GRAPTOLITY W RÓŻANEJ

Monograptus priodonMonograptus priodonIDZIEMY NA GRAPTOLITY
RÓŻANA, GÓRY KACZAWSKIE

Dr Stanisław Piotrowski

Miejsce, które chcę opisać jest łatwe do odnalezienia. Trasę rozpoczynamy od przystanku PKS w Różanej, niedaleko Świerzawy. Z przystanku należy pójść ok 40 m na zachód (prostopadle do drogi Świerzawa – Złotoryia) I dochodzimy do nieczynnej linii kolejowej Legnica-Marciszów. Nią kierujemy się ok. 30 m w prawo (na północ) i dochodzimy do odsłonięcia łupków graptolitowych po prawej stronie torów. Odsłonięcie powstało podczas budowy wspomnianej linii kolejowej, a odcinek ten ukończono 16.09.1895 roku. Są to czarne lub ciemnoszare cienkowarstwoe łupki sylurskie. Skały są silnie pofałdowane. Można tu znaleźć następujące graptolity:
Monograptus priodon,
spirograptus spiralis zimmermani,
Pristiograptus dubius latus,
Monoclimacis hemipristis,
Monoclimacis vormerina vormerina,
Retiolites geinitzianus,
Retiolites maior.
Ale od razu uprzedzam, że znalezienie tych okazów należy raczej do trudnych, ale warto spróbować, a zwłaszcza odwiedzić to stanowisko. Ja bywam tam wielokrotnie i to od wielu lat, ale dotychczas znalazłem cztery okazy. Najlepiej szukać po ostrej zimie, kiedy to skały ulegają naturalnej degradacji i szukamy okazów w poszczególnych bloczkach. Nie polecam łupania skały młotkiem. Natura jest tu najlepszym rozwiązaniem. A jeżeli nie znajdziemy graptolitów to możemy w pobliżu odsłonięcia pobrać bardzo ładne lity, skały czarne z białymi żyłkami kwarcu. Kiedyś zaprojektowałem srebrną bizuterię z tej skały i okazała się bardzo udanym dziełem. Później namówiłem studentów jubilerstwa we Wrocławiu do podobnego dzieła. Zaraz po powrocie do Wrocławia skała na tyle im się podobała, że od razu wzięli się do dzieła i pracowali całą noc. Niestety efektów ich pracy nie dane mi było poznać. Niedaleko stąd do stanowisk z agatami, ale o tym w następnym wpisie.

LITERATURA:
Grocholski W. (red.): Przewodnik geologiczny po Sudetach. Wyd. Geol., Warszawa 1969.Monograptus priodon

Opublikowano Geologia | 23 komentarzy

AGTATY ENEJ W LWÓWKU ŚL.

f2d7d034f4

Opublikowano Bez kategorii | 25 komentarzy

MOŻLIWOŚĆ ROZRÓŻNIENIA MAŁŻY I ŚLIMAKÓW SŁODKOWODNYCH NA PODSTAWIE KONCENTRACJI METALI CIĘŻKICH W TKANKACH MIĘKKICH I MUSZLACH

MOŻLIWOŚĆ ROZRÓŻNIENIA MAŁŻY I ŚLIMAKÓW SŁODKOWODNYCH NA PODSTAWIE KONCENTRACJI METALI CIĘŻKICH W TKANKACH MIĘKKICH I MUSZLACH
Dr Stanisław Piotrowski
e-mail: stanislaw.piotrowski@vp.pl

WSTĘP
Toksyczne oddziaływanie metali ciężkich na organizmy zwierzęce uzależnione jest od rodzaju i formy występowania metalu, jego stężenia, drogi wnikania ze środowiska oraz gatunku, wieku i płci danego organizmu. W przypadku organizmów wodnych działanie to zależy ponadto od pH wody, jej zasolenia i twardości. Podwyższona koncentracja metali ciężkich może być przyczyną zaburzeń metabolicznych i funkcjonalnych prowadzących do zmian chorobowych (Brown et al., 1996; Mountouris et al., 2002). Jest to o tyle ważne, że produkty pochodzenia roślinnego i zwierzęcego stanowią istotne ogniwo w łańcuchu pokarmowym człowieka (Piotrowski, 2009; Stroelli & Marcotrigiano, 2001). Efekt bioakumulacji umożliwia ponadto migrację metali ciężkich w łańcuchu troficznym. Tym samym istnieje możliwość przenoszenia tych elementów w obszary nieraz znacznie oddalone od źródeł zanieczyszczeń, a ich uwolnienie po destrukcji komórek organizmów żywych może stać się przyczyną wtórnego zanieczyszczenia środowiska (McGeer et al., 2007; El-Sikaily et al., 2004). Ponadto metale ciężkie nie ulegają biologicznemu rozkładowi i nie są eliminowane z tych ekosystemów (Linde et al., 1996).
Mięczaki wodne kontaktują się ze środowiskiem głównie poprzez skrzela, płaszcz, nogę i przewód pokarmowy. U małży metale dostają się głównie przez skrzela, a u ślimaków za pośrednictwem przewodu pokarmowego. Najczęściej metale ciężkie pobierane są wraz z pokarmem lub bezpośrednio z roztworu wodnego. Proporcje te zależą od danego konkretnego gatunku. Wielu autorów twierdzi, że zwierzęta żerujące na osadach lub filtrujące wodę absorbują więcej metali niż gatunki roślinożerne (Parleman & Meili, 1993).
Zróżnicowanie zawartości Cu, Zn, Cd, Fe, Mn u różnych gatunków mięczaków pochodzących z tego samego biotopu związane jest prawdopodobnie ze specyfiką gatunku, a także sposobu odżywiania się (Brooks & Rumsby, 1965; Parsons et al., 1973). Wielu autorów twierdzi, że zwierzęta żerujące na osadach lub filtrujące wodę absorbują więcej metali niż gatunki roślinożerne (Parleman & Meili, 1993). Podwyższone stężenia cynku obecne we wszystkich tkankach Unio elongatulus, Anodonta cygnea i Viviparus viviparus odzwierciedlają ważność tego metalu , który jest niezbędny, ale zarazem nie jest bardzo toksyczny w układach biologicznych (Muhineza et al.,1998). Cynk w rzeczywistości wykazuje funkcje katalityczne w licznych metaloenzymach oraz pełni rolę strukturalną w budowie różnych białek (Vallee & Falcuk, 1993). Stwierdzony poziom koncentracji Cu w tkankach Viviparus viviparus około 10 razy wyższy od koncentracji stwierdzonych u Anodonta cygnea i Unio elongatulus był najprawdopodobniej efektem obecności hemocianiny, charakterystycznej dla niektórych mięczaków i wykorzystywanej w miejsce hemoglobiny do transportu tlenu (Muhineza, 1998). W ekosystemach wodnych, zwłaszcza środowisk przejściowych jakimi są ujścia rzek, obserwujemy, iż generalnie spadek zasolenia wód wyzwala wzrost akumulowania kadmu w mięczakach. Skrzela, które pozostają w bezpośrednim kontakcie z zanieczyszczoną wodą, są tymi organami, które głównie kumulują kadm (Cassini et. al., 1986). W szeregu pracach przytacza się istotną pozytywną korelację pomiędzy koncentracjami metali ciężkich w tkankach miękkich mięczaków a ich poziomem w środowisku (m.in.: Manly & George, 1977; Phillips, 1979; Salanki & Van-Balogh, 1989; Salazar, l997; Salazar & Salazar, 1997; Van-Balogh et al., 1988; Wiesner et al., 2001; Gundacker, 1999, 2000).

Celem badań było oznaczenie koncentracji metali ciężkich w tkankach miękkich (całe ciało) i muszlach dla możliwie największej grupy mięczaków słodkowodnych badanego obszaru. Ilość analizowanych próbek uzależniona była od nakładów finansowych. Badaniami objęto 17 gatunków, z czego dla 14 gatunków oznaczono koncentracje metali w tkankach miękkich, a dla 16 gatunków oznaczono stężenia tych elementów chemicznych w muszlach (Tab. 1). W przypadku tkanek miękkich dla 11 gatunków wykonano co najmniej analizę 3 próbek. W pozostałych przypadkach analizowano po 1 próbce (3 gatunki). Z kolei w przypadku muszli dla 11 gatunków wykonano analizy metali dla co najmniej 2 próbek, zaś dla 5 gatunków analizowano tylko po jednej próbce. Łącznie dysponowano wynikami analiz metali w 110 próbkach tkanek miękkich i w 119 próbkach muszli. W pracy przyjęto oznaczać koncentracje metali w tak zwanych próbkach nie sortowanych, czyli takich, które obejmują stosunkowo dużo okazów o różnych rozmiarach. To udało się tylko dla dwóch gatunków: Dreissena polymorpha i Sphaerium solidum, dla których analizowane próbki liczyły po 100 okazów. Dla pozostałych gatunków dysponowano próbkami obejmującymi od 1 do 31 okazów. Na podstawie zgromadzonych danych określono statystyczne prawidłowości koncentracji metali w tkankach i muszlach badanych gatunków. Następnie określono zależności pomiędzy koncentracjami metali w tkankach i muszlach. We wnioskach końcowych przedstawiono kierunki dalszych badań.
OBSZAR BADAŃ
Rozdział obszar badań został dokładnie omówiony w pracach Piotrowski (2009, 2010a, b, c).
MATERIAŁ I METODY
Materiał do badań pochodził z lat 1999-2000 z rejonu estuarium Odry i pięciu wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Oznaczenia składu gatunkowego mięczaków dokonano na podstawie cech konchiologicznych uwzględniając wytyczne zawarte w pracach Piechocki (1979, 1998), Piechocki & Dyduch-Falniowska (1993), jak również porównując zebrane okazy ze standardowym zbiorem mięczaków słodkowodnych Polski otrzymanym od Prof. Piechockiego.
Koncentracje Cu, Zn, Pb, Co, Cd zostały określone techniką ICP-AES, natomiast Hg oznaczono przy pomocy generatora wodorków (metoda zimnych par) CV-AAS. Możliwości graniczne oznaczeń poszczególnych metali wynosiły: Cu – 0,005 ppm, Pb – 0,02 ppm, Zn – 0,002 ppm, Cd i Co – 0,003 ppm i Hg – 0,005 ppm.
Opracowanie wyników analiz dokonano za pomocą programów Microsoft Excel oraz Statistica (wersja 5). Algorytm postępowania przy analizie skupień obejmował następujące etapy:
Zdefiniowanie macierzy danych – jako macierz danych przyjęto wartości średnie z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano analizy tylko jednej próbki.
Wybór miary podobieństwa – Jako taksonomiczną miarę podobieństwa wybrano odległość euklidesową:

gdzie: xij to wartość j-tej cechy dla i-tego obiektu, xkj – wartość j-tej cechy dla k-tego obiektu, dik – odległość pomiędzy i-tym i k-tym obiektem (i, k=1,2,…,m; j=1,2,…,p).
Przeprowadzenie standaryzacji danych. Standaryzacja polega na zamianie wartości wybranych zmiennych przez ich tzw. wartości standaryzowane obliczane jako:
Wartość standaryzowana = (wartość zmiennej – wartość średnia)/odchylenia standardowe.
Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych między gatunkami mięczaków (dla danych standaryzowanych).
Aglomeracja skupień została dokonana w oparciu o metodę najmniejszej wariancji (tzw. metoda Warda) aż do uzyskania dendrogramu.
Analiza i weryfikacja dendrogramu. Do ostatecznej weryfikacji przynależności poszczególnych gatunków na dendrogramie wykorzystano metodę zaproponowaną przez Hellwiga (1968), według której dwa podzbiory zbioru będziemy uważać za istotnie różne, jeżeli najkrótsza obliczona odległość między parą punktów należących do dwóch podzbiorów jest większa niż wartość krytyczna (Wk). Wartość tą oszacowano w następujący sposób:
– znaleźć wartość minimalną dla każdego wiersza w macierzy odległości,
– dla nowo powstałej zmiennej obliczyć średnią arytmetyczną i odchylenie standardowe,
– obliczyć wartość krytyczną ze wzoru Wk = x + 2σ (Pluta, 1977). tak obliczoną wartość traktować należy jako wyznacznik wydzielenia ilości skupień.
Oprócz analizy wielozmiennej istotna jest także analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Pozwala ona uzyskać informacje, jakie cechy (w tym przypadku rodzaj metalu ciężkiego) zadecydowały o utworzeniu poszczególnych skupień. Badanie to przeprowadzono w oparciu o metodę średnich arytmetycznych.

WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA
Metale w tkankach miękkich. Średnie koncentracje metali ciężkich w tkankach miękkich badanych mięczaków (łącznie z gatunkami dla których wykonano oznaczenia metali tylko w jednej próbce, ppm w suchej masie) zawierają się:
Cu – od 7,3 (Planorbarius corneus) do 111,2 (Viviparus contectus),
Zn – od 60,4 (Planorbarius corneus) do 659,9 (Lymnaea peregra),
Pb – od 1,2 (Viviparus viviparus) do 13,0 (Sphaerium solidum),
Co – od <0,003 (Lymnaea peregra) do 2,3 (Sphaerium solidum), Cd – od 0,1 (Planorbarius corneus) do 0,9 (Lymnaea peregra), Hg – od 0,1 (Planorbarius corneus) do 5,2 (Lymnaea peregra). (Ryc. 1). Na podstawie wykonanej aglomeracji skupień wyodrębniono 5 skupień (w nawiasie metale, które decydują o przynależności do danego skupienia): 1-elementowe – Lymnaea peregra (Cu, Zn, Pb, Cd oraz Hg) oraz Pseudoanodonta complanata (Zn i Co) trzy skupienia 4-elementowe – (1) Viviparus contectus, V. Viviparus, Sphaerium solidum, Sphaerium rivicola (Cu, Pb, Co i Cd), (2) Unio tumidus, U. pictorum, Anodonta cygnea, Anodonta anatina (Zn), (3) Planorbarius corneus, Lymnaea auricularia, L. stagnalis i Dreissena polymorpha (Co i Cd). Z powyższego zestawienia widać, iż na podstawie koncentracji metali w tkankach miękkich tylko częściowo dochodzi do oddzielenia ślimaków i małży. Dotyczy to dwóch skupień 1-elementowych oraz jednego skupienia 4-elementowego. W pozostałych skupieniach grupują się zarówno przedstawiciele małży, jak i ślimaków. Metale w muszlach. Średnie koncentracje w muszlach wynoszą odpowiednio: Cu – od 0,4 (Sphaerium rivicola) do 13,3 (Viviparus contectus), Zn – od 3,6 (Planorbarius corneus) do 69,4 (Theodoxus fluviatilis), Pb – od 0,1 (Lymnaea auricularia) do 3,6 (Theodoxus fluviatilis), Co – od <0,01 (Lymnaea auricularia) do 0,7 (Viviparus viviparus), Cd – od 0,01 (Planorbarius corneus) do 0,6 (Theodoxus fluviatilis), Hg – od 0,01 (Anodonta cygnea) do 0,1 (Viviparus contectus). (Ryc. 2). Bazując na analizie skupień uzyskano 6. skupień: Trzy skupienia 1-elementowe: (1) Theodoxus fluviatilis (Zn, Pb, Co, Cd i Hg), (2) Viviparus contectus (wszystkie sześć metali), (3) Planorbarius corneus (Hg), 2-elementowe – Lithoglyphus naticoides i Lymnaea stagnalis (Pb, Co i Cd), 3-elementowe – Unio crassus, Lymnaea auricularia i Viviparus viviparus (Zn, Co, Hg), 8-elementowe – Sphaerium rivicola, S. solidum, Unio tumidus, U. pictorum, Anodonta cygnea, A. anatina, Pseudoanodonta complanata i Dreissena polymorpha (Cu, Pb). W efekcie tej analizy dokonano wyraźnego rozróżnienia badanych gatunków na ślimaki i małże. Jedynym wyjątkiem jest Unio crassus, który znalazł razem ze ślimakami w skupieniu 3-elementowym. Może to wynikać z faktu, iż dla tego gatunku dysponowano jedynie analizą jednej próbki. Relacje pomiędzy koncentracjami metali w tkankach miękkich i muszlach. Dla 9 gatunków zestawiono diagramy korelacyjne (ilość próbek dla poszczególnych gatunków wynosiła co najmniej trzy), zaś dla 4 gatunków analizowano tylko po jednej próbce. W zestawionych diagramach w 23 przypadkach (43%), na 54 możliwe, uzyskano istotność linii trendu – w 18 na poziomie istotności na poziomie 0.05 i w na poziomie 0.10. W 21 przypadkach stwierdzono wielomianowe linie trendu, zaś w 2 potęgowe. Szereg z przedstawionych diagramów i naniesionych linii trendu może budzić kontrowersje, ale na tym etapie nie zdecydowano się na odrzucenie wartości skrajnych i przy większości przypadków stosunkowo małej liczby próbek uzyskane wyniki traktuje się jako robocze stanowiące punkt wyjścia do dalszych studiów. Zaobserwowane wyniki maksymalne współczynników koncentracji metali w tkankach miękkich w odniesieniu do ich koncentracji w muszlach są dość wysokie i wynoszą od 101 do 45299: Zn – 101 – Unio tumidus, Hg – 237 – Sphaerium solidum, Co – 881 – Lymnaea auricularia, Cd – 1138 – Dreissena polymorpha, Pb – 7890 – Dreissena polymorpha, Cu – 45299 – Sphaerium rivicola. Na podstawie analizy skupień wyodrębniono 4 skupienia: Dwa skupienia 1-elementowe – Sphaerium rivicola (Cu, Zn, Pb, Cd) i S. solidum (Hg), 2-elementowe – Lymnaea auricularia i Dreissena polymorpha (Pb, Co), 9-elementowe – Unio tumidus, U. pictorum, Anodonta cygnea, A. anatina, Pseudoanodonta complanata, Lymnaea stagnalis, Viviparus contectus, V. viviparus, Planorbarius corneus (Zn). W tym przypadku dzięki analizie skupień jedynie dwa gatunki małży z rodzaju Sphaeridae tworzą wyodrębnione skupienia 1-elementowe. W pozostałych dwóch mamy ślimaków i małży. Podziękowania Badania finansowane były przez KBN – grant Nr 6 PO4F 049 17, WFOŚiGW w Szczecinie – grant Nr 186/02/OP-PO/D oraz w ramach badań własnych Uniwersytetu Szczecińskiego – Nr 504-231001-707. Literatura Brooks R.R. & Rumsby M.G., 1965: The biogeochemistry of trace elemental uptake by some New Zeland bivalves. Limnol. Oceanogr., 10: 521-528. Brown, P.L., Jeffree. R.A., Markich, S.J, 1996: Kinetics of Ca-45, Co-60, Pb-210, Mn- 54 and Cd-109 in the tissue of the freshwater bivalve Velesunio angasi. The Science of the Total Environment, 188: 139-166. Burrows G. & Whitton B.A., 1993: Heavy metals in water, sediments and invertebrates from a metal contaminated river free of organic pollution. Hydrobiologia, 106: 263-273. Cassini A., Tallandini L., Favero N. & Albergoni V., 1986: Cadmium bioaccumulation studies in the fresh water molluscs Anodonta cygnea and Unio elongatulus. Comp. Biochem. Physiol., 84C: 35-41. El-Sikaily A., Khaled A. & El-Nemr A., 2004: Heavy Metals Monitoring using Bivalves from Mediterranean Sea and Red Sea. Environmental Monitoring and Assessment, 98, 1-3: 41-58. Gundacker C., 1999: Tissue-specific heavy metal (Cd, Pb, Cu, Zn) deposition in a natural population of the zebra mussel Dreissena polymorpha PALLAS. Chemosphere, 38: 3339-3356. Gundacker C., 2000: Comparison ef heavy metal bioaccumulation in freshwater molluscs of urban river habitats in Vienna. Environ. Pollut., 110 (1): 61-71. Hellwig Z., 1968; Zastosowanie metody taksonomicznej do typologicznego podziału krajów ze wzgledu na poziom ich rozwoju oraz zasoby i strukturę wykwalifikowanych kadr, Przegląd Statystyczny, z.4. Laskowski R. & Maryański M. 1993: Heavy metals in epigeic fauna: trophic level and physiological hypothesis. Bull. Environ. Contain. Toxicol., 50: 232-240. Linde A.R., Arribas P., Sanchez-Galan S. & Garcia-Vazquez F., 1996: Eel (Anguilla anguilla) and brown trout (Salmo trutta) target species to assess the biological impact of trace metal pollution in freshwater ecosystems. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 31: 297-302. Manly R., George W.O., 1977: The occurence of some heavy metals in populations of the freshwater mussel Anodonta anatina (L.) from the river Thames. Environ. Pollut., 14: 139-154. McGeer J.C., Brix K.V., Skeaff J.M., DeFores D.K., Brigham S.L., Adams W.J. & Green A., 2007: Inverse relationship between bioconcentration factor and exposure concentration for metals: Implication for hazard assessment of metals in the aquatic environment, Environmental Toxicology and Chemistry, 22, 5: 1017-1037. Muhineza F., Andreani G., Ferraresi M., Gelati A., Isani G. & Carpene E., 1998: Concentrazione di metalli pesanti (Zn,Cu,Cd) ed effetti dell’esposizione al cadmio in esemplari di Anodonta cygnea, Unio elongatulus, Viviparus viviparus. Laguna: 44-49. Mountouris A., Voutsas E. & Tassios D., 2002: Bioconcentration of heavy metals in aquatic environments: the importance of bioavailability. Marine Pollution Bulletin, 44, 10: 1136-1141. Muntau & Baudo, 1992: Sources of cadmium, its distribution and turnover in the freshwater environment. IARC Scientific Publications, 118: pp. 133 Parleman H. & Meili M. 1993: Mercury in macroinvertebrates from Swedish forest lakes: influence of lake type, habitat, life cycle and food quality. Can. J. Fish. Aquat. Sci; 5O: 521-534. Parsons T. R., Bawden C. A. & Heath W. A. 1973: Preliminary survey of mercury and other metals contained in animals from the Fraser River mudflats. J. Fish. Res. Board Can., 30: 1014-1016. Phillips D. J. H. 1979: The role of oyster Saccostrea glomerata as an indicator of trace metals in Hong Kong. Mar. Biol., 53: 353-360. Piechocki A., 1979: Fauna słodkowodna Polski. The fres-water fauna of Poland, z. 7. Mięczaki (Mollusca), Ślimaki (Gastropoda). PWN Warszawa. Piechocki A., 1998: Mięczaki słodkowodne Polski. The fres-water Molluscs of Poland. Uniwersytet Łódzki, maszynopis. Piechocki A., Dyduch-Falniowska A., 1993: Mięczaki. Małże. Molluscs. Bivalvia. PWN Warszawa. Piotrowski S., 2009: Stopień akumulacji metali w tkankach miękkich mięczaków ujścia Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego, Gospodarka Wodna, Nr 1: 34-38. Piotrowski S., 2010a: Viviparus viviparus (L.) jako organizm wskaźnikowy odzwierciedlający poziomy metali ciężkich w wodzie i osadach dennych, Gospodarka Wodna, Nr 4: 163-170. Piotrowski S., 2010b: Relacje pomiędzy koncentracjami metali ciężkich ciężkich tkankach mięczaków słodkowodnych a stężeniami tych metali w wodzie i osadach dennych w obszarze estuarium Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego, Gospodarka Wodna, Nr 11: 454-468. Piotrowski S., 2010c: Przydatność Anodonta anatina (L.) jako organizmu wskaźnikowego odzwierciedlającego poziomy metali ciężkich (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) w wodzie i osadach dennych. Use of Anodonta anatina as Indicatory Organizm Reflecting Level of Heavy Metals (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) In Water and Bottom Sediments, Inżynieria i Ochrona Środowiska, t. 13, nr 4: 259-277. Pluta G., 1977: Wielowymiarowa analiza porównawcza w badaniach ekonomicznych, PWE, Warszawa. Salanki J. & Van-Balogh K., 1989: Physiological background for using freshwater mussels in monitoring copper and lead pollution. Hydrobiologia, 188/189: 445-454. Salazar M.H. & Salazar S.M., 1997: Using caged bivalves to characterize exposure and effects associated with pulp and paper mill effluents. Water Science and Technology, 35 (2-3): 213-220. Salazar M.H., 1997: Critical evaluation of bivalve molluscs as a biomonitoring tool for the mining industry in Canada. [in] Stewart & Malley: Technical Evaluation of Molluscs as a biomonitoring Tool for the Canadian Mining Industry. CANMET-Aquatic Effects Technology Evaluation (AETE) Program , Project 2.3.1., Part II: 164-248. Storelli M.M. & Marcotrigiano G.O., 2001: Heavy Metals (Hg, Pb, Cd And Cr) in Edible Snails. Ital. J. Food Sci., 4(13): 399-404. Vallee B.L. & Falcuk K.E., 1993: The biochemical basis of the zinc physiology. Physiol. Rev., 73: 79-118. Van-Balogh K., 1988: Comparison of mussels and crustacean plankton to monitor heavy metal pollution. Water Air Soil Pollut., 281-292. Wiesner L., Gunther B. & Fenske C., 2001: Temporal and spatial variability in the heavy metal content of Dreissena polymorpha (Pallas) (Mollusca: Bivalvia) from the Kleines Haff (northeastern Germany). Hydrobiologia, 443(1-3): 137-145. Tabele Tabela 1. Ilość analizowanych próbek tkanek miękkich i muszli badanych mięczaków oraz obszar ich pochodzenia: n – liczba analizowanych próbek; obszar pochodzenia próbek: estuarium Odry: M – Międzyodrze, JD –Jezioro Dąbie, D – Dociąża, R – Roztoka Odrzańska, Z – Zalew Szczeciński, jeziora Pomorza Zachodniego: JO –Jezioro Ostrów, JK – Jezioro Kiełbicze, JW – Jezioro Wełtyńskie, JB – Jezioro Binowo; JM - Jezioro Miedwie Rysunki Ryc. 1. Koncentracje metali (ppm s.m.) w tkankach miękkich mięczaków. Oznaczenia mięczaków jak w tabeli 1. Ryc. 2. Koncentracje metali (ppm s.m.) w muszlach badanych mięczaków. Oznaczenia mięczaków jak w tabeli 1. TABELE I RYSUNKI ZOSTANA WKROTCE ZAMIESZCZONE NA STRONIE

Opublikowano Bez kategorii | 29 komentarzy

STATYSTYCZNA ANALIZA KONCENTRACJI METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd i Hg) W MIĘCZAKACH SŁODKOWODNYCH UJŚCIA ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO

Tabela 13 Tabela 1 Tabela 2 Tabela 3 Tabela 4 Tabela 5 Tabela 6 Tabela 7 Tabela 8 Tabela 9 Tabela 10 Tabela 11 Tabela 12STATYSTYCZNA ANALIZA KONCENTRACJI METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd i Hg) W MIĘCZAKACH SŁODKOWODNYCH UJŚCIA ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO
STATISTICAL ANALYSIS OF CONCENTRATION OF HEAVY METALS (Cu, Zn, Pb, Co, Cd and Hg) IN FRESH-WATER MOLLUSCS OF THE ODRA RIVER ESTUARY AND SELECTED LAKES OF WEST POMERANIA

Dr Stanisław Piotrowski
e-mail: stanislaw.piotrowski@vp.pl

Wprowadzenie
Skażenie środowiska ocenia się zwykle metodami fizyczno – chemicznymi określając stężenia pierwiastków lub ich związków w powietrzu atmosferycznym, wodzie i glebie. Można jednak określać je także metodami bioindykacyjnymi za pomocą bioindykatorów
(Manning & Feder, 1980; Spelleberg, 1991; Kovács, 1992; Markert, 1993). Metody te są stosowane od dawna w krajach Europy Zachodniej, Ameryki Północnej czy Japonii. W Polsce zainteresowano się nimi nieco później, jednak obecnie włącza się je coraz częściej do biomonitoringu (Busch et al., 1992; Imlay, 1982; Jurkiewicz Karnkowska, 1989a,b, 1994, 1999; Jurkiewicz-Karnkowska & Królak, 1996, 1999; Kraak et al., 1991; Mersch et al., 1992; Narbonne et al., 1999; Phillips, 1977; Piotrowski, 1999, 2000a,b; Salazar, 1997; Zadory, 1984).
Zastosowanie organizmów wskaźnikowych (bioindykatorów ) ma pewną przewagę nad badaniami monitoringowymi wody lub osadów dennych w określeniu zasobów metali śladowych oraz innych zanieczyszczeń toksycznych w danym akwenie. Organizmy te dostarczają bowiem dowodów na akumulację wyżej wymienionych elementów chemicznych zgromadzonych przez kilka miesięcy, eliminując w ten sposób potrzebę częstego dokonywania analiz.
W pierwszych pracach część autorów sugerowała, iż oprócz analizy muszli winno się analizować części miękkie, zarówno w całości jak i w poszczególnych tkankach. Późniejsze dane uzyskane przez wielu autorów wykazały jednak, że większość gatunków mięczaków kumuluje największe ilości metali (łącznie z radionuklidami) w nerkach i gruczole trawiennym (The International Mussel Watch, 1980). Stąd w późniejszych pracach analizowano głównie tkanki miękkie a muszle zaledwie sporadycznie.
Zróżnicowanie zawartości np. Cu, Zn, Cd, Fe, Mn u różnych gatunków mięczaków pochodzących z tego samego biotopu związane jest prawdopodobnie ze specyfiką gatunku, a także sposobu odżywiania się (Brooks. & Rumsby, 1965; Parsons et al., 1973: Theede et al. 1979). Wielu autorów twierdzi, że zwierzęta żerujące na osadach lub filtrujące wodę absorbują więcej metali niż gatunki roślinożerne (Parleman & Meili, 1993). W szeregu pracach przytacza się istotną pozytywną korelację pomiędzy koncentracją metali ciężkich w tkankach miękkich mięczaków a ich poziomem w środowisku (m.in.: Manly & George, 1977; Phillips, 1979). Taka prawidłowość winna się przekładać na skład chemiczny muszli.
Zagadnienie obecności metali w muszlach jest stosunkowo mało poznane. Dla przykładu obserwuje się od kilkudziesięciu do kilkuset razy niższą koncentrację metali w muszlach niż w tkankach miękkich. Ponadto muszle mogą odgrywać w ekosystemach swoistą pułapkę dla metali ciężkich a więc przyczyniać się do ich czasowej eliminacji z geochemicznego obiegu (Bertine & Goldberg, 1972). Podobne relacje, ale tylko w odniesieniu do Pb, obserwowali Bolognani-Fantin et al., 1982. Z kolei Imlay (1982) obserwował zupełnie odwrotne relacje – wysokie koncentracje metali w muszlach Unionidae w porównaniu do tkanek miękkich: od 6 razy wyższe dla Cu do 450 razy wyższe dla Pb.
Wartości rzędu od kilku do kilkuset (ppm s.m.) i czasami porównywalne z poziomem metali w tkankach miękkich, choć z reguły niższe o rząd wielkości obserwowali Bias & Karbe (1985) oraz Jurkiewicz-Karnkowska (1989a,b).
W swoich badaniach Jurkiewicz-Karnkowska & Królak (1996) zwracają uwagę na znaczny udział muszli w akumulacji metali ciężkich, zwłaszcza Cd, Fe i Mn. Podobne sugestie zawarte są też i w innych pracach.

Obszar badań
Obszar badań, zarówno pod kątem stanu jego czystości i obecności różnego rodzaju zanieczyszczeń, jak również omawiający stan gatunkowo-ilościowy mięczaków, został szeroko opisany przez autora niniejszej pracy ( Piotrowski 1997, 1999; 2000a,b, 2003a,b, 2004; Piotrowski & Łaba-Mydłowska, 2003.

Materiał i Metoda
Podstawowy materiał do badań laboratoryjnych został pobrany w latach 1999 i 2000 z obszaru ujścia Odry (31 stanowisk) oraz z pięciu czystych jezior Pomorza Zachodniego, tj. jeziora Ostrów, jeziora Kiełbicze, jeziora Wełtyńskiego, jeziora Binowo i jeziora Miedwie. Badania te finansowane były przez Komitet Badań Naukowych. Część zebranego wówczas materiału Dreissena polymorpha, została poddana analizie geochemicznej w 2002 roku dzięki dotacji WFOŚiGW w Szczecinie. Otrzymana w 2002 r. zgoda Ministra Środowiska umożliwiła ponadto objęcie badaniami gatunków prawnie chronionych, tj. Unio pictorum, Anodonta cygnea i Pseudoanodonta complanata.
Oznaczenia Cu,Zn,Pb,Co,Cd dokonano techniką ICP-AES na spektrometrze plazmowym typu Liberty. Rtęć oznaczono za pomocą generatora wodorków (metoda zimnych par) techniką CV-AES. Wyniki analiz tkanek miękkich, muszli i osadów podane są w ppm suchej masy a wody w mg · l -1.

W konsekwencji dysponuje się wynikami analiz metali ciężkich w 110 próbkach tkanek miękkich i 119 próbkami muszli mięczaków 17 gatunków mięczaków słodkowodnych (Tab. 1).
Analizie poddano następujące tkanki i współczynniki biokoncentracji:
– tkanki miękkie,
– muszle
– współczynniki biokoncentracji metali (BCF) – wartość, która jest stosunkiem stężenia substancji chemicznej w danym organizmie do stężenia tej substancji w otaczającym środowisku. Jest to termin opisujący stopień do jakiego substancja chemiczna może zostać skoncentrowana w tkankach danego organizmu w środowisku wodnym w rezultacie ekspozycji tego organizmu na substancję chemiczną znajdującą się w wodzie lub osadach dennych. W ustabilizowanym stanie podczas fazy wykonywania testu na biokoncentrację, BCF jest wartością, która jest równa stężeniu substancji chemicznej w jednej lub w większej ilości tkanek eksponowanych organizmów wodnych podzielonemu przez średnie stężenie substancji chemicznej w wodzie lub osadach dennych w których eksponowano tkanki podczas wykonywania tego testu. Oznaczono następujące współczynniki biokoncentracji:
– muszle : tkanki miękkie,
– tkanki miękkie : woda,
– tkanki miękkie : osady,
– muszle : woda,
– muszle : osady.
Celem badań było sprawdzenie na ile sposób odżywiania badanych mięczaków uzewnętrznia się w ich składzie metali i które metale ciężkie są dominujące u poszczególnych gatunków mięczaków.
Przyjęta metoda analizy danych zostanie przykładowo podana na danych
współczynnik biokoncentracji metali (BCF) – tkanki miękkie : osady
Algorytm postępowania w analizie statystycznej obejmował następujące etapy:
1. Zdefiniowanie macierzy danych.
2.Wybór miary podobieństwa.
3.Przeprowadzenie standaryzacji danych.
4.Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych między gatunkami mięczaków (dla danych standaryzowanych).
5.Aglomeracja skupień (wg wybranej zasady wiązania) aż do uzyskania dendrogramu.
6.Analiza i weryfikacja dendrogramu.

Ad 1. Jako macierz danych przyjęto średnią wartość współczynników koncentracji metali w tkankach miękkich w odniesieniu do ich stężeń w osadach dennych z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano tylko analizę geochemiczną jednej próbki (Tab. 2). Takie pojedyncze serie pomiarowe w macierzy danych są przyjmowane i na równi traktowane z innymi danymi (średnimi wartościami współczynników koncentracji metali).
Ad 2. Jako taksonomiczną miarę podobieństwa wybrano odległość euklidesową:

gdzie: xij to wartość j-tej cechy dla i-tego obiektu, xkj – wartość j-tej cechy dla k-tego obiektu, dik – odległość pomiędzy i-tym i k-tym obiektem (i, k=1,2,…,m; j=1,2,…,p).
Ad. 3. Przeprowadzenie standaryzacji danych (Tab. 3). Standaryzacja polega na zamianie wartości wybranych zmiennych przez ich tzw. wartości standaryzowane obliczane jako:
Wartość standaryzowana = (wartość zmiennej – wartość średnia)/odchylenia standardowe.
Ad 4. Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych (dla danych standaryzowanych) (Tab. 4):
Ad 5. Aglomeracja skupień została dokonana w oparciu o metodę najmniejszej wariancji (tzw. metoda Warda). W wyniku obliczeń powstały 4 skupienia (Fig. 1):
1-elementowe – Lp (Lymnaea peregra),
6-elementowe – Plc, Ls, Ac, Sr, Ut i Vc (Planorbarius corneus, Lymnaea stagnalis, Anodonta cygnea, Sphaerium rivicola, Unio tumidus, Viviparus contectus),
1-elementowe – La (Lymnaea auricularia),
6 – elementowe – Vv, Pc, Up, Aa, Ss i Dp (Viviparus viviparus, Pseudoanodonta complanata, Unio pictorum, Anodonta anatina, Sphaerium solidum, Dreissena polymorpha).
Do ostatecznej weryfikacji przynależności poszczególnych gatunków na dendrogramie wykorzystano metodę zaproponowaną przez Hellwiga (1968), według której dwa podzbiory zbioru będziemy uważać za istotnie różne, jeżeli najkrótsza obliczona odległość między parą punktów należących do dwóch podzbiorów jest większa niż wartość krytyczna (Wk). Wartość tą oszacowano w następujący sposób:
– Znaleźć wartość minimalną dla każdego wiersza w macierzy odległości,
– dla nowo powstałej zmiennej obliczyć średnią arytmetyczną i odchylenie standardowe,
– wartość krytyczną obliczamy ze wzoru Wk = x + 2σ (Pluta, 1977),
tak obliczoną wartość traktować należy jako wyznacznik wydzielenia ilości skupień.
W tym konkretnym przypadku obliczona wartość krytyczna wynosi Wk=4,05.
Oprócz analizy wielozmiennej istotna jest także analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Pozwala ona uzyskać informacje jakie cechy (rodzaj metalu ciężkiego) zadecydowały o utworzeniu poszczególnych skupień. Badanie to przeprowadzono w oparciu o metodę średnich arytmetycznych (Tab. 5; Tab. 6; Fig. 2).

Wyniki badań

A. Tkanki miękkie
Na podstawie wyżej omówionej procedury obliczeń statystycznych powstało 5 skupień charakteryzujących stężenia metali ciężkich w tkankach miękkich badanych mięczaków (Tabela 7):
– 1 – elementowe – L,
1- elementowe – Pc,
4- elementowe – Vc, Ss, Sr i Vv,
4- elementowe – Ut, Ac, Up i Aa,
4- elementowe – Plc, La, Ls i Dp.
W tak wyróżnionych skupieniach nie uwidacznia się wyraźny rozdział mięczaków na małże i ślimaki, chociaż skupienie IV zawiera w sobie wyłącznie duże małże z grupy Unionidae. Interesujące jest również skupienie III grupujące blisko spokrewnione dwa gatunki małży z rodzaju Sphaerium: Sphaerium solidum, S. rivicola i dwa gatunki ślimaków z rodzaju Viviparus: Viviparus viviparus i V. contectus.
B. Muszle
W wyniku dokonanej aglomeracji bazującej na stężeniach metali w muszlach wyodrębniono sześć skupień (Tabela 8):
1- elementowe – Tf,
1- elementowe – Vc,
2- elementowe – Ln i Ls,
3- elementowe – Uc, La i Vv,
1- elementowe – Plc,
8- elementowe – Sr, Ut, Ss, Ac, Up, Pc, Aa, Dp.
Syntetyczną informację o badanej strukturze klas zawiera tabela 8.
W tym przypadku mamy bardzo wyraźne rozgraniczenie badanych gatunków mięczaków na ślimaki i małże. Ślimaki grupują się w pięciu pierwszych skupieniach. Są to skupienia mało liczne obejmujące od jednego do trzech gatunków. Z kