zn, As, Sb i Hg.
Przedstawione wyniki badań wydają się potwierdzać statystycznie istotną hipotezę
o porównywalnej sorpcji analitów w porostach i w mchach: cx, mech ≅ cx, porost.
Badania dotyczące preferencji sorpcyjnych porostów w stosunku do analitów napływowych mają duże znaczenie w interpretacji badań biomonitoringowych.
Literatura
[1] Wolterbeek B.: Biomonitoring of trace element air pollution: principles, possibilities and perspectives.
Proc. Int. Workshop in Biomonitoring of atmospheric pollution (with emphasis on trace elements) - BioMAP II, 28 August - 3 September 2000, IAEA-TECDOC-1338, 2003, 87-104.
[2] Smodiš B., Pignata M.L., Saiki M., Cortés E., Bangfa N., Markert B., Nyarko B., Arunachalam J., Garty
J., Vutchkov M., Wolterbeek H.Th., Steinnes E., Freitas M.C., Lucaciu A. i Frontasyeva M.: Validation
422
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
[9]
[10]
[11]
[12]
[13]
[14]
[15]
[16]
[17]
[18]
[19]
[20]
[21]
[22
[23]
and Application of Plants as Biomonitors of Trace Element Atmospheric Pollution - A Co-Ordinated Effort in 14 Countries. J. Atmos. Chem., 2004, 49, 3-13.
Conti M.E. i Cecchetti G.: Biological monitoring: lichens as bioindicators of air pollution assessment a review. Environ. Pollut., 2001, 114, 471-492.
Seaward M.R.D.: Biomonitors of environmental pollution: an appraisal of their effectiveness. Ecol.
Chem. Eng., 2006, 13(3-4), 193-199.
Szarek-Łukaszewska M., Grodzińska K. i Braniewski S.: Heavy metal concentration in the moss Pleurozium schreberi in the Niepołomice Forest, Poland: changes during 20 years. Environ. Monit. Asses.,
2002, 79(3), 231-237.
Zechmeister H.G., Hagendorfer H., Hohenwallner D., Hanus-Illnar A. i Riss A.: Analyses of platinum
group elements in mosses as indicators of road traffic emissions in Austria. Atmos. Environ., 2006, 40,
7720-7732.
Ermakova E.V., Frontasyeva M.V., Pavlov S.S., Povtoreiko E.A., Steinnes E. i Cheremisina Ye N.: Air
pollution studies in Central Russia (Tver and Yaroslavl Regions) using the moss biomonitoring technique and neutron activation analysis. J. Atmos. Chem., 2004, 49, 549-561.
Kashulina G., de Caritat P. i Reimann C.: Acidity status and mobility of Al in podzols near SO2 emission
sources on the Kola Penisula, NW Russia. Appl. Geochem., 1998, 13, 391-402.
Kłos A., Rajfur M., Wacławek M. i Wacławek W.: Heavy metal sorption in the lichen cationactive layer.
Bioelectrochemistry, 2007, 71, 60-65.
Gałuszka A.: The chemistry of soils, rocks and plant bioindicators in three ecosystems of the Holy Cross
Mountains, Poland. Environ. Monit. Assess., 2005, 110, 55-70.
Bargagli R., Monaci F., Borghini F., Bravi F. i Agnorelli C.: Mosses and lichens as biomonitors of trace
metals. A comparison study on Hypnum cupressiforme and Parmelia caperata in a former mining district in Italy. Environ. Pollut., 2002, 116, 279-287.
Senhou A., Chouak A., Cherkaoui R., Moutia Z., Lferde M., Elyahyaoui A., El Khoukhi T., Bounakhla
M., Embarche K., Gaudry A., Ayrault S. i Moskura M.: Sensitivity of biomonitors and local variations of
element concentrations in air pollution biomonitoring. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2002, 254(2),
343-349.
Culicov O.A. i Yurukova L.: Comparison of element accumulation of different moss- and lichen-bags,
exposed in the city of Sofia (Bulgaria). J. Atmos. Chem., 2006, 55, 1-12.
Adamo P., Giordano S., Vingiani S., Castaldo Cobianchi R. i Violante P.: Trace element accumulation
by moss and lichen exposed in bags in the city of Naples (Italy). Environ. Pollut., 2003, 122, 91-103.
Szczepaniak K. i Biziuk M.: Aspects of the biomonitoring studies using mosses and lichens as indicators
of metal pollution. Environ. Res., 2003, 93, 221-230.
Chiarenzelli J., Aspler L., Dunn C., Cousens B., Ozarko D. i Powis K.: Multi-element and rare earth
element composition of lichens, mosses, and vascular plants from the Central Barrenlands, Nunavut,
Canada. Appl. Geochem., 2001, 16, 245-270.
Reimann C., Halleraker Jo H., Kashulina G. i Bogatyrev I.: Comparison of plant and precipitation
chemistry in catchments with different levels of pollution on the Kola Peninsula, Russia. Sci. Total Environ., 1999, 243(244), 169-191.
Loppi S., Giomarelli B. i Bargagli R.: Lichens and mosses as biomonitors of trace elements in a geothermal area (Mt. Amiata, central Italy). Crypt. Mycol., 1999, 20(2), 119-126.
Loppi S. i Bonini I.: Lichens and mosses as biomonitors of trace elements in areas with thermal springs
and fumarole activity (Mt. Amiata, central Italy). Chemosphere, 2000, 41, 1333-1336.
Eğilli (Ölmez) E., Topcuoğlu S., Kut D., Kırbaşoğlu Ç. i Esen N.: Heavy metals and radionuclides in
lichens and mosses in Thrace, Turkey. Bull. Environ. Contamin. Toxicol., 2003, 70, 502-508.
