porosty - biowskaźniki i biomonitory zanieczyszczenia środowiska

Komentarze

Transkrypt

porosty - biowskaźniki i biomonitory zanieczyszczenia środowiska
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
61
Andrzej Kłos
Zakład Badań Fizykochemicznych
Katedra Biotechnologii i Biologii Molekularnej
Uniwersytet Opolski
ul. kard. B. Kominka 4, 45-032 Opole
tel. 077 401 60 42
email: [email protected]
POROSTY - BIOWSKAŹNIKI I BIOMONITORY
ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA
LICHENS - BIOINDICATOR AND BIOMONITOR OF ENVIRONMENT POLLUTION
Streszczenie: Scharakteryzowano wybrane cechy anatomiczne, morfologiczne oraz fizjologiczne porostów, opisano ich
właściwości sorpcyjne, czynniki wpływające na procesy sorpcji oraz metody lichenoindykacyjne i lichenomonitoringowe.
Przedstawiono takŜe wybrane przykłady wykorzystania porostów do oceny zanieczyszczenia środowiska róŜnymi polutantami,
dotyczące oceny: zanieczyszczenia badanych obszarów, pochodzenia zanieczyszczeń oraz kierunków rozprzestrzeniania się
zanieczyszczeń z danych emitorów. Zebrano takŜe syntetyczne informacje na temat badań lichenomonitoringowych
prowadzonych na obszarze Polski.
Słowa kluczowe: porosty, bioindykatory, biomonitory, pierwiastki śladowe, zanieczyszczenie atmosfery
Summary: The selected anatomical, morphological and physiological features of lichens were characterized. Sorption
properties and factors influencing sorption processes in lichen were described as well as lichenoindication and
lichenomonitoring. The selected examples of lichens utilization for estimation of environment pollution concerning: pollution
in investigated area, assessment of pollutants origin and assessment of pollutants spreading directions from emitors were
described. Synthetic information about lichenomonitoring investigations carried out in Poland was shown.
Keywords: lichens, bioindicators, biomonitors, trace elements, environment pollution
Wstęp
Wpływ zanieczyszczenia środowiska na organizmy Ŝywe: rośliny, zwierzęta, człowieka, jako zjawisko, jest znany
od dawna, ale od ok. 30 lat badane są moŜliwości kwantyfikacji tych oddziaływań. Wzrastający poziom i wciąŜ nowa
jakość antropogennych zanieczyszczeń wpływają na fizjologię i morfologię organizmów, a w skrajnych przypadkach
prowadzą do ich obumierania. Zanieczyszczenia wpływają
takŜe na wzajemne abiotyczne i biotyczne czynniki ekosystemu: biocenozy i jej biotopu. Wśród złoŜonego ekosystemu
wyróŜniają się organizmy czułe na zmiany składu chemicznego otoczenia, one pierwsze wykazują zewnętrzne oznaki
tych oddziaływań: karłowacenie, zmiany barwy, zanikanie
gatunków. Związki przyczynowo-skutkowe tych procesów
od dawna były obiektem badań. Wyselekcjonowano wiele
gatunków roślin i zwierząt, które w swoich organizmach
kumulują zanieczyszczenia, wykazują takŜe zmiany fizjologiczne, anatomiczne lub morfologiczne, zachodzące pod ich
wpływem. Organizmy te zaczęto wykorzystywać jako biologiczne wskaźniki (biowskaźniki, bioindykatory) zanieczyszczenia środowiska. Obecnie metody bioindykacyjne
zaczynają skutecznie konkurować z tradycyjnymi metodami
badania zanieczyszczenia środowiska i „stają się jednym
z filarów nowoczesnego monitoringu środowiskowego” [1].
Do ich głównych zalet naleŜą: tani i niewymagający specjalnego wyszkolenia sposób pobierania próbek (skomplikowaną
aparaturę zastępuje np. liść lub źdźbło trawy) oraz fakt, Ŝe
kumulacja zanieczyszczeń jest efektem oddziaływań tylko
tych czynników, które wpływają na równowagę wewnątrz
organizmów (homeostazę), wskazując jednocześnie na biodostępność zanieczyszczeń.
Kryteria, jakim powinny odpowiadać biowskaźniki, to [1, 2]:
- powszechność występowania i łatwość identyfikacji
oraz całoroczna dostępność,
- stabilność populacji oraz względnie duŜa tolerancja
w stosunku do badanych zanieczyszczeń, a takŜe wyraźne zewnętrzne oznaki wywołane szokiem spowodowanym krytycznym stęŜeniem zanieczyszczeń w ich
otoczeniu,
- prostota zaleŜności między stęŜeniem zanieczyszczeń
w środowisku a parametrem biowskaźnika, który słuŜy
do identyfikacji tych zanieczyszczeń, np.: proporcjonalne zaleŜności między stęŜeniem analitu w środowisku
62 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
i w biowskaźniku, osłabienie lub zwiększenie intensywności procesów fizjologicznych biowskaźnika,
- reprezentatywność dla danego ekosystemu oraz miarodajność oddziaływań na róŜnych obszarach,
- niezmienność parametrów podczas transportu oraz
w czasie potrzebnym na ich pomiar.
Biowskaźniki są wykorzystywane do oceny zanieczyszczenia:
- wód, np.: fito- i zooplankton, małŜe i ryby;
- gleby: róŜne gatunki i części roślin: np. korzenie i liście;
- atmosfery, np.: kora, igły i liście drzew, grzyby (grzyby
były m.in. wykorzystywane do badania rozprzestrzeniania się radiocezu uwolnionego po awarii elektrowni
w Czarnobylu), mchy i porosty.
Te ostatnie są postrzegane jako główny biowskaźnik zanieczyszczenia powietrza. Ich właściwości są znane od ponad stu lat. Jednymi z pierwszych, często przytaczanymi
w literaturze, były badania fińskiego biologa Williama Nylandera [1822-1899], wskazujące na zmniejszanie się liczebności i róŜnorodności porostów wraz ze zwiększaniem się
zanieczyszczenia atmosfery obszarów miejskich [3].
Do podstawowych zalet porostów jako biowskaźników
i biomonitorów zanieczyszczenia środowiska naleŜy zaliczyć:
- powszechność występowania; szacuje się, Ŝe obecnie
ok. 8% powierzchni Ziemi pokryte jest porostami [4],
- sposób odŜywiania; porosty substancje odŜywcze pobierają bezpośrednio z otoczenia: atmosfery i częściowo
podłoŜa (kora, skała), dzięki czemu ograniczona jest
wielowymiarowość oddziaływań, np. w porównaniu do
roślin korzeniowych,
ponadto:
- są odporne na wiele rodzajów zanieczyszczeń kumulowanych w ich strukturze biologicznej, przy czym wyraźny jest próg tolerancji porostów na zanieczyszczenia,
co zostało wykorzystane do opracowania popularnych
„skal porostowych”, wiąŜących występowanie danych
gatunków porostów z jakoścą powietrza na badanym obszarze,
- zaburzenia homeostazy, wywołane zanieczyszczeniem
atmosfery, powodują w porostach wiele mierzalnych
zmian: fizjologicznych, anatomicznych oraz morfologicznych,
- dzięki ich właściwościom sorpcyjnym kumulują w swojej strukturze śladowe ilości pierwiastków, niejednokrotnie świadczące o ich pochodzeniu, np. radionuklidy,
- dzięki temu w znacznym stopniu są odporne na zanieczyszczenia, moŜna je wykorzystywać do monitoringu
obszarów o znacznym zanieczyszczeniu (technika transplantacji),
- pozyskanie próbek porostów nie jest trudne, są takŜe
łatwe do transportu i przechowywania.
Spośród metod wykorzystujących porosty do oceny zanieczyszczenia środowiska (metod lichenoindykacyjnych)
moŜna wyróŜnić 4 podstawowe grupy [5]: metody polegające na badaniu róŜnorodności i liczebności porostów, metody
anatomiczno-morfologiczne, metody fizjologiczne i metody
analityczno-chemiczne.
W badaniach róŜnorodności i liczebności porostów najczęściej stosowane są metody korzystające z róŜnych skal
porostowych [6, 7], modyfikowanych dla obszarów geograficznych w zaleŜności od występujących tam gatunków porostów [8], oraz metody polegające na wyznaczaniu tzw.
indeksu czystości atmosfery IAP (Index of Atmospheric Purity) [1, 2, 5, 9].
Metody anatomiczno-morfologiczne polegają głównie
na badaniu zmian w budowie anatomicznej plechy porostów
spowodowanych czynnikami antropogennymi. Porównywany jest na przykład udział Ŝywych i martwych komórek glonów oraz szybkość ich obumierania. W metodach tych
najczęściej wykorzystywana jest technika transplantacji
porostów [10, 11], która polega na przeniesieniu porostów
z obszarów mało zanieczyszczonych i ekspozycji na badanych obszarach, głównie miejskich i przemysłowych.
Metody fizjologiczne polegają na ocenie zmian aktywności procesów Ŝyciowych zachodzących w porostach pod
wpływem toksyn zawartych w powietrzu. Przykładem jest
pomiar zmian konduktywności wody po zanurzeniu w niej
porostów, wywołany wyciekaniem jonów z wnętrza komórek
wskutek uszkodzenia błon komórkowych [12]. Bada się
takŜe intensywność wydzielania etylenu, nadmiernie wytwarzanego przez porosty pod wpływem toksyn [13, 14]. Często
badanym wskaźnikiem są zmiany aktywności fotosyntetycznej glonów (wraz z grzybami tworzącymi porosty). Do tego
celu stosowane są metody fluorescencyjne, które moŜna
wykorzystywać w terenie (in situ), unikając w ten sposób
moŜliwych zmian fizjologicznych, wywołanych transportem
oraz przechowywaniem porostów („laboratoryjny stres komórek” [5]).
Metody analityczno-chemiczne polegają na analizie
składu chemicznego porostów: mikro- i makropierwiastków
kumulowanych w ich strukturze biologicznej. Na tej podstawie wyznacza się strefy zanieczyszczenia środowiska oraz
bada źródła i kierunki rozprzestrzeniania się tych polutantów.
Celem prezentowanego artykułu było zebranie i usystematyzowanie informacji na temat budowy porostów,
kierunków badań i stosowanych metod badawczych, wykorzystywanych do oceny stanu zanieczyszczenia środowiska
na podstawie analizy składu chemicznego porostów.
Wybrane właściwości morfologiczne, anatomiczne
i fizjologiczne porostów
Porosty są symbiotycznymi organizmami plechowatymi
(tj. nie tworzą tkanek, korzeni, łodyg, liści), zbudowanymi
z komórek glonów (fitobiont) i grzyba (mykobiont). Wzajemne zaleŜności między komponentami porostu są róŜnie
interpretowane, od grzybopasoŜytnictwa wobec glonu po
glonopasoŜytnictwo, którego istotą jest wywołanie przez
komórki glonu reakcji obronnych u grzyba. Jedną z teorii jest
symbioza polegająca na tym, Ŝe glon jest pobudzany do
asymilacji ditlenku węgla przez substancje wytwarzane przez
grzyb. Grzyb natomiast dostarcza glonom wody wraz z solami mineralnymi [15]. Plecha porostów tworzy nową jakość
w stosunku do kaŜdego z komponentów, przy czym pewne
cechy anatomiczno-morfologiczne nie są przez nie zatracone.
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
Prowadzone są próby hodowli oddzielnie glonów i grzyba,
wyselekcjonowanych z plechy porostów, a takŜe badania nad
ich sztuczną syntezą. Stwierdzono jednak, Ŝe w warunkach
naturalnych fitobiont i mykobiont utraciły zdolność do samodzielnego Ŝycia i nie dochodzi do przypadkowych symbioz [16]. Glonami tworzącymi plechę porostów są
najczęściej zielenice (Chlorophyta, np.: Desmococcus lub
Trebouxia), ponadto tę funkcję mogą pełnić sinice (Cyanoprokaryota, np.: Gloeocapsa lub Stigonema). Mykobiont
najczęściej tworzą workowce (Ascomycota).
Pojawienie się porostów na Ziemi datuje się na wczesny
okres dewoński (ok. 355-408 milionów lat temu) [17]. Obecnie liczbę porostów szacuje się na ok. 30 tys. gatunków,
w tym 1,6 tys. występuje na terenie Polski [16].
O historii badań nad porostami pisał m.in. H.R. Nicollon
des Abbayes (1898-1974), a w Polsce J. Bystrek [16].
Termin Lichen wprowadził do nauki Teofrast z Eresos
(370-288 p.n.e.), grecki przyrodnik, uczeń Arystotelesa.
Późniejszą historię badań nad porostami tworzyli w XVII w.
m.in.: J.P. Tournefort [1656-1708] i Karol Linneusz (Carolus
Linnaeus [1707-1778]), a na przełomie XVIII i XIX w.
m.in.: E. Acharius [1757-1819], autor dzieła Lichenographia
universalis oraz E.M. Fries [1794-1878], W. Wallroth
[1792-1857], G. de Notaris [1805-1877], G.W. Koerber
[1817-1885] i wspomniany juŜ W. Nylander. W 1867 r.
S. Schwendener [1829-1919] wysunął przypuszczenie
o podwójnej naturze porostów, uznając je za wspólnotę Ŝyciową glonu i grzyba. Wiele badań zapoczątkowanych na
przełomie XIX i XX w. jest kontynuowanych do dzisiaj.
Dotyczą m.in. badań wzajemnych relacji między glonem
i grzybem, które zapoczątkował J-B.É. Bornet [1828-1911],
tematów związanych z syntezą, np.: M. Treub [1851-1910]
oraz hodowlą wyodrębnionych glonów i grzybów porostowych, np. G. Bonnier [1853-1922].
Pionierem wśród polskich badaczy porostów był
ks. J.K. Kluk [1739-1796], który w Dykcyonarzu roślinnym
wymienił 40 gatunków porostów, opisując ich siedliska oraz
moŜliwości praktycznego wykorzystania, m.in. w medycynie. Dane bibliograficzne oraz dokonania polskich lichenologów zebrał i opublikował W. Fałtynowicz [18, 19].
Porosty naleŜą do gatunków zmiennowodnych. Woda
stanowi podstawę wegetacji porostów. W okresach suszy,
63
takŜe w cyklu dziennym, porosty pobierają i oddają wodę
w sposób czysto fizyczny, wodę pobierają bezpośrednio
z powietrza.
Wśród 30 tys. poznanych gatunków porostów moŜna
wyróŜnić kilka grup, których cechą wspólną jest rodzaj podłoŜa, na którym rosną. Porosty dzieli się takŜe ze względu na
ich zewnętrzne formy morfologiczne oraz ze względu na
róŜnice w budowie anatomicznej. Specyficzną cechą porostów jest ich zdolność do wytwarzania substancji, zwanych
ogólnie kwasami porostowymi. Badania rodzaju i ilości
kwasów porostowych w plechach są wykorzystywane do
identyfikacji porostów.
Występowanie i formy morfologiczne porostów
Porosty występują na wszystkich kontynentach. Zasiedlają niedostępne dla innych roślin obszary Arktyki i Antarktydy, nawet skały wznoszące się nad lądolodem. Licznie
reprezentują florę tundry i tajgi, zasiedlają obszary wysokogórskie oraz lasy tropikalne. Ze względu na rodzaj podłoŜa,
na którym rosną, dzieli się je na [16]:
- porosty ubikwistyczne, rosnące na róŜnym podłoŜu, do
których zaliczana jest m.in.: pustułka pęcherzykowata
(Hypogymnia physodes) i chrobotek kieliszkowaty
(Cladonia chlorophaea),
- porosty epigeiczne (naziemne), np.: płucnica islandzka
(Cetraria islandica) i chrobotek leśny (Cladonia
sylvatica),
- porosty epilityczne (naskalne), np.: misecznica murowa
(Lecanora muralis) i wzorzec geograficzny (Rhizocarpon geographicum),
- porosty epifityczne (nadrzewne), np.: włostka kędzierzawa (Bryoria crispa) i mąklik otrębiasty (Pseudevernia furfuracea),
- porosty epifiliczne, rosnące na liściach roślin naczyniowych, w Polsce tylko Catillaria boutellei,
- porosty epibryofityczne, rosnące na martwych łodyŜkach i listkach mchów, często takŜe na innym podłoŜu
organicznym (szczątki roślin naczyniowych), np.:
Absconditella annexa i Caloplaca aurea,
a)
b)
c)
d)
Rys. 1. Anatomiczna struktura plechy: a) plecha homeomeryczna Collema, b) plecha homeomeryczna Leptogium tremeloides, c) plecha heteromeryczna,
porost skorupiasty z plechą wnikającą w podłoŜe, d) plecha listkowata [20]
64 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
-
porosty epilichenofityczne, porosty Ŝyjące na plechach
innych porostów, np.: Buellia bada i Protothelenella
leucothelia,
- porosty epiksyliczne, porosty murszejącego drewna, np.:
Biatorella flavella i Buellia erubescens.
Na podstawie zewnętrznych cech morfologicznych porostów wyróŜnia się kilka form plechy: proszkowatą, skorupkowatą, plakodiową, łuskowatą, listkowatą, wełniastą,
krzaczkowatą [16]. W badaniach lichenoindykacyjnych plechy porostów zazwyczaj dzieli się na trzy podstawowe formy: skorupiaste, do których naleŜą m.in.: brunatka
kropkowata (Buellia punctata) i liszajec zwyczajny
(Lepraria incana), listkowate, np.: pustułka pęcherzykowata
(Hypogymnia physodes) i tarczownica bruzdkowana
(Parmelia sulcata) i krzaczkowate, np.: mąkla tarniowa
(Evernia prunastri) lub brodaczka zwyczajna (Usnea
filipendula).
Do badań lichenoindykacyjnych najczęściej wykorzystywane są porosty epifityczne (nadrzewne), a w badaniach
laboratoryjnych, w których np. oznacza się skład chemiczny
porostów, wykorzystuje się dające się łatwo oddzielić od
podłoŜa, dobrze wykształcone formy nadrzewnych porostów
listkowatych i krzaczkowatych.
Budowa anatomiczna porostów
Ze względu na budowę anatomiczną plechy porostów
dzielą się na dwa zasadnicze typy: heteromeryczne (warstwowane) oraz homeomeryczne (niewarstwowane). Wśród
plech homeomerycznych wyróŜnia się m.in. plechy, w których strzępki grzyba, poprzeplatane łańcuszkami glonów, są
luźno splecione i nieregularnie rozmieszczone (rys. 1a) oraz
plechy, na których powierzchni wykształca się osłonka zbudowana ze ściśle połączonych strzępków grzyba (rys. 1b).
W plechach heteromerycznych wyróŜnia się przynajmniej dwie wyodrębnione warstwy: grzybową oraz warstwę
glonową. Wśród plech heteromerycznych moŜna wyróŜnić
plechy wnikające w podłoŜe, z wyodrębnioną warstwą korową złoŜoną z silnie splecionych strzępek grzyba umieszczonych w bezpostaciowej galaretce, warstwę miąŜszową,
utworzoną z luźno splecionych strzępek grzyba i warstwą
fitobionta (rys. 1c) oraz plechy, w których wyróŜnia się warstwę korową: górną i dolną, warstwę miąŜszową i warstwę
fitobionta (rys. rys. 1d i 2).
Do podłoŜa porosty są przytwierdzone za pomocą fałd
lub zmarszczek, takŜe strzępkami podplesza, za pomocą
płytek uczepowych lub za pomocą chwytników, których
kształty przedstawiono na rysunku 3.
W korze niektórych gatunków porostów tworzą się cyfelle (otworki) lub pseudocyfelle (pęknięcia), ułatwiające
wymianę gazową. U licznych gatunków na powierzchni
plechy wyrastają izydia, których budowa anatomiczna jest
identyczna jak budowa plechy (rys. 4). Izydia są organami
rozmnaŜania wegetatywnego. Podobną rolę odgrywają soredia. Są to komórki glonów (jeden lub kilka) oplecione
strzępkami grzyba. Porosty wykształcają równieŜ zarodniki
z owocnikami.
Kora
górna
Warstwa
fitobionta
MiąŜsz
Kora
dolna
Rys. 2. Przekrój przez plechę Parmelia sulicata [21]
a)
b)
c)
Rys. 3. Niektóre typy chwytników: a) chwytniki pojedyncze, b) chwytniki rozgałęzione, c) chwytniki szczoteczkowate [22]
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
65
puszczonymi w opadzie atmosferycznym mogą pełnić rolę
naturalnych kationitów.
Obszerne wyniki badań dotyczących chemii porostów
przedstawili Huneck i Yoshimura [24].
Gospodarka wodna
Rys. 4. Przekrój przez izydia porostu Parmelina tiliacea wg Rosendahla
[15]
Produkty metabolizmu porostów - kwasy porostowe
Metabolity są substratami i produktami ciągów enzymatycznych reakcji zachodzących w organizmach Ŝywych
w wyniku przemiany materii.
W porostach łącznie stwierdzono ponad 220 róŜnego rodzaju metabolitów: pierwotnych (m.in.: alkoholi, mono-,
oligo- i polisacharydów, aminokwasów, oligopeptydów) oraz
wtórnych, nazwanych potocznie kwasami porostowymi [16].
Wytwarzanie kwasów porostowych jest charakterystyczną cechą porostów. W formie kryształów, granulek lub
w formie ciekłej gromadzą się one m.in. na powierzchni
strzępków miąŜszu, soraliach, rzadziej w warstwie korowej.
Są nierozpuszczalne w wodzie. Ich udział, w zaleŜności od
gatunku, wynosi od 0,5 do 10% suchej masy porostów.
Kwasy porostowe są wytwarzane przez grzyba z wykorzystaniem cukrów produkowanych przez glony. Rodzaj
i ilość wytwarzanych kwasów porostowych są róŜne dla
róŜnych gatunków lub grup gatunków porostów. Opracowane są metody identyfikacji gatunków porostów na podstawie
analizy zawartych w nich kwasów (chemotaksonomia).
Wśród licznych i dość skomplikowanych strukturalnie
związków chemicznych zaliczanych do kwasów porostowych moŜna wyróŜnić:
- kwas usninowy, występujący m.in. w plechach brodaczek (Usnea) i mąklików (Evernia),
- kwas rodokladoniowy, występujący w chrobotkach
(Cladonia),
- kwas wulpinowy, występujący w Lepraria chlorina,
- kwas lekanorowy, ponad 24% mas. tego kwasu zawiera
Ramalina coralloidea,
- atranorynę, występującą m.in. w mąkli tarniowej
(Evernia prunastri).
Kwasy porostowe moŜna podzielić na dwie grupy [23]:
alifatyczne i acykliczne, do których zalicza się m.in.: jedno-,
dwu- lub trójzasadowe kwasy laktonowe, trójterpeny, wielowodorowe alkohole, np.: erytritol, arabitol, oraz aromatyczne substancje porostowe, do których zalicza się
m.in.: pochodne kwasu fulwinowego, depsydy, depsydony,
chinony, pochodne ksantonu i dibenzofurazy.
Z egzotycznego porostu Roccella wyrabiany jest najlepszej jakości lakmus [15].
Na podstawie analizy grup funkcyjnych moŜna przypuszczać, Ŝe kwasy porostowe w kontakcie z solami roz-
Wymiana wody między porostem a otoczeniem jest
zjawiskiem fizycznym. Porosty dzięki swoim właściwościom
higroskopijnym pobierają wodę nie tylko w postaci cieczy,
ale mogą ją pobierać z atmosfery w postaci pary wodnej
w zaleŜności od względnej wilgotności powietrza. Cyklem
odwrotnym jest odparowanie. Wraz z wodą porosty pobierają
substancje w niej rozpuszczone. Wynika z tego, Ŝe dla porostów rosnących na obszarach zanieczyszczonych najbardziej
niekorzystne są okresy o duŜej względnej wilgotności powietrza, np. w czasie mgły lub w porze tworzenia się rosy. Wtedy to nagromadzenie toksyn rozpuszczonych w wodzie
atmosferycznej jest największe.
Okres wegetacyjny porostów w polskich warunkach
klimatycznych trwa cały rok. Przerywany jest on okresami,
w których porosty pozbawione są wody, takŜe w czasie duŜych mrozów. Znaczna aktywność procesów fotosyntezy
występuje przy niewielkich mrozach i pod śniegiem. Natomiast niekorzystnie na procesy Ŝyciowe wpływa zbyt długie
wysycenie plech wodą.
Ocena zanieczyszczenia środowiska na podstawie
chemicznej analizy pierwiastków skumulowanych
w porostach
Treści zawarte w tej części artykułu są syntetycznym
zbiorem informacji, wybranych z angielsko- i polskojęzycznych publikacji, dotyczących sposobów i metod oceny zanieczyszczenia środowiska na podstawie chemicznej analizy
zawartości pierwiastków kumulowanych w porostach [25,
26]. Prowadzone badania miały na celu m.in. ocenę i monitoring zanieczyszczenia środowiska np. w pobliŜu zakładów
produkcyjnych, aglomeracji miejskich i naturalnych emitorów (np. wulkanów). Dotyczyły one takŜe metod analizy
kierunków rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń na terenach
nieuprzemysłowionych oraz korelacji między zawartością
pierwiastków śladowych w róŜnym materiale biologicznym
(porosty, mech, kora drzew), w powietrzu i w glebie.
Do badań pierwiastków śladowych wykorzystywano
m.in.: INAA, XRF, MS, PIXE, AAS i AES, a do pomiaru
zawartości radionuklidów w porostach: spektrometrię gamma [27, 28], spektrometrię alfa [29, 30] oraz spektrometrię
masową [31]. Skróty oraz polskie i angielskie nazwy metod
analitycznych zamieszczono w tabeli 1.
WaŜnym elementem procedur śladowej analizy pierwiastków w materiale biologicznym (naleŜy zaznaczyć, Ŝe
stęŜenia wykrywanych pierwiastków przy uŜyciu np. AAS są
rzędu ppm (parts per million), czyli milionowych części
masy próbki (10–4%), natomiast INAA rzędu ppb (parts per
billion), czyli miliardowych części) jest właściwe planowanie eksperymentu, uwzględniające m.in.: sposoby pobierania
i preparowania próbek, dobór metod analitycznych oraz
66 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
Tabela 1. Metody analityczne wykorzystywane do badania pierwiastków śladowych w plesze porostów
Metoda
Nazwa angielska
Akronim
Atomowa spektrometria absorpcyjna
Atomowa, płomieniowa spektrometria absorpcyjna
Atomic Absorption Spectrometry
Flame Atomic Absorption Spectrometry
AAS
FAAS
Atomowa spektrometria absorpcyjna z kuwetą grafitową
Graphite Furnace Atomic Absorption Spectrometry
GFAAS
Atomowa spektrometria absorpcyjna z techniką generowania wodorków
Atomowa spektrometria absorpcyjna z techniką zimnych
par
Emisyjna spektrometria atomowa
Emisyjna spektrometria atomowa ze wzbudzaniem plazmowym
Instrumentalna neutronowa analiza aktywacyjna
Hydride Generation Atomic Absorption Spectrometry
HGAAS
Cold-Vapor Atomic Absorption Spectrometry
CVAAS
Atomic Emission Spectrometry
Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry
Instrumental Neutron Activation Analysis
14 MeV- Neutron Activation Analysis
Thermal Neutron Activation Analysis
Mass Spectrometry
Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry
Concentration Factor Isotope Ratio Mass Spectrometry
AES
ICP-AES
Spektrometria mas
Spektrometria masowa ze wzbudzaniem plazmowym
Spektrometria mas stosunków izotopowych
z wykorzystaniem współczynnika wzbogacenia
Graphite Furnace Absorption Isotope Ratio Mass
Spektrometria mas stosunków izotopowych
Spectrometry
z atomizacją w piecu grafitowym
Spektrometria mas stosunków izotopowych
Isotope Dilution Isotope Ratio Mass
z wykorzystaniem rozcieńczonych izotopów
Fluorescencyjna spektrometria rentgenowska
X-Ray Fluorescence
Fluorescencyjna spektrometria rentgenowska z dyspersją
Energy Dispersive X-Ray Fluorescence
energii
Fluorescencyjna spektrometria rentgenowska z dyspersją
Wavelength Dispersive X-Ray Fluorescence
długości fal
Spektralna analiza rentgenowska wzbudzana protonami
Proton Induced X-Ray Emission
Metody analityczne wykorzystywane do badania radionuklidów
Spektrometria gamma z detektorem germanowym
Gamma Spectrometry with a Germanium Coaxial
Detector Spectrometer
Spektrometria alfa
Alpha Spectrometry
Spektrometria mas
Mass Spectrometry
sposoby oceny i interpretacji wyników. Szczegółowe informacje na temat technik chemometrycznych analizy danych
doświadczalnych podano w wielu podręcznikach i monografiach [1, 32, 33].
Jak wspomniano, miarodajna ocena zanieczyszczenia
środowiska na podstawie zawartości pierwiastków śladowych w porostach, tak jak w przypadku innych biowskaźników, wymaga uwzględnienia wielu czynników, związanych
zarówno z przedstawionymi w poprzednim rozdziale badaniami mechanizmów sorpcji, jak teŜ z właściwym doborem
materiału badawczego (gatunek porostów, miejsce i czas
pobierania próbek, obszar badań), ze sposobem pobierania,
przechowywania i preparowania próbek, standaryzacją metod analitycznych oraz sposobem opracowania i interpretacji
wyników [34]. Uwzględnienie wspomnianych czynników,
szczególnie tych, które wpływają na korelacje między stęŜeniem pierwiastków śladowych w porostach i w środowisku
(czynniki abiotyczne), jest warunkiem koniecznym do opracowania standardowych procedur, mających na celu umoŜliwienie porównywania wyników badań prowadzonych na
róŜnych terenach geograficznych. Brak jednolitych procedur
badawczych jest jednym z dotychczas nierozwiązanych problemów biomonitoringu. Jak wskazują autorzy wielu publikacji, m.in. [1], próby standaryzacji procedur badawczych są
podejmowane, jednak nie są one do końca jednoznaczne
i budzą wiele sporów.
INAA
14 MeV-NAA
k0-NAA
MS
ICP-MS
CF-IRMS
GF-IRMS
ID-IRMS
XRF
ED-XRF
WD-XRF
PIXE
MS
Korelacje między zawartością śladowych zanieczyszczeń w porostach i w środowisku są uzaleŜnione od wielu
czynników, m.in.: fizykochemicznych właściwości podłoŜa,
na którym rosną porosty, od rodzaju związków chemicznych,
w jakich występują w atmosferze badane pierwiastki śladowe, a szczególnie od ich preferencji do tworzenia w środowisku wodnym form jonowych (sorpcja w warstwie
kationoaktywnej) oraz od warunków klimatycznych i topografii terenu. Na przykład, badając zawartość makro- i mikropierwiastków
w
plesze
porostów
rosnących
w Gorczańskim Parku Narodowym wykazano, Ŝe w porostach Hypogymnia physodes, rosnących po stronie nawiewanych zanieczyszczeń z miasta Krakowa i Górnośląskiego
Okręgu Przemysłowego stęŜenia: S, Cu, Fe, Cr, Pb i Zn są
większe niŜ w porostach inaczej zorientowanych. Zaobserwowano takŜe wyraźne zmniejszenie stęŜeń tych pierwiastków w porostach rosnących w strefie 800÷900 m n.p.m. [35].
Przyczyną, na którą wskazywały badania prowadzone
w mieście Megapolis (Grecja), jest pułap, na wysokości
którego rozchodzą się zanieczyszczenia, a właściwie
względna zaleŜność miejsca pobrania próbki w stosunku do
wysokości emitorów [36]. Na podobne zaleŜności wskazywali teŜ inni autorzy [37]. TakŜe, wspomniana juŜ, analiza
zawartości makropierwiastków: Na i K w transplantowanych
porostach Parmelia sulicata, eksponowanych u ujścia rzeki
Sado (50 km na południe od Lizbony) wskazała na ich
67
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
zwiększoną zawartość w porostach eksponowanych w kierunku nawiewu wiatru od strony oceanu [38].
Mn związany
w porostach
- Mn
- Mn/Mg
- Mn/Ca
t
Rys. 5. Wpływ makropierwiastków: magnezu i wapnia na sorpcję manganu
w porostach Hypogymnia physodes [39]
Makropierwiastki zaleŜnie od powinowactwa do warstwy kationoaktywnej mają wpływ na sorpcję pierwiastków
śladowych. Stwierdzono na przykład, Ŝe Mg i Ca, wpływają
na sorpcję Mn w porostach. Na poglądowym wykresie na
rysunku 5 przedstawiono wyniki badań prowadzonych
z wykorzystaniem porostów Hypogymnia physodes, których
głównym celem było zbadanie wpływu manganu na morfologię i fizjologię porostów [39].
W badaniach tych określano takŜe zawartość manganu
i magnezu w porostach Hypogymnia physodes zebranych
w górach Harz (Niemcy). Określając liczebność porostów na
korze drzew, wykazano, Ŝe maleje ona wraz ze zmniejszaniem się stosunku Ca/Mn, a w przypadkach gdy stosunek
Ca/Mn < 20, porosty zanikają. Świadczy to o duŜym wpływie makropierwiastków na próg tolerancji porostów na zanieczyszczenia.
Badania prowadzone w środowisku naturalnym porostów oraz w laboratorium wskazują na wpływ jonów wodorowych (pH opadów atmosferycznych) na sorpcję metali
cięŜkich. Wykazano np. wpływ kwasowości opadów na
sorpcję niklu w strukturze porostów. Doświadczenie polegające na zraszaniu porostów preparowanym opadem, po czasie
ekspozycji, wykazało znaczne zmniejszenie (nawet
o ok. 70%) stęŜenia niklu w porostach przy pH = 3,0 w porównaniu z opadem, którego pH wynosiło 5,0, przy stałym
stęŜeniu niklu w preparowanym opadzie [40]. W badaniach
dotyczących sorpcji uranu w porostach Peltigera membranacea wykazano maksimum sorpcji dla pH ok. 5. Zwiększenie
lub obniŜenie pH ograniczało wydajność sorpcji [41]. Podobne wyniki uzyskano, badając wpływ kwasowości roztworów na wydajność sorpcji Pb, Cu i Zn w porostach Cladonia
convoluta i Cladonia rangiformis [42]. Na takie zaleŜności
wskazują teŜ inni autorzy [43, 44].
DuŜy wpływ na wydajność sorpcji ma rodzaj i intensywność opadów atmosferycznych [45]. W rejonach arktycznych zarejestrowano wzrost intensywności sorpcji
zanieczyszczeń w okresie wiosennym (maj-czerwiec),
w porze topnienia śniegu [46]. Wskazano takŜe na korelacje
między zawartością pierwiastków śladowych w porostach
i w podłoŜu: glebie, korze, drzewie, skale [47, 48]. Na podstawie badań dotyczących translokacji miedzi z podłoŜa do
porostów wysunięto interesującą tezę, Ŝe porosty mogą być
wykorzystane w badaniach geologicznych do poszukiwania
minerałów [49].
Znaczny wpływ na stęŜenia toksykantów zakumulowanych w porostach ma takŜe czas bioaktywności porostów.
Potwierdzają to badania koncentracji pierwiastków śladowych w transplantowanych porostach, które wystawiono na
działanie aerozolu atmosferycznego na obszarach silnie zanieczyszczonych. Stwierdzono w nich, Ŝe stęŜenie zanieczyszczeń w porostach wzrasta wraz z czasem ich ekspozycji
[38, 50, 51]. TakŜe czas bioakumulacji zanieczyszczeń jest
róŜny dla róŜnych gatunków porostów i zaleŜy od czynników
abiotycznych, m.in. od warunków klimatycznych oraz od
składu zanieczyszczeń w bezpośrednim otoczeniu porostów
[52]. Wpływ warunków fizykochemicznych na wzajemne
korelacje między zawartością pierwiastków śladowych
w otoczeniu a ich stęŜeniem w porostach przedstawiono na
rysunku 6 [53].
Odwracalny proces wymiany jonowej między otoczeniem, a pozakomórkową strukturą
porostów, dla którego moŜna wyznaczyć stałą równowagi heterofazowej
reakcji podwójnej wymiany.
Wpływ na sorpcję pierwiastków śladowych ma skład
podłoŜa, na którym rosną porosty, a szczególnie
rodzaj i stęŜenie form jonowych pierwiastków
naturalnie występujących w środowisku
porostów: Ca, Mg, Na i K.
c i min (p)
c i (oa)
Warunki klimatyczne, m. in. intensywność
opadów atmosferycznych oraz temperatura
wpływają na proces wymiany jonowej.
StęŜenie metali skoncentrowanych
w biologicznej strukturze porostów zaleŜy
od czasu aktywności biologicznej porostów.
c i max (p)
Zakres niepewności pomiaru wynikający z właściwości fizykochemicznych
otoczenia porostów
0
c
Rys. 6. Czynniki fizykochemiczne wpływające na korelacje między stęŜeniem pierwiastków śladowych w porostach i w środowisku; ci(oa) - stęŜenie i-tego
pierwiastka w opadach atmosferycznych, ci(p) - stęŜenie i-tego pierwiastka w porostach
68 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
Zanieczyszczenia
antropogennne
Zanieczyszczenia
naturalne
WK
PodłoŜe, na którym
rosną porosty
WK(T, W)
R
Aerozol
atmosferyczny
PM
WCh, WK
WK(T, W, R, P)
T
WCh
WK
Powierzchnia
porostów
DP
WCh
PM
Struktura
wewnątrzkomórkowa
WCh
W
WCh, WE(WK)
Struktura
pozakomórkowa
Rys. 7. Czynniki fizykochemiczne oddziałujące na kolejne etapy translokacji zanieczyszczeń między otoczeniem a porostem
Sucha depozycja
Mokra depozycja
2+
Zn
2+
Pb
2+
Cu
Nieprzyleganie,
usuwanie pyłów
przez opady
lub wiatr
2+
2+
Kora górna
Zn
2+
Pb
2+
Cu
Depozycja na powierzchnię porostów
Wypłukiwanie
na wskroś
Kora górna
Zn
2+
Pb
2+
Cu
Usuwanie z powierzchni porostów
Rys. 8. Depozycja metali cięŜkich na powierzchnię porostów [54]
Na rysunku 7 schematycznie zinterpretowano wzajemne
relacje między czynnikami fizykochemicznymi oddziałującymi na kolejne etapy translokacji zanieczyszczeń otoczenie-porost.
Lokalnie, rodzaj i ilość zanieczyszczeń atmosferycznych
pochodzących ze źródeł antropogennych zaleŜą od warunków klimatycznych (WK): siły i kierunku wiatru (R), intensywności i rodzaju opadów atmosferycznych (W),
temperatury (T) i ciśnienia (P). Są one uzupełniane zanieczyszczeniami pochodzenia naturalnego, np. przez gazy
i pyły wulkaniczne, oraz pyłami pochodzącymi z gleby,
unoszonymi z wiatrem (R), co jest bardzo waŜne w przypadku bliskich oddziaływań, do kilku metrów. W wyniku suchej
i mokrej depozycji zanieczyszczenia z atmosfery osadzają się
na powierzchni porostów. Są one wzbogacane o substancje
pochodzące z podłoŜa, na którym rosną porosty. Biodostępność tych substancji jest z kolei uzaleŜniona od ich właściwości chemicznych (WCh), warunków klimatycznych,
szczególnie od temperatury (T), intensywności i rodzaju
opadów (W) oraz chemicznych oddziaływań struktura pozakomórkowa-podłoŜe. Powierzchnia porostów moŜe być
wzbogacona o substancje wydzielające się ze struktury porostów na skutek destrukcji plechy (DP). Czynnikiem regulującym mogą być takŜe związki uwalniane na skutek
metabolizmu (PM). Wiązanie metali w strukturze pozakomórkowej zaleŜy od właściwości chemicznych (WCh) ich
form jonowych, przy czym na wzajemne równowagi wpływają warunki meteorologiczne, przede wszystkim wilgotność
(W) oraz temperatura (T). Kolejny etap to trwałe wbudowywanie się kationów w strukturę wewnątrzkomórkową porostów. Tu duŜą rolę odgrywa metabolizm, a właściwie czas
wegetacji porostów (WE) powiązany z warunkami klimatycznymi (WK) i chemicznymi właściwościami atmosfery
(WCh), do której uwalniają się produkty metabolizmu (PM),
np. etylen.
Na rysunku 8 zilustrowano główne mechanizmy depozycji na powierzchnię porostów metali cięŜkich zawartych
w suchym i mokrym opadzie atmosferycznym [54].
Wobec tak wielu zmiennych mających wpływ na korelacje w rozkładzie zanieczyszczeń: porost-środowisko [34],
prowadzone są m.in. badania, których celem jest wykluczenie jednego lub kilku czynników wpływających na te zaleŜności.
Autorzy wskazują na potrzebę porównania stęŜenia analizowanych pierwiastków w róŜnym materiale biologicznym,
np. w korze, mchu, w liściach lub w igłach drzew. W przeprowadzonych na terenie Portugalii (okolice Porto i Lizbony)
badaniach z wykorzystaniem metody INNA, w których określano koncentrację: Na, Cl, Cu, La, As, V, Mn i Al, stwierdzono porównywalne proporcje w stęŜeniach pierwiastków
zlokalizowanych w korze drzew Olea europaea oraz w znajdujących się na nich transplantowanych porostach Parmelia
sulicata. Zazwyczaj (poza manganem) stęŜenie analizowanych pierwiastków było większe w porostach. Wskazano
jednak, Ŝe kora drzew moŜe posłuŜyć jako materiał porów-
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
nawczy lub zastępować porosty na obszarach, na których one
nie występują [55, 56].
Ci sami autorzy analizowali względne stęŜenia badanych
pierwiastków zakumulowanych w porostach. Punktem odniesienia był pierwiastek, którego stęŜenie w środowisku
przyjęto za stałe na danym obszarze. Zakłada się przy tym
proporcjonalną zaleŜność w sorpcji analizowanych pierwiastków i pierwiastka wzorcowego. Taka interpretacja
pozwala na wyeliminowanie czynników klimatycznych oraz
róŜnic w składzie podłoŜa. Jako pierwiastek odniesienia
uŜyty był rubid. Statystyczne opracowanie danych wykazało
dobrą korelację (współczynnik Kendalla RK = 0,611 [57])
stęŜenia rubidu w porostach i w korze drzew. Podobne badania (INAA, PIXE) prowadzono w północno-zachodniej Portugalii [58]. Poszukiwano korelacji względnych stęŜeń
pierwiastków w odniesieniu do skandu. Innym wykorzystywanym pierwiastkiem odniesienia jest glin [59]. Bada się
takŜe zaleŜności między stęŜeniami pierwiastków, które
w znanych proporcjach znajdują się w atmosferze [60].
Przykładem są badania stęŜenia Cu, Mg i K w strukturze
wewnątrzkomórkowej porostów Ramalina fastigiata rosnących na obszarze, którego głównym zanieczyszczeniem były
pyły pochodzące z zakładów wydobycia i mechanicznej
przeróbki rud miedzi [61]. Wskazano w nich na znaczące
współzaleŜności między koncentracją tych pierwiastków
w porostach zebranych w ich naturalnym środowisku
i w porostach preparowanych w roztworach soli miedzi.
Wyeliminowanie wpływu podłoŜa jest moŜliwe poprzez
ekspozycję porostów umieszczonych w materiale syntetycznym (metoda transplantacji porostów). W tej metodzie moŜliwe jest takŜe wyeliminowanie wpływu niektórych
czynników klimatycznych np. poprzez osłonięcie porostów
przed bezpośrednim działaniem opadów atmosferycznych
lub wyeliminowanie wpływu bezpośredniego działania wiatru. Metoda transplantacji porostów była wykorzystywana
m.in. do badania zanieczyszczenia środowiska na wspomnianym juŜ obszarze u ujścia rzeki Sado (Portugalia) [38, 60,
62], w Bariloche (Argentyna), gdzie eksponowane były porosty Protousnea magellanica zebrane na terenie parku narodowego Nahuel Haupi [63], na terytorium Rumunii [64, 65]
i w Izraelu [66-72].
Przykłady wykorzystania porostów do oceny
zanieczyszczenia środowiska róŜnymi polutantami
[73]
Ocena zanieczyszczenia badanych obszarów
Przykładem prowadzenia kompleksowych badań dotyczących lichenomonitoringu środowiska jest obszar Portugalii, o czym wcześniej wspomniano. Program oceny
zanieczyszczenia środowiska na podstawie analizy stęŜeń
pierwiastków śladowych w porostach został wdroŜony na
początku 1990 roku. Terytorium Portugalii podzielono na
kwadraty 50 x 50 km, w których eksponowano porosty.
Głównie monitorowano obszar w 80 km pasie wzdłuŜ wybrzeŜa Oceanu Atlantyckiego (10 x 10 km) [55, 57] ze
szczególnym uwzględnieniem przemysłowego obszaru
69
u ujścia rzeki Sado (2,5 x 2,5 km) [38]. Badania prowadzono
na transplantowanych porostach Parmelia sulicata zbieranych z drzew oliwnych Olea europaea. Przeprowadzone
zostały równieŜ badania (INAA), w których określono koncentrację Na, Cl, Cu, La, As, V, Mn i Al. Stwierdzono podobne proporcje pierwiastków występujących w korze drzew
Olea europea oraz w porostach Parmelia sulicata. PrzewaŜnie stęŜenie badanych pierwiastków było większe w porostach. Wyjątek stanowił mangan [38].
Od 1974 r. porosty są wykorzystywane do oceny zanieczyszczenia środowiska w Izraelu [68-72, 74-76]. Do badań
wykorzystywano głównie porosty Caloplaca aurantia i Ramalina duriaei. Monitorowano obszar Tel Awiwu [70],
przemysłowe tereny Haify, okolice wokół przemysłowego
miasta Ashdod [71, 75], obszary wokół elektrowni węglowych [76] oraz mało zanieczyszczone tereny rolnicze [74].
We Włoszech wydano zalecenie uzupełniania konwencjonalnych badań zanieczyszczenia atmosfery o analizy
z wykorzystaniem bioindykatorów [2]. Jednym z przykładów
wykorzystania porostów do oceny zanieczyszczenia środowiska w tym kraju są badania prowadzone na obszarze wokół wulkanu Etna na Sycylii oraz na wulkanicznej wyspie
Vulcano (Toskania, Włochy). Celem prowadzonych badań
była analiza pierwiastków śladowych (INAA, ICP-MS) zakumulowanych w rosnących tam porostach, m.in. Parmelia
conspersa i Xanthoria calcicola. Wyniki zinterpretowano,
korzystając ze współczynników wzbogacenia EF. Jako pierwiastek odniesienia przyjęto skand [77] i glin [78]. Starano
się wykazać korelacje między stęŜeniem pierwiastków
w pyłach i gazach wulkanicznych oraz ich stęŜeniem w porostach. Wskazano takŜe na wpływ czynników antropogennych
na stęŜenia pierwiastków w porostach. Badane były takŜe
obszary wokół źródeł geotermalnych (w okolicach Larderello, Bagnore i Piancastagniano) [79] oraz obszary wokół kopalni rud rtęci [80]. W Toskanii poszukiwano takŜe korelacji
między zawartością wybranych metali cięŜkich: Al, Cu, Fe,
Hg, Mn, Mo i Zn w porostach Parmelia caperata, korze
i liściach dębu [81]. W prowincji Livorno monitorowano
obszar o pow. 1437 km2. Badano (GFAAS) stęŜenia metali
w porostach Xanthoria parietina. Na obszarach, dla których
wyznaczono małą wartość IAP < 10, stwierdzono duŜe stęŜenia Hg, Cd i Pb [82].
Podobne badania prowadzono w Buenos Aires (Argentyna), wykorzystując naturalnie występujące porosty Parmotrema reticulatum i transplantowane porosty Usnea sulicata.
Wyznaczony współczynnik wzbogacenia EF wobec Sc
wskazywał na znaczne zanieczyszczenie powietrza metalami
cięŜkimi, m.in. Sb, Br i Zn [83]. Innym przykładem wykorzystania metod lichenomonitoringowych w ocenie stanu
środowiska w Argentynie są badania (INNA, AAS) prowadzone w prowincji Kordoba [84, 85] oraz w mieście Bariloche [86].
Analiza pierwiastków skoncentrowanych w porostach
Xanthoria parietina, rosnących w okolicach Izmiru (Turcja),
wykazała zwiększoną koncentrację Mn, Fe, Cr i Sb w pobliŜu hut i stalowni. W porostach odnotowano równieŜ zwiększone stęŜenia arsenu, który jest uwalniany do atmosfery
w procesie spalania węgla [87]. Ponadto wskazano na linio-
70 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
we zaleŜności w stęŜeniach rtęci, miedzi, niklu i ołowiu
w badanych dwóch gatunkach porostów Xanthoria parietina
i Parmelia tiliacea [88]. Stwierdzono takŜe większą koncentrację analizowanych pierwiastków (oprócz Ba, Mn i Hg)
w porostach Parmelia tiliacea.
W 1992 r. na terenie Słowenii z 86 miejsc zebrano próbki porostów Hypogymnia physodes. Przeanalizowano wartość indeksu IAP oraz zawartość pierwiastków śladowych.
Wyznaczono obszary o największej koncentracji zanieczyszczeń [89]. Prowadzono szczegółowe badania wokół zakładów wydobywczych i przeróbki gazu ziemnego [90] oraz
wokół elektrowni węglowych [91].
Często badanym obszarem, wskazującym na globalny
poziom zanieczyszczeń pochodzenia antropogennego, jest
Arktyka i Antarktyda, gdzie koncentrację róŜnych zanieczyszczeń związanych z rozwojem cywilizacyjnym w wielu
przypadkach moŜna przyjąć za równą zero. Metale cięŜkie
badano m.in. na Alasce [92], Grenlandii [93, 94], na Szetlandach [95], na Spitsbergenie [96] oraz w rejonach Polskiej
Stacji Antarktycznej im. H. Arctowskiego [97]. Jednym
z przykładów są badania stęŜeń metali cięŜkich w porostach
Usnea antarctica i Usnea aurantiaco-atra zbieranych
w latach 1995-1996 w okolicach polskiej i brazylijskiej stacji
w Zatoce Admiralicji [98]. Stwierdzono, Ŝe zmienny rozkład
stęŜeń Mn, Pb i Zn w porostach zbieranych lub transplantowanych na badanym obszarze wynikał z róŜnych warunków
klimatycznych, a szczególnie był zaleŜny od kierunku wiatrów. Autorzy publikacji zwrócili równieŜ uwagę na wzrastający poziom zanieczyszczeń antropogennych w rejonach
arktycznych.
Rzadko podejmowane są próby porównywania składu
porostów rosnących lub eksponowanych na odległych obszarach. Zazwyczaj wnioski wynikające z tych porównań są
niejednoznaczne lub zbyt ogólne. Problemy te wynikają
z braku jednoznacznych procedur związanych z właściwym
doborem materiału badawczego (gatunek porostów, miejsce
i czas pobierania próbek, obszar badań), ze sposobem pobierania, przechowywania i preparowania próbek, standaryzacją
metod analitycznych oraz sposobem opracowania i interpretacji wyników.
Ocena pochodzenia zanieczyszczeń
Drugim kierunkiem badawczym realizowanym w ramach lichenomonitoringu jest ocena pochodzenia zanieczyszczeń na podstawie składu chemicznego porostów.
Prowadzone na terenie Brazylii, w regionach São Paulo
i Parana, metodą INNA badania koncentracji: Al, As, Br, Ca,
Cd, Cl, Co, Cs, Fe, Hf, K, Mg, Mn, Ra, Rb, Sb, Se, Th, Ti,
U, V i Zn oraz pierwiastków ziem rzadkich (lantanowce): La,
Ce, Nd, Sm, Eu, Tb, Yb i Lu w porostach Canoparmelia
texana wykazały wpływ zanieczyszczeń emitowanych
z miasta Cubatao [99, 100]. WyróŜniono trzy grupy pierwiastków w zaleŜności od ich stęŜenia w porostach: Ca występował na poziomie % mas., Al, Br, Cl, Fe, K, Mg, Mn,
La, Ce, Nd, Na, Rb, Ti, V i Zn na poziomie µg/g, natomiast:
Cd, Co, Cs, Hf, Sm, Eu, Tb, Lu, Sb, Sc, Se, Th i U na poziomie µg/kg.
WaŜnym źródłem informacji dotyczącym pochodzenia
zanieczyszczeń jest skład izotopowy ołowiu i siarki zawartych w aerozolu atmosferycznym. Stosunek stęŜeń pary izotopów danego pierwiastka A: x+nA/nA w badanych próbkach
jest często porównywany ze stosunkiem stęŜeń tych izotopów w substancji wzorcowej i wyraŜany w promilach:
 ( x + n A / n A) obiekt
δ x + nA( 0 00) = 
(
x+n
n
A / A) wzorzec

- 1 ⋅1000

Jako substancje wzorcowe wykorzystywane są m.in.:
PDB - Pee Dee Belemnite (C-13/C-12 = 1,1237 · 10–2), AIR Nitrogen in Air (N-15/N-14 = 3,677 · 10–3), CDT - Canyon
Diablo Troilite (S-34/S-32 = 4,5005 · 10–2), których charakterystykę moŜna znaleźć w materiałach US Geological Survey, m.in. na stronach internetowych [101, 102]. W ten
sposób zinterpretowano m.in. skład izotopowy zawartych
w aerozolu atmosferycznym: siarki S-34/S-32 i ołowiu
Pb-206/Pb-207.
Na rysunku 9 przedstawiono skład izotopowy zawartej
w aerozolu atmosferycznym siarki S-34/S-32 w zaleŜności od
źródła jej pochodzenia [103].
Przykładem oceny pochodzenia zanieczyszczeń na podstawie
analizy składu izotopów siarki związanych w porostach są
badania prowadzone w Kanadzie na wyspie Nowa Fundlandia [104-106]. Do badań wykorzystano powszechnie występujące na tym obszarze krzaczkowate porosty Alectoria
sarmentosa. Na podstawie wyników badań przeprowadzonych od maja 1994 r. do września 1995 r. sporządzono mapę
warstwicową dla obszaru Nowej Fundlandii, wskazującą na
udział izotopu S-34 związanej w porostach tam rosnących
[104]. Wyznaczone wartości δS-34 zmieniały się od 15,5‰ na
obszarach nadbrzeŜnych do wartości 5,0‰ na obszarach
zurbanizowanych, co wskazuje na jej pochodzenie (rys. 9).
Kontynuacją tych badań były badania przeprowadzone
w 1997 i 1998 r. na transplantowanych porostach z nadbrzeŜnych terenów leśnych (δS-34 ≈ 15‰), eksponowanych
na terenie ogrodu botanicznego Botanical Garden of Memorial University of Newfoundland połoŜonego w mieście St.
John’s, na obszarach nadbrzeŜnych w północnej części wyspy [105]. Ich celem było zbadanie zmian składu izotopowego siarki związanej w porostach pod wpływem emisji
miejskiej. Wykazano, Ŝe po rocznym okresie ekspozycji
wskaźniki dotyczące składu izotopowego oraz całkowitej
zawartości siarki w eksponowanych porostach były porównywalne ze wskaźnikami w porostach naturalnie rosnących
na tym terenie (δS-34 ≈ 6‰). W badaniach tych wykazano
takŜe liniową zaleŜność między udziałem izotopu siarki δS-34
a całkowitym stęŜeniem siarki związanej w porostach:
δS-34 = –0,018 · cS,porost +16,0 (R2 = 0,7782). W dalszych
badaniach [106] prowadzonych w 1997 r. porosty transplantowane z nadbrzeŜnych terenów leśnych (δS-34 ≈ 15‰,
cS porost = 250÷300 ppm) eksponowano w róŜnych miejscach
na terenie wyspy, m.in. zanieczyszczonych siarką pochodzenia antropogennego (δS-34 ≈ 6‰), we wspomnianym ogrodzie
botanicznym w mieście St. John’s oraz w pobliŜu rafinerii.
Na podstawie wskaźnika udziału S-34, związanego w porostach, wydzielono strefy (10 < δS-34 < 12‰) i (δS-34 > 12‰),
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
71
Rys. 9. Średni skład izotopowy siarki: S-34/S-32 w zaleŜności od źródła pochodzenia [103]
Rys. 10. Skład izotopowy siarki: S-34/S-32 wyznaczony dla obszaru Nowej Fundlandii w zaleŜności od źródła pochodzenia [106]
wskazujące na pochodzenie siarki zawartej w powietrzu
(rys. 10).
Wartości δS-34 z rysunku 10 są charakterystyczne dla
emitorów rozmieszczonych na obszarze Nowej Fundlandii
i są porównywalne ze średnimi wartościami δS-34 z rysunku
9. W badaniach tych nie powiodły się próby oceny wpływu
emisji ze Stanów Zjednoczonych (3 < δS-34 < 8‰).
Udział trwałych izotopów ołowiu (Pb-204, Pb-206,
Pb-207, Pb-208) zawartych w aerozolu atmosferycznym jest
oznaczany jako stosunek stęŜeń poszczególnych izotopów:
Pb-x/Pb-y. Przykłady róŜnic w udziale izotopów ołowiu:
Pb-206/Pb-207 w zanieczyszczeniach atmosferycznych
w zaleŜności od źródła ich pochodzenia zebrano w tabeli 2.
W latach 1990 i 1994 w Kanadzie w prowincji Québec
prowadzono badania składu izotopowego ołowiu w celu
oceny wpływu na środowisko antropogennych źródeł zanie-
czyszczenia [116]. Badaniom poddano próbki porostów:
Parmelia sulcata, Evernia mesomorpha i Usnea spp., rosnących w pasie o długości ok. 500 km na północ od miasta
Noranda. Badano i porównywano stęŜenia wszystkich trwałych izotopów ołowiu związanych w porostach. Na ich podstawie wskazano na moŜliwe źródła emisji zlokalizowane na
obszarze Stanów Zjednoczonych. Badania wzbogacone
o pomiary metali cięŜkich oraz izotopy strontu (Sr-87/Sr-86)
kontynuowano w południowym, przygranicznym pasie prowincji Québec oraz na obszarze Stanów Zjednoczonych
[117, 118]. Zdefiniowano w nich wartości Pb-206/Pb-207
charakterystyczne dla emisji przemysłowej Stanów Zjednoczonych (1,20÷1,21) oraz Kanady (1,14÷1,15). Na tej podstawie wyznaczono obszary względnego wkładu emisji ze
Stanów Zjednoczonych na poziom imisji zanieczyszczeń na
badanym obszarze.
72 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
Tabela 2. Przykłady róŜnic w udziale izotopów ołowiu w zanieczyszczeniach atmosferycznych w zaleŜności od źródła ich pochodzenia
Źródła
zanieczyszczenia
Motoryzacja
Przemysł
Przykłady emisji
miejskiej
Pochodzenie
benzyna - Polska
benzyna - Norwegia
benzyna 91 - Izrael
benzyna 96 - Izrael
benzyna - Francja
spalarnie odpadów Finlandia
olej grzewczy Szwajcaria
przemysł
metalurgiczny Francja
Plön (Niemcy)
Londyn (Anglia)
Dublin (Irlandia)
Pb-206/
Pb-207
1,174 ±0,005
1,04
1,105 ±0,07
1,114 ±0,06
1,124
1,218 ±0,001
Literatura
[107]
[108]
[109]
[109]
[110]
[111]
1,108÷1,129
[112]
1,106÷1,223
[113]
1,147÷1,165
1,118÷1,129
1,101 ±0,001
[114]
[113]
[115]
W latach 1995-1997 prowadzono badania w zachodnich
prowincjach Kanady: Kolumbia Brytyjska, Alberta, Terytoria Północno-Zachodnie i Jukon [119]. W próbkach porostów
(43 punkty pomiarowe) badano stęŜenia metali cięŜkich oraz
zawartość trwałych izotopów ołowiu. Na ich podstawie m.in.
wykazano, Ŝe skład izotopowy ołowiu, takŜe w północnozachodnich prowincjach Kanady (Jukon, Terytoria PółnocnoZachodnie), przyjmuje wartości pośrednie między składem
charakterystycznym dla emisji z obszarów Kanady i Stanów
Zjednoczonych, co wskazuje na kierunek rozprzestrzeniania
się zanieczyszczeń na badanych obszarach.
Od lipca 2002 r. do marca 2003 r. prowadzono badania
w strefie 15 km wokół miasta Metz (północno-zachodnia
Francja) [120]. Stwierdzono, Ŝe skład izotopowy ołowiu:
Pb-206/Pb-207 w zbadanych próbkach porostów zmienia się
od wartości 1,136 w centrum miasta do wartości:
1,151÷1,154 poza centrum (5÷15 km). Mniejsze wartości
ilorazu Pb-206/Pb-207 rejestrowano takŜe w pobliŜu autostrad. Badania porównawcze składu izotopowego ołowiu
związanego w porostach ze składem izotopowym ołowiu
emitowanego do środowiska na tym obszarze nie wskazały
na źródło jego pochodzenia. Prawdopodobną przyczyną są
zmienne warunki atmosferyczne, szczególnie intensywność
i kierunek wiatru, powodujące uśrednienie składu aerozolu
atmosferycznego.
Ocena kierunków rozprzestrzeniania się
zanieczyszczeń z jednostkowych emitorów
Na podstawie analizy składu plech porostów dokonywana jest ocena wpływu jednostkowych emitorów, np. cementowni, hut i zakładów przemysłowych, na środowisko
przyrodnicze.
Przykładem takich prac są badania wykonywane na terenie Burgundii we Francji. Metodą AAS badano pierwiastki
występujące w porostach Parmelia sulicata, Xanthoria parietina i Xanthoria polycarpa, rosnących na terenach ekologicznie czystych oraz terenach zanieczyszczonych, m.in.
przez przemysł metalurgiczny. Stwierdzono duŜo większe
stęŜenia (ponad 100-krotne): Co, Cr, Ni i Pb w porostach
rosnących na obszarach uprzemysłowionych. W latach 1998
i 1999 we Francji prowadzono badania, podczas których
pobrano próbki porostów z obszaru zanieczyszczonego
w wyniku awarii systemów filtrujących w zakładach produkujących podzespoły elektroniczne. Po awarii stęŜenie ołowiu w porostach wynosiło 232÷1158 ppm (w 50% próbek
zebranych w Burgundii nie przekraczało ono 28,8 ppm,
a w 99% próbek - 227 ppm). Po awarii przeprowadzono
badania stęŜenia ołowiu w glebie (>1000 ppm) oraz
w ludzkiej krwi. U 20 dzieci z 94 badanych stwierdzono
znaczne
zwiększenie
stęŜenia
ołowiu
we
krwi
(> 100 µg/dm3). Autorzy tej publikacji wskazują na moŜliwość wykorzystania porostów do wyznaczenia stref niebezpiecznych dla zdrowia człowieka. Prowadzone były takŜe
badania dotyczące korelacji między stęŜeniem toksykantów
w porostach a zachorowalnością na raka płuc [121].
W Portugalii prowadzono badania wpływu lokalnych
emitorów na występujące tam epifityczne porosty Ramalina
fastigiata [122]. Badano zmiany stęŜenia miedzi w porostach
w zaleŜności od odległości od kopalni miedzi Neves-Corvo.
Stwierdzono, Ŝe wraz ze zwiększaniem się odległości od
źródła emisji stęŜenie miedzi w porostach było mniejsze.
ZauwaŜono, Ŝe badany gatunek porostów pojawia się na tych
terenach dopiero w odległości ok. 500 m od kopalni.
Lichenomonitoring na terenie Polski
W Polsce od wielu juŜ lat prowadzone są badania wykorzystujące porosty do oceny zanieczyszczenia środowiska.
Często stosowane są metody badania róŜnorodności
i liczebności porostów. Takie prace prowadzone były m.in.
przez zespoły kierowane przez W. Fałtynowicza (Uniwersytet Wrocławski) [123-126], przez K. Grodzińską (Instytut
Botaniki im. W. Szafera PAN), która wraz z J. Kiszką (Akademia Pedagogiczna w Krakowie) i współpr. (m.in.:
B.J. Godzik, G. Szarek-Łukaszewska) prowadziła studia nad
zanieczyszczeniem obszaru Puszczy Niepołomickiej. Do
badań wykorzystywano m. in. mchy i porosty [8, 127]. Pod
kierunkiem Kiszki badania prowadzono m.in.: w Gorczańskim Parku Narodowym [35] (wykorzystanie skali porostowej oraz indeksu czystości IAP od oceny zanieczyszczenia
środowiska Gorczańskiego Parku Narodowego było przedmiotem badań prowadzonych wraz z Czarnotą [128]),
w dawnych woj. przemyskim [129] i w krakowskim [130],
w Bieszczadach (w badaniach wraz z Kościelniakiem [131]
powstała, wzorowana na skali biologicznej Hawkswortha
i Rose’a [6], mapa lichenoindykacyjna dostosowana do lichenoflory, występującej na obszarach południowej Polski
[8, 130]), wokół Radomia (w badaniach uczestniczyła m.in.
Betleja [132]) oraz w dolinie Czarnej i Białej Wisełki [133].
Na obszarze Gorczańskiego Parku Narodowego badano takŜe
aktywność fotosyntetyczną porostów [134].
Porosty wykorzystywane były do monitoringu obszaru
Puszczy Boreckiej [126, 135]. Badania lichenoindykacyjne
pozwoliły na wyznaczenie stref zanieczyszczenia środowiska
w dawnym woj. chełmskim [136]. W badaniach wykonanych
pod kierunkiem J. Bystrka (UMCS w Lublinie) m.in. wyznaczono strefy lichenoindykacyjne dla Wysoczyzny Siedleckiej
[137] oraz Białegostoku [138]. Badania te dotyczyły takŜe
porównania stęŜeń metali: Cr, Cu, Fe, Ni, Pb i Zn w poro-
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
stach Hypogymnia physodes eksponowanych przez 40 dni
w Białymstoku oraz w Puszczy Knyszyńskiej.
Przykładem badań dotyczących rozprzestrzeniania się
zanieczyszczeń z zakładów przemysłowych (huty miedzi)
były badania kierowane przez J. Fabiszewskiego (Akademia
Rolnicza we Wrocławiu) [139]. Badania wpływu pyłów cementowo-wapienniczych na florę porostową prowadził
m.in. S. Cieśliński (Akademia Świętokrzyska w Kielcach)
[140, 141]. WraŜliwość porostów na ditlenek siarki badał
Z.A. Miszalski (Akademia Pedagogiczna w Krakowie) [142,
143], a wpływ emisji przemysłowych B.J. Marska (Akademia Rolnicza w Szczecinie) [144, 145].
Badania prowadzone przez E.A. Bylińską (Uniwersytet
Wrocławski), wspólnie z M.R.D. Seawardem (University of
Bradford G.B.) [146-148] oraz z J. Kwapulińskim (GIG,
Katowice) dotyczyły m.in. akumulacji metali cięŜkich
i radionuklidów w porostach rosnących na obszarze południowo-zachodniej Polski [149-152].
Metodą PIXE badany był rozkład pierwiastków
w strukturze porostów Hypogymnia physodes eksponowanych w lasach w okolicach Krakowa. Badania prowadzone
przez K.W. Sawicką-Kapustę (Uniwersytet Jagielloński)
przedstawione były m.in. w pracach [153-156].
S. Chibowski (UMCS w Lublinie) badał koncentrację
metali cięŜkich i radionuklidów w porostach eksponowanych
na terenie Lublina [27].
Z. Migaszewski (Akademia Świętokrzyska w Kielcach)
wykorzystywał m. in. porosty (Hypogymnia physodes) do
wyznaczenia obszarów zanieczyszczonych w Górach Świętokrzyskich [157, 158] oraz w Wigierskim Parku Narodowym [159].
Na uwagę zasługują badania porostów prowadzone
przez Polaków w rejonach podbiegunowych, na Spitsbergenie,
oraz
badania
prowadzone
m.in.
przez
M. Olech (Uniwersytet Jagielloński) w okolicach Polskiej
Stacji Antarktycznej im. H. Arctowskiego [97, 98].
W 2002 roku w Krakowie badano wpływ lokalnych emitorów na środowisko. Do badań wykorzystano porosty Hypogymnia physodes transplantowane z Puszczy Boreckiej
[160]. Próbki porostów umieszczono na okres 6 miesięcy
w czterech miejscach uznanych za silnie zanieczyszczone
metalami cięŜkimi. Stwierdzono duŜe stęŜenia Cd, Pb i Zn
w plechach porostów przeniesionych w pobliŜe huty „Bolesław” w Bukownie oraz duŜe stęŜenia Cr i Ni
w próbkach porostów transplantowanych w sąsiedztwo Zakładów Chemicznych „Alwernia” S.A. Autorzy publikacji
wnioskują, Ŝe porosty mogą być wykorzystywane jako biomarkery w badaniach środowiskowych.
stęŜeniem w porostach. PowaŜnym utrudnieniem jest tu
wielowymiarowość wzajemnych oddziaływań zarówno natury fizycznej, jak i chemicznej.
NiezaleŜnie od problemów z walidacją procedur badawczych analiza stęŜeń pierwiastków śladowych skoncentrowanych w plesze porostów dostarcza wielu informacji
dotyczących zanieczyszczeń emitowanych do środowiska,
pozwala na ocenę zmian jakości środowiska oraz umoŜliwia
wyznaczenie kierunków rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń z aglomeracji miejskich, ośrodków przemysłowych oraz
jednostkowych emitorów.
Obszerne studium dotyczące sposobów i wyników badań
mikroi
makropierwiastków
kumulowanych
w porostach opracowano w 1999 r. na zlecenie US Department of Agriculture [161].
Literatura
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
[9]
[10]
[11]
[12]
[13]
[14]
Podsumowanie i wnioski
Analiza literatury przedmiotu wskazuje na duŜe zainteresowanie ośrodków badawczych metodami oceny środowiska na podstawie analizy pierwiastków śladowych
kumulowanych w porostach.
Jednym z kierunków badań jest poszukiwanie modeli
matematycznych opisujących wzajemne relacje między zanieczyszczeniem powietrza pierwiastkami śladowymi a ich
73
[15]
[16]
[17]
[18]
Bioanalityka w ocenie zanieczyszczeń środowiska, W. Wardencki
(red.). CEEAM, Politechnika Gdańska, Gdańsk 2004.
Conti M.E. i Cecchetti G.: Biological monitoring: lichens as bioindicators of air pollution assessment - a review. Environ. Pollut.,
2001, 114, 471-492.
Vitikainen O.: William Nylander [1822-1899] and Lichen Chemotaxonomy. Bryologist, 2001, 104(2), 263-267.
Peveling E.: Progress and problems in lichenology in the eighties. Bibliotheca Lichenologica, 1987, 25, 351-360.
Czarnota P.: Porosty jako indykatory zanieczyszczenia środowiska Przegląd metod lichenoindykacyjnych. Przegl. Przyrod., 1998,
IX(1/2), 55-72.
Hawksworth D.L. i Rose F.: Qualitative scale for estimating sulphur dioxide air pollution in England and Wales using epiphytic lichens. Nature, 1970, 254, 145-148.
Kłos A., Ząbkowska-Wacławek M., Olechowska M. i Koźlik K.:
„Air Pollution Project Europe” i jego realizacja na terenie Gminy
Jaworzyna Śląska. Chem. InŜ. Ekol., 2000, 7(5), 499-519.
Kiszka J.: Wpływ emisji miejskich i przemysłowych na florę porostów (Lichens) Krakowa i Puszczy Niepołomickiej. Prace Monogr.,
19, WSP, Kraków 1977, 5-132.
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.
LeBlanc F., Rao D.N. i Comeau G.: Indices of atmospheric purity
and fluoride pollution pattern in Arvida, Quebec. Can. J. Bot.,
1972, 50, 991-998.
Pustelniak L.: Application of the transplantation method in studies
on the influence of the urban environment upon the vitality of Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Thalli. Zesz. Nauk. Uniw. Jagiell.,
Prac. Bot., 1991, 22, 193-201.
Garty J., Tomer S., Levin T. i Lehr H.: Lichens as biomonitors
around a coal-fired power station in Israel. Environ. Res., 2003, 91,
186-198.
Epstein E., Sagee O., Cohen J.D. i Garty J.: Endogenous auxin and
ethylene in the lichen Ramalina duriaei. Plant. Physiol., 1986, 82,
1122-1125.
Garty J., Weissman L., Tamir O., Beer S., Cohen Y., Karnieli A.
i Orlovsky L.: Comparison of five physiological parameters to assess the vitality of the lichen Ramalina lacera exposed to air pollution. Physiol. Plantar., 2000, 109, 410-418.
Lipnicki L. i Wójciak H.: Porosty. Klucz-atlas do oznaczania najpospolitszych gatunków. WSiP, Warszawa 1995.
Bystrek J.: Podstawy lichenologii. Wydawnictwo UMCS, Lublin
1997.
Taylor T.N., Hass H., Remy W. i Kero H.: The oldest fossil lichen.
Nature, 1995, 378, 244.
Fałtynowicz W.: Bibliografia lichenologiczna. Bibl. Bot. 1. Inst.
Bot. PAN, Kraków 1983.
74 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
[19]
[20]
[21]
[22]
[23]
[24]
[25]
[26]
[27]
[28]
[29]
[30]
[31]
[32]
[33]
[34]
[35]
[36]
[37]
[38]
[39]
[40]
Fałtynowicz W. i Lipnicki L.: Kto jest kim w polskiej lichenologii Informator. Wyd. Urzędu Wojewódzkiego w Gorzowie Wlkp.,
1988.
Lambinon J.: Les lichens. Bruxelles 1969, [w:] Lipnicki L.
i Wójciak H.: Porosty. Klucz - atlas do oznaczania najpospolitszych
gatunków. WSiP, Warszawa 1995.
Abbayes Des H.: Traité de lichénologie. Encyclopédie Biologique,
Ed. Paul Lechevallier, Paris 1951, [w:] Bystrek J.: Podstawy lichenologii. Wyd. UMCS, Lublin 1997.
Polet J.: Bestimmungsschlussel europaischer Flechten, [w:] Lipnicki L. i Wójciak H.: Porosty. Klucz - atlas do oznaczania najpospolitszych gatunków. WSiP, Warszawa 1995.
Asahina Y. i Shibata S.: Chemistry of lichen substances. Jap. Soc.
for the Promotion of Science, Tokio 1954, [w:] Bystrek J.: Podstawy lichenologii. Wyd. UMCS, Lublin 1997.
Huneck S. i Yoshimura I.: Identification of Lichen Substances.
Springer Verlag, Berlin, Heidelberg 1996.
Kłos A., Rajfur M., Wacławek M. i Wacławek W.: Lichen application for assessing environmental pollution with radionuclides.
Chem. InŜ. Ekol., 2004, 11(12), 1323-1332.
Kłos A., Rajfur M., Wacławek M. i Wacławek W.: Badania pierwiastków śladowych zakumulowanych w porostach. Chem. InŜ.
Ekol., 2005, 12(S2), 155-178.
Chibowski S. i Reszka M.: Investigation of Lublin town environment contamination by radionuclides and heavy metals with application of Parmeliaceae lichens. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2001,
247(2), 443-446.
Paatero J., Jaakkola T. i Kulmala S.: Lichen (sp. Cladonia) as
a Deposition Indicator for Transuranium Elements Investigated
with the Chernobyl Fallout. J. Environ. Radioactiv., 1998, 38(2),
223-247.
Paatero J., Jaakkola T. i Ikäheimonen T.K.: Regional distribution of
Chernobyl-derived plutonium deposition in Finland. J. Radioanal.
Nucl. Chem., 2002, 252(2), 407-412.
Uğur A., Özden B., Saç M.M., Yener G., Altmbaş Ü., Kurucu Y.
i Bolca M.: Lichens and mosses for correlation between trace elements and 210Po in the areas near coal-fired power plant at Yatağan, Turkey. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2004, 259(1), 87-92.
Chant L.A., Andrews H.R., Cornett R.J., Koslowsky V, Militon
J.C., Van den Berg G.J., Verburg T.G. i Wolterbeek H.T.: 129I and
36
Cl concentrations in lichens collected in 1990 from three regions
around Chernobyl. Appl. Radiat. Isot., 1996, 47(9-10),
933-937.
Mazerski J.: Podstawy chemometrii. Wyd. Politechniki Gdańskiej,
Gdańsk 2000.
Astel A., Mazerski J., Polkowska ś. i Namieśnik J.: Analiza chemometryczna w oznaczaniu chemicznych zanieczyszczeń opadów
atmosferycznych w rejonie Trójmiasta. cz. 1. Przygotowanie
danych. Chem. InŜ. Ekol., 2001, 8(1), 19-37.
Wolterbeek H.Th., Bode P. i Verburg T.G.: Assessing the quality of
biomonitoring via signal-to-noise ratio analysis. Sci. Total Environ., 1996, 180, 107-116.
Czarnota P.: Zawartość mikro- i makropierwiastków w plechach
Hypogymnia physodes w Gorczańskim Parku Narodowym - próba
lichenoindykacji. Parki Narodowe i Rezerwaty Przyrody, 1995,
14(3), 69-88.
Riga-Karandinos A.N. i Karandinos M.G.: Assessment of air pollution from a lignite power plant in the plain of Megalopolis (Grecce)
using as biomonitors three species of lichens; impacts on some biochemical parameters of lichens. Sci. Total Environ., 1998, 215,
167-183.
Kral R., Kryzova L. i Liska J.: Background concentrations of lead
and cadmium in the lichen Hypogymnia physodes at different altitudes. Sci. Total Environ., 1989, 84, 201-209.
Freitas M.C., Reis M.A., Marques A.P. i Wolterbeek H.Th.: Use of
lichen transplants in atmospheric deposition studies. J. Radioanal.
Nucl. Chem., 2001, 249(2), 307-315.
Hauck M., Mulack C. i Paul A.: Manganese uptake in the epiphytic
lichens Hypogymnia physodes and Lecanora conizaeoides. Environ.
Exp. Bot., 2002, 48, 107-117.
Tarhanen S., Metsärinne S., Holopainen T. i Oksanen J.: Membrane
permeability response of lichen Bryoria fuscescens to wet deposited
heavy metals and acid rain. Environ. Pollut., 1999, 104, 121-129.
[41]
[42]
[43]
[44]
[45]
[46]
[47]
[48]
[49]
[50]
[51]
[52]
[53]
[54]
[55]
[56]
[57]
[58]
[59]
Haas J.R., Bailey E.H. i Purvis O.W.: Bioaccumulation of metals by
lichens: Uptake of aqueous uranium by Peltigera membranacea as
o function of time and pH. Amer. Mineral., 1998, 83, 1494-1502.
Chettri M.K., Sawidis T., Zachariadis G.H. i Stratis J.A.: Uptake of
heavy metals by living anddead Cladonia thalli. Environ. Exp. Bot.,
1997, 37, 39-52.
Chettri M.K. i Sawidis T.: Impact of Heavy Metals on Water Loss
from Lichen Thalli. Ecotoxicol. Environ. Saf., 1997, 37, 103-111.
Burton M.A.S., LeSueur P. i Puckett K.J.: Copper, nickel, and
thallium uptake by the Cladina rangiferina. Can. J. Bot., 1981, 59,
91-100.
Reis M.A., Freitas M.C., De Goeij J. i Wolterbeek H.Th.: Surfacelayer model of lichen uptake, modelling Na response. Proceedings
of the International Workshop in Biomonitoring of atmospheric pollution (with emphasis on trace elements) - BioMAP II,
28 August - 3 September 2000, IAEA-TECDOC-1338. International
Atomic Energy Agency, Vienna 2003, 152-159.
Kelly B.C. i Gobas F.A.P.C.: An Arctic terrestrial food-chain
bioaccumulation model for persistent organic pollutants. Environ.
Sci. Technol., 2003, 37, 2966-2974.
Prudêncio M.I., Gouveia M.A., Freitas M.C., Chaves I. i Marques
A.P.: Soil versus lichen analysis on elemental dispersion studies
(North of Portugal). Proceedings of the Internacional Workshop:
BioMAP, 21-24 September 1997, IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency, Vienna 2000, pp. 91-99.
Armstrong R.A.: Are metal ions accumulated by saxicolous lichens
growing in a rural environment? Environ. Exp. Bot., 1997, 38,
73-79.
Purvis O.W., Elix J.A., Broomhead J.A. i Jones G.C.: The occurrence of copper-norstictic aci in lichens from cupriferous substrata.
Lichenologist, 1987, 19, 193-203.
Reis M.A., Alves L.C., Freitas M.C., van Os B. i Wolterbeek H.T.:
Lichens (Parmelia sulcata) time response model to environmental
elemental availability. Sci. Total Environ., 1999, 232, 105-115.
Reis M.A., Alves L.C., Freitas M.C., van Os B. i Wolterbeek H.Th.:
Mean annual response of lichen Parmelia sulicata to environmental
elemental availability. Proceedings of the International Workshop:
BioMAP, 21-24 September 1997, IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency, Vienna 2000, 81-90.
Ellis K. M. i Smith J. N.: Dynamic model for radionuclide uptake in
lichen. J. Environ. Radioactiv., 1987, 5(3), 185-208.
Rajfur M., Kłos A., Wacławek M. i Wacławek W.: Badanie procesów sorpcji w porostach Hypogymnia physodes. Proc. XIII Central
European Conference ECOpole’04 (21-23.10.2004, Jamrozowa Polana), Opole 2004, 337-341.
Williamson B.J., Mikhailova I., Purvis O.W. i Udachin V.:
SEM-EDX analysis in the source apportionment of particulate matter on Hypogymnia physodes lichen transplants around the Cu
smelter and former mining town of Karabash, South Urals, Russia.
Sci. Total Environ., 2004, 322, 139-154.
Pacheco A.M.G., Freitas M.C., Barros L.I.C. i Figueira R.: Investigating tree bark as an air-pollution biomonitor by means of neutron
activation analysis. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2001, 247(2), 327331.
Freitas M.C., Pacheco A.M.G., Marques A.P., Barros L.I.C. i Reis
M.A.: Applications of nuclear analytical techniques to environmental studies. AIP Conference Proceedings, 12.07.2001, 576 (1),
508-511.
Pacheco A.M.G. i Freitas M.C.: Are lower epiphytes really that
better than higher plants for indicating airborne contaminates? An
insight into the elemental contents of lichen thalli and tree bark by
INAA. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2004, 259(1), 27-33.
Pacheco A.M.G., Barros L.I.C., Freitas M.C., Reis M.A., Hipólito
C. i Oliveira O.: An evaluation of olive-tree bark for biomonitoring
airborne contaminants. Proceedings of the International Workshop
in Biomonitoring of atmospheric pollution (with emphasis on trace
elements) - BioMAP II, 28 August - 3 September 2000,
IAEA-TECDOC-1338. International Atomic Energy Agency, Vienna 2003, pp. 345-354.
Rahn K.A.: A graphical technique for distinguishing plant material
and soil from atmospheric deposition in biomonitors. Proceedings
of the International Workshop: BioMAP, 21-24 September 1997,
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
[60]
[61]
[62]
[63]
[64]
[65]
[66]
[67]
[68]
[69]
[70]
[71]
[72]
[73]
[74]
[75]
[76]
IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency,
Vienna 2000, 47-62.
Marques A.S., Freitas M.C., Reis M.A. de Oliveira O. i Wolterbeek
H.Th.: Bio-monitoring of trace element air pollution in the Sado estuary. Proceedings of the International Workshop in Biomonitoring
of Atmospheric Pollution (with emphasis on trace elements) - BioMAP II, 28 August – 3 September 2000, IAEA-TECDOC-1338. International Atomic Energy Agency, Vienna 2003, 223-228.
Branquinho C., Catarino F. i Brown D.H.: Improving the use of
lichens as biomonitors of atmospheric metal pollution. Proceedings
of the International Workshop: BioMAP, 21-24 September 1997,
IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency,
Vienna 2000, 5-16.
Freitas M.C., Reis M.A., Marques A.P. i Wolterbeek H.Th.: Dispersion of chemical elements in an industrial environment studied by
biomonitoring using Parmelia sulicata. J. Radioanal. Nucl. Chem.,
2000, 244(1), 109-113.
Bubach D.F., Arribere M.A., Riberio Guevara S. i Calvelo S.: Study
on the feasibility of using transplanted Protousnea magellanica
thalli as a bioundicator of atmospheric contamination. J. Radioanal.
Nucl. Chem., 2001, 250(3), 63-68.
Pantelică A. i Cercasov V.: Eksperimental setup and elemental
analysis of lichen bioaccumulators before exposure. Report WP2
IDRANAP 03-01/2001, European Commission Center of Excellence InterDisciplinary Research and Applications Based on Nuclear and Atomic Physics, 2001.
Pantelică A. Cercasov V., Steinnes E., Bode P., Wolterbeek B.
i Wentz I.: Comparative characterisation of air pollution at six industral sites in Romania. Report WP2 IDRANAP 79-04/2004,
European Commission Center of Excellence InterDisciplinary Research and Applications Based on Nuclear and Atomic Physics,
2004.
Garty J., Galun M. i Kessel M.: Localization of heavy metals and
other elements accumulated in the lichen thallus. New Phytol.,
1979, 82, 159-168.
Garty J. i Amman K.: The amounts of Ni, Cr, Zn, Pb, Cu, Fe and
Mn in some lichens growing in Switzerland. Environ. Exp. Bot.,
1987, 27, 127-138.
Garty J.: Comparisons between the metal content of a transplanted
lichen before and after the start-up of a coal-fired power station in
Israel. Can. J. Bot., 1988, 66(4), 668-671.
Garty J. i Hagemeyer J.: Heavy metals in the lichen Ramalina
duriaei transplanted at biomonitoring stations in the region of
a coal-fired power plant in Israel after 3 years of operation. Water,
Air, and Soil Pollut., 1988, 38(3-4), 311-323.
Garty J., Kardish N., Hagemeyer J. i Ronen R.: Correlations between the concentration of adenosine tri-phosphate, chlorophyll
degradation and the amounts of airborne heavy metals and sulphur
in a transplanted lichen. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 1988,
17, 601-611.
Garty J., Cohen Y., Kloog G. i Karnieli A.: Effects of air pollution
on cell membrane integrity, spectral reflectance, and metal and sulfur concentrations in lichens. Environ. Toxicol. Chem., 1997, 16,
1396-1402.
Garty J., Kauppi M. i Kauppi A.: The influence of air pollution on
the concentration of airborne elements and on the production of
stress-ethylene in the lichen Usnea hirta (L.) weber em. mot. transplanted in urban sites in Oulu, N. Finland. Arch. Environ. Contam.
Toxicol., 1997, 32, 285-290.
Rajfur M.: Zastosowanie porostów do oceny zanieczyszczenia
środowiska metalami cięŜkimi. Politechnika Łódzka, Rozprawa
doktorska, w przygotowaniu do druku.
Garty J.: Lichens as environmental biomonitors in Israel: Two
decades of research. Proceedings of the International Workshop:
BioMAP, 21-24 September 1997, IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency, Vienna 2000, 17-21.
Garty J., Kloog N. i Cohen Y.: Integrity of lichen cell membranes in
relation to concentration of airborne elements. Arch. Environ.
Toxicol., 1998, 34, 136-144.
Garty J.: Metal amounts in the lichen Ramalina duriaei (De Not.)
Bagl. transplanted at biomonitoring sites around a new coal-fired
power station after 1 year of operation. Environ. Res., 1987, 43(1),
104-116.
[77]
[78]
[79]
[80]
[81]
[82]
[83]
[84]
[85]
[86]
[87]
[88]
[89]
[90]
[91]
[92]
[93]
75
Grasso M.F., Clocchiatti R., Deschamps C. i Vurro F.: Lichens as
bioindicators in volcanic areas: Mt. Etna and Vulcano Island (Italy). Environ. Geol., 1999, 37(3), 207-217.
Varrica D., Aiuppa A. i Dongarra G.: Volcanic and anthropogenic
contribution to heavy metal content in lichens from Mt. Etna and
Vulcano Island (Sicily). Environ. Pollut., 2000, 108, 153-162.
Bargagli R. i Barghigiani C.: Lichen biomonitoring of mercury
emission and deposition in mining, geothermal and volcanic areas
of Italy. Environ. Monit. Assess., 1991, 16, 265-275.
Loppi S., Nelli L., Ancora S. i Bargagli R.: Passive monitoring of
trace elements by means of tree leaves, epiphytic lichens and bark
substrate. Environ. Monit. Assess., 1997, 45, 81-88.
Loppi S., Frati L., Paoli L., Bigagli V., Rossetti C., Bruscoli C.
i Corsini A.: Biodiversity of epiphytic lichens and heavy metal contents of Flavoparmelia caperata thalli as indicators of temporal
variations of air pollution in the town of Montecatini Terme (central
Italy). Sci. Total Environ., 2004, 326, 113-122.
Scerbo R., Possenti L., Lampugnani L., Ristori T., Barale R.
i Barghigiani C.: Lichen (Xanthoria parietina) biomonitoring of
trace element contamination and air quality assessment in Livorno
Province (Tuscany, Italy). Sci. Total Environ., 1999, 241, 91-106.
Pla R.R., Moreno M.A. i Adler M.: The use biomonitors and neutron activation analysis in the study of air pollution of Buenos Aires
city. Proceedings of the International Workshop: BioMAP,
21-24 September 1997, IAEA-TECDOC-1152. International
Atomic Energy Agency, Vienna 2000, 122-128.
Jasan R.C., Verburg T.G., Wolterbeek H.Th., Plá R.R. i Pignata
M.L.: On the use of the lichen Ramalina celastri (Spreng.) Krog. &
Swinsc. as an indicator of atmospheric pollution in the province of
Córdoba, Argentina, considering both lichen physiological parameters and element concentrations. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2004,
259(1), 55-63.
Pla R.R., Jasan R.C., Pignata M.L. i Kopta R.F.: Trace-element
determination in lichens of Córdoba (Argentina) using neutron activation analysis and atomic absorption spectrometry. Proceedings
of the International Workshop in Biomonitoring of Atmospheric
Pollution (with emphasis on trace elements) - BioMAP II, 28 August - 3 September 2000, IAEA-TECDOC-1338. International
Atomic Energy Agency, Vienna 2003, 291-298.
Bubach D.F., Arribere M.A., Riberio Guevara S. i Calvelo S.: Study
on the feasibility of using transplanted Protousnea magellanica
thalli as a bioindicator of atmospheric contamination. J. Radioanal.
Nucl. Chem., 2001, 250(3), 63-68.
Tuncel S.G. i Yenisoy-Karakas S.: Elemental concentration in
lichen in Western Anatolia. Water Air Soil Pollut., 2003, 3, 97-107.
Yenisoy-Karakas S. i Tuncel S.G.: Comparison of accumulation
capacities of two lichen species analyzed by instrumental neutron
activation analysis. J. Radioanal. Nucl. Chem., 2004, 259(1),
113-118.
Jeran Z., Jaćimović R., Smodiš B. i Batič F.: Epiphytic lichens as
quantitative biomonitors for atmospheric element deposition. Proceedings of the International Workshop: BioMAP, 21-24 September
1997, IAEA-TECDOC-1152. International Atomic Energy Agency,
Vienna 2000, 22-28.
Jeran Z., Horvat M., Jaćimović R. i Spiric Z.: Biomonitoring with
epiphytic lichens around gas treatment plants. Proceedings of the
International Workshop in Biomonitoring of Atmospheric Pollution
(with emphasis on trace elements) - BioMAP II, 28 August - 3 September 2000, IAEA-TECDOC-1338. International Atomic Energy
Agency, Vienna 2003, 160-168.
Jeran Z., Jaćimović R., Batič F. i Mavsar R.: Lichens as integrating
air pollution monitors. Proceedings of the International Workshop
in Biomonitoring of Atmospheric Pollution (with emphasis on trace
elements) - BioMAP II, 28 August - 3 September 2000,
IAEA-TECDOC-1338. International Atomic Energy Agency,
Vienna 2003, 118-125.
Ford J., Landers D., Kugler D., Lasorsa B., Allen-Gil S., Crecelius
E. i Martinson J.: Inorganic contaminants in Arctic Alaskan ecosystems: long-range atmospheric transport or local point sources. Sci.
Total Environ., 1995, 160/161, 323-335.
Pilegaard K.: Deposition of airborne metals around the lead-zinc
mine in Maarmorilik monitored by lichens and mosses. Bioscience,
1994, 43, 1-20.
76 CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
[94]
[95]
[96]
[97]
[98]
[99]
[100]
[101]
[102]
[103]
[104]
[105]
[106]
[107]
[108]
[109]
[110]
[111]
[112]
[113]
[114]
[115]
[116]
Hansen E.S.: The lichen flora near a lead-zinc mine at Maarmorilik
in West Greenland. Lichenologist, 1991, 23(4), 381-391.
Poblet A., Andrade S., Scagliola M., Vodopivez C., Curtosi A.,
Pucci A. i Marcovecchio J.: The use of epilithic Antarctic lichens
(Usnea aurantiacoatra and U. antartica) to determine deposition
patterns of heavy metals in the Shetland Islands, Antarctica. Sci.
Total Environ., 1997, 207, 187-194.
Grodzińska K., Godzik B. i Szarek G.: Heavy metals and sulphur in
lichens from southern Spitsbergen. Fragm. Florist. Geobot. Supp.,
1993, 2(2), 699-708.
Olech M.: Preliminary observations on the content of heavy metals
in thalli of Usnea antarctica Du Rietz (Lichenes) in the vicinity of
the "H. Arctowski" Polish Antarctic Station. Polish Polar Res.,
1991, 12(1), 129-131.
Olech M., Osyczka P. i Dutkiewicz E.M.: Lokalne zanieczyszczenia
metalami cięŜkimi środowiska w rejonie Zatoki Admiralicji (Szetlandy Południowe, Antarktyka). Materiały Konferencyjne: XXVII
Międzynarodowe Sympozjum Polarne, Toruń 2000, 48-49.
Saiki M., Horimoto L.K., Vasconcellos M.B.A., Marcelli M.P.
i Coccaro D.M.B.: Survery of elemental concentrations in lichen
samples collected from São Paulo State. J. Radioanal. Nucl. Chem.,
2001, 249(2), 317-320.
Coccaro D.M.B., Saiki M., Vasconcellos M.B.A. i Marcelli M.P.:
Analysis of Canoparmelia texana lichens collected in Brazil by neutron activation analysis. Proceedings of the Internacional Workshop: BioMAP, 21-24 September 1997, IAEA-TECDOC-1152.
International Atomic Energy Agency, Vienna 2000, 143-148.
http://www.science.uottawa.ca/~eih/ch1/ch1.htm
http://wwwrcamnl.wr.usgs.gov/isoig/isopubs/itchch2.html
Thode H.G.: Sulphur Isotopes in Nature and the Environment: An
Overview, [w:] Krouse H.R. i Grinenko V.A. (Eds.): Stable Isotopes: Natural and Anthropogenic Sulphur in the Environment,
SCOPE 1991. John Wiley & Sons, 1-26.
Wadleigh M.A. i Blake D.M.: Tracing sources of atmospheric
sulphur using epiphytic lichens. Environ. Pollut., 1999, 106,
265-271.
Wiseman R.D. i Wadleigh M.A.: Lichen response to changes
atmospheric sulphur: isotopic evidence. Environ. Pollut., 2002, 116,
235-241.
Wadleigh M.A.: Lichens and atmospheric sulphur: what stable
isotopes reveal. Environ. Pollut., 2003, 126, 345-351.
Hopper J.F., Ross H.B., Sturges W.T. i Barrie L.A.: Regional
source discrimination of atmospheric aerosols in Europe using the
isotopic composition of lead. Tellus, 1991, 43B, 45-60.
Åberg G., Pacyna J.M., Stray H. i Skjelvale B.L.: The origin of
atmospheric lead in Oslo, Norway, studied with the use of isotopic
ratios. Atmos. Environ., 1999, 33, 3335-3344.
Erel Y., Veron A. i Halicz L.: Tracing the transport of anthropogenic lead in the atmosphere and in soils using isotopic ratios.
Geochim. Cosmochim. Act., 1997, 61(21), 4495-4505.
Doucet F.J. i Carignan J.: Atmospheric Pb isotopic composition and
trace metal concentration as revealed by epiphitic lichens: an investigation reated to two altitudinal sections in Eastern France.
Atmos. Environ., 2001, 35, 3681-3690.
Keinonen M.: The isotopic composition of lead in man and the
environment in Finland 1966-1987: isotope ratios of lead as indicators of pollutant source. Sci. Total. Environ., 1992, 113,
251-268.
Chiaradia M. i Cupelin F.: Behaviour of airborne lead and temporal
variations of its source effects in Geneva (Switzerland): comparison
of anthropogenic versus natural processes. Atmos. Environ., 2000,
34, 959-971.
Vèron A.J., Flament P., Bertho M.L., Alleman L., Flegal R.
i Hamelin B.: Isotopic evidence of pollutant lead sources in northwestern France. Atmos. Environ., 1999, 33, 3377-3388.
Bollhöfer A. i Rosman K.J.R.: Isotopic source signatures for atmospheric lead: the Northern Hemispher. Geochim. Cosmochim.
Act., 2001, 65(11), 1727-1740.
Bollhöfer A., Chisholm W. i Rosman K.J.R.: Sampling aerosols for
lead isotopes on a global scale. Anal. Chim. Acta, 1999, 390,
227-235.
Carignan J. i Gariépy C.: Isotopic composition of epiphytic lichens
as a tracer of the sources of atmospheric lead emissions in southern
[117]
[118]
[119]
[120]
[121]
[122]
[123]
[124]
[125]
[126]
[127]
[128]
[129]
[134]
[135]
[136]
[137]
[138]
[139]
[140]
[141]
Québec, Canada. Geochim. Cosmochim. Act., 1995, 59(21),
4427-4433.
Carignan J., Simonetti A. i Gariépy C.: Dispersal of atmospheric
lead in northeastern North America as recorded by epiphytic lichens. Atmos. Environ., 2002, 36, 3759-3766.
Simonetti A., Gariépy C. i Carignan J.: Pb and Sr isotopic compositions of snowpack from Québec, Canada: Inferences on the sources
and deposition budgets of atmospheric heavy metals. Geochim.
Cosmochim. Act., 1995, 64(1), 5-20.
Simonetti A., Gariépy C. i Carignan J.: Tracing sources of atmospheric pollution in Western Canada using the Pb isotopic composition and heavy metal abundances of epiphytic lichens. Atmos. Environ., 2003, 37, 2853-2865.
Cloquet Ch., Carignan J. i Libourel G.: Atmospheric pollutant
dispersion around an urban area using trace metal concentrations
and Pb isotopic compositions in epiphytic lichens. Atmos. Environ.,
2006, 40, 574-587.
Cislaghi C. i Nimis P.L.: Lichens, Air pollution and lung cancer.
Nature, 1997, 387, 463-464.
Branquinho C., Catarino F., Hunther Brown D., Pereirac M.J.
i Soares A.: Improving the use of lichens as biomonitors of atmospheric metal pollution. Sci. Total Environ.,1999, 232, 67-77.
Fałtynowicz W., Izydorek I. i Budzbon E.: The lichen flora as
bioindicator of air pollution of Gdańsk, Sopot and Gdynia. Monogr.
Bot., 1991, 73, 3-52.
Fałtynowicz W.: Monitoring powietrza. Porosty jako biowskaźniki
zanieczyszczeń. Wyd. Fundacja Centrum Edukacji Ekologicznej
Wsi, Krosno 1994.
Zieliński S. i Fałtynowicz W.: Najprostsza metoda oceny czystości
powietrza przy pomocy porostów. Obserwator Przyrody, 1996,
6(3-4), 14.
Fałtynowicz W. i Krzysztofiak L.: Epifity nadrzewne, [w:] ŚnieŜek
T. (red.), Raport Stacji Bazowej ZŚMP za rok hydrologiczny 2001.
Instytut Ochrony Środowiska. Stacja Kompleksowego Monitoringu
Środowiska, Puszcza Borecka, Warszawa 2002.
Godzik B. i Szarek-Łukaszewska G.: Plant bioindicators in the
environmental monitoring. Ecol. Chem. Eng., 2005, 12(7), 677-694.
Czarnota P.: Waloryzacja lichenoflory i zbiorowisk porostów oraz
ich bioindykacyjna rola w środowisku Gorczańskiego Parku Narodowego. Rozprawa doktorska. Badania naukowe (SYNABA II)
identyfikator rekordu: sn75408, WSP, Kraków 1999.
Kiszka J. i Piórecki J.: Badania nad lichenoindykacją województwa
przemyskiego. Roczn. Przemyski, 1990, 19, 281-290.
Niewiadomska E., Jarowiecka D. i Czarnota P.: Effect of different
levels of air pollution on photosynthetic activity of some lichens.
Act. Soc. Bot. Pol., 1998, 67(3-4), 259-262.
Sawicka-Kapusta K.: Metale cięŜkie w plechach porostów. [w:]
ŚnieŜek T. (red.), Raport Stacji Bazowej ZŚMP za rok hydrologiczny 2001. Instytut Ochrony Środowiska, Stacja Kompleksowego
Monitoringu Środowiska, Puszcza Borecka, Warszawa 2002.
Bystrek J.: Epifityczna flora i jej zanikanie pod wpływem zanieczyszczenia powietrza. Strefy skaŜeń środowiska w woj. chełmskim
na podstawie licheno- i bioindykacji. Ann. UMCS, 1988, Sect. C
43, 185-213.
Jastrzębska B.: Porosty (Lichenes) Wysoczyzny Siedleckiej. Studium
florystyczno-ekologiczne. Rozprawa doktorska. Badania naukowe
(SYNABA II) identyfikator rekordu: sn96983, Akademia Podlaska,
Siedlce 2002.
Matwiejuk A.: Wpływ czynników antropogenicznych na porosty
Białegostoku. Rozprawa doktorska. Badania naukowe (SYNABA
II), identyfikator rekordu: sn113155, Uniwersytet w Białymstoku,
Białystok 2004.
Fabiszewski J., Brej T. i Bielecki K.: Fitoindykacja wpływu huty
miedzi na środowisko biologiczne. Prace Wrocław. Tow. Nauk,
1983, B 207, 1-109.
Cieśliński S., Toborowicz K. i Sepski S.: Wpływ emisji przemysłu
cementowo-wapienniczego na florę porostów epifitycznych na obszarze Kieleckiego Okręgu Eksploatacji Surowców Węglanowych.
Roczn. Świętokrzyski, 1982, 10, 69-100.
Cieśliński S. i Jaworska E.: Zmiany we florze porostów sosny (Pinus
sylvestris L.) pod wpływem emisji zakładów przemysłu cementowowapienniczego i wydobywczego. Act. Mycol., 1986, 12(1), 3-14.
CHEMIA ● DYDAKTYKA ● EKOLOGIA ● METROLOGIA 2007, R. 12, NR 1-2
[142]
[143]
[144]
[145]
[146]
[147]
[148]
[149]
[150]
[151]
[152]
[153]
[154]
[155]
[156]
[157]
[158]
[159]
[160]
[161]
Miszalski Z.: WraŜliwość porostów na SO2. Wiad. Bot., 1984,
28(4), 283-302.
Miszalski M. i Niewiadomska E.: Comparison of sulphite oxidation
mechanisms in the lichen species. New Phytol., 1993, 123, 345-349.
Marska B.: Wpływ emisji przemysłowych na porost Hypogymnia
physodes (L.) NYL. eksponowany w tablicach wokół zakładów
chemicznych „Police”. Zesz. Nauk. Akad. Roln. Rolnictwo,
Szczecin 1982, 95, 79-87.
Marska B.: Wpływ wieloletniego oddziaływania emisji przemysłowych na florę porostów zagroŜonych obszarów leśnych woj. szczecińskiego. Rozprawa habilitacyjna, identyfikator rekordu: d21866,
UŚ, Katowice 1990.
Seaward M.R.D., Goyal R. i Bylińska E.A.: Heavy metal content of
some terricolous lichens from mineral-enriched sites in northern
England. Naturalist, Hull, 1978, 103, 135-141.
Seaward M.R.D., Bylińska E.A. i Topham P.B.: The distribution
and ecology of Umbilicaria propagulifera (Vainio) Llano. Nova
Hedwigia, 1983, 38, 703-716.
Bylińska E.A., Marczonek A. i Seaward M.R.D.: Mercury accumulation in various components of a forest ecosystem influenced by
factory emissions. Urban Ecol., 1991, 75-87.
Seaward M.R.D., Bylińska E.A. i Goyal R.: Heavy metal content of
Umbilicaria species from the Sudety region of SW Poland. Oikos,
1981, 36, 107-113.
Seaward M.R.D., Heslop J.A., Green D. i Bylińska E.A.: Recent
levels of radionuclides in lichens from southwest Poland with particular reference to 134Cs and 137Cs. J. Environ. Radioact., 1988, 7,
123-129.
Kwapuliński J., Seaward M.R.D. i Bylinska E.A.: Uptake of radium-226 and radium-228 by the lichen genus Umbilicaria. Sci. Total Environ., 1985, 41, 135-141.
Kwapulinski J., Seaward M.R.D. i Bylinska E.A.: Caesium-137
content of Umbilicaria species, with particular reference to altitude.
Sci. Total Environ., 1985, 41, 125-133.
Budka D.: Wpływ zanieczyszczenia powietrza na akumulację metali
cięŜkich w transplantowanych porostach i liściach wybranych gatunków drzew na stanowiskach leśnych okolic Krakowa. Rozprawa
doktorska. Badania naukowe (SYNABA II) identyfikator rekordu:
sn99747, UJ, Kraków 2002.
Białońska D.: Zanieczyszczenia ekosystemów leśnych zachodniej
Małopolski - ocena ryzyka środowiskowego na podstawie zmian
w metabolizmie związków antyoksydacyjnych w liściach roślin
i plechach transplantowanego porostu Hypogymnia physodes (L.)
Nyl. Rozprawa doktorska. Badania naukowe (SYNABA II), identyfikator rekordu: sn116056, UJ, Kraków 2004.
Budka D., Przybyłowicz W.J., Mesjasz-Przybyłowicz J. i Sawicka-Kapusta K.: Elemental distribution in lichens transplanted to polluted forest sites near Kraków (Poland). Nucl. Instrum. Methods,
2002, B 189, 499-505.
Budka D., Mesjasz-Przybyłowicz J. i Przybyłowicz W.J.: Environmental pollution monitoring using lichens as bioindicators:
a micro-PIXE study. Radiat. Phys. Chem., 2004, 71, 783-784.
Migaszewski Z.M., Gałuszka A., Świercz A. i Kucharzyk J.: Element concentrations in soils and plant bioindicators in selected
habitats of the Holy Cross Mountains, Poland. Water Air Soil Pollut., 2001, 129, 369-386.
Migaszewski Z.M., Gałuszka A. i Pasławski P.: Polynuclear aromatic hydrocarbons, phenols, and trace metals in selected soil profiles and plant bioindicators in the Holy Cross Mountains, SouthCentral Poland. Environ. Internat., 2002, 28, 303-313.
Migaszewski Z.M., Gałuszka A. i Pasławski P.: The use of the
barbell cluster ANOVA design for the assessment of environmental
pollution: a case study, Wigierski National Park, NE Poland. Environ. Pollut., 2005, 133, 213-223.
Białońska D. i Dayan E.F.: Chemistry of the lichen Hypogymnia
physodes transplanted to an industrial region. J. Chem. Ecol.,
2005, 31(12), 2975-2991.
United States Department of Agriculture, Forest Service Mt. BakerSnoqualmie National Forest: A Review of Lichen and Bryophyte
Elemental Content Literature with Reference to Pacific Northwest
Species. Bellingham, USA 1999.
77

Podobne dokumenty