Saka A.Z., Çevik U., Bacaksiz E., Kopya A.I. i Tirasoglu E.: Levels of cesium radionuclides in lichens
and mosses from the province of Ordu in the Eastern Black Sea area of Turkey. J. Radioanal. Nucl.
Chem., 1997, 222(1-2), 87-92.
Reimann C. i Niskavaara H.: Distribution and pathways of heavy metals and sulphur in the vicinity of
the copper-nickel smelters in Nikel and Zapoljarnij, Kola Penisula, Russia, as revealed by different
sample media. Appl. Geochem., 1996, 11, 25-34.
de Caritat P., Reimann C., Bogatyrev I., Chekushin V., Finne T.E., Halleraker Jo H., Kashulina G.,
Niskavaara H., Pavlov V. i Āyräs M.: Regional distribution of Al, B, Ba, Ca, K, La, Mg, Mn, Na, P, Rb,
Si, Sr, Th, U and Y in terrestrial moss within a 188,000 km2 area of the central Barents region: influence of geology, seaspray and human activity. Appl. Geochem., 2001, 16, 137-159.
423
[24] Haack U., Kienholz B., Reimann C., Schneider J. i Stumpfl E.F.: Isotopic composition of lead in moss
and soil of the European Arctic. Geochim. Cosmochim. Act., 2004, 16(12), 2613-2622.
[25] Outola I.: Effect of industrial pollution on the distribution of Pu and Am in soil and on soil-to-plant
transfer of Pu and Am in a pine forest in SW Finland. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2003, 257(2),
267-274.
[26] Gregurek D., Reimann C. i Stumpfl E.F.: Mineralogical fingerprints of industrial emissions - an example from Ni mining and smelting on the Kola Peninsula, NW Russia. Sci. Total Environ., 1998, 221,
189-200.
[27] Prudêncio M.I.: Biogeochemistry of trace and major elements in a surface environment (volcanic rock,
soil, mosses, lichens) in the S. Miguel Island, Azores, Portugal. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2007,
271(2), 431-437.
[28] Kłos A., Rajfur M., Wacławek M. i Wacławek W.: Use of lichens to assess local soil aerosol pollution
with radiocaesium-137. Ecol. Chem. Eng., 2006, 13(8), 833-838.
[29] Komunikat Prezesa Państwowej Agencji Atomistyki z dnia 14 lipca 2006 r. w sprawie sytuacji
radiacyjnej kraju w II kwartale 2006 r. (The announcement of the President of the National Agency of
the Atomistics the day 14 July 2006 the radiational situation of the country in the second quarter of
2006).
[30] Komunikat Prezesa Państwowej Agencji Atomistyki z dnia 16 października 2006 r. w sprawie sytuacji
radiacyjnej kraju w III kwartale 2006 r. (The announcement of the President of the National Agency of
the Atomistics the day 16 October 2006 the radiational situation of the country in the third quarter of
2006).
[31] Kłos A., Rajfur M., Wacławek M. i Wacławek W.: Caesium-137 translocation from soil to lichens and
mosses. J. Radioanal. Nucl. Chem., submitted to publication.
[32] Freitas M.C., Pacheco A.M.G., Baptista M.S., Dionísio I., Vasconcelos M.T.S.D. i Cabral J.P.: Response of exposed detached lichens to atmospheric elemental deposition. Ecol. Chem. Eng., 2007,
14(7), 631-644.
[33] Freitas M.C., Pacheco A.M.G., Baptista M.S., Dionísio I., Vasconcelos M.T.S.D. i Cabral J.P.: Response of exposed detached lichens to atmospheric elemental deposition. Proc. ECOpole, 2007, 1(1/2),
15-21.
[34] Olendrzyński K., Dębski B., Kargulewicz I., Skośkiewicz J., Fudała J., Haławiczka S. i Cenowski M.:
Inwentaryzacja emisji zanieczyszczeń powietrza za rok 2001 na potrzeby statystyki krajowej i zobowiązań międzynarodowych w ramach Konwencji w sprawie transgranicznego zanieczyszczenia powietrza
na dalekie odległości. Instytut Ochrony Środowiska (Institute of Environmental Protection), Krajowe
Centrum Inwentaryzacji Emisji (National Emission Centre), Warszawa, lipiec 2003.
ACCUMULATION OF MICRO- AND MACROELEMENTS IN MOSSES
AND LICHENS
Summary: Concentrations of analytes acumulated in epigeic mosses and epifitic lichens growing on the same
areas were compared. To find dependences between concentration of analytes in mosses and lichens the results
of investigations which were published in scientific journals were used. Using the relationship ln(cx,moss) = lna
+ bln(cx,lichen) it was supposed that concentrations of analytes accumulated in lichen and mosses were comparable, and differences showed in form: crelat. = 2 (cx,lichen – cx,moss)/( cx,lichen + cx,moss) might suggest their origin.
The dependences can be used in the biomonitoring investigations.
Keywords: bioacumulation, lichens, mosses, biomonitoring

KlosRajfurWaclawek_1.. - Society of Ecological Chemistry and

Transkrypt

Podobne dokumenty

Streszczenie

Streszczenie - BIOL

ef - Uniwersytet Opolski

AKUMULACJA METALI CIĘŻKICH W MCHACH Pleurozium

Wzory rysunków Laserowe urządzenie będzie słuyło do

Rozwiązać podaną ramę (wykresy M Q N ) HB 30 3 20 20 C 20 3 x

zał.13-rys.nr.19-przykład oprawy lampy

1 ELEMENT:Bie ące utrzymanie wód- Potok Przyrwa Nil w km 20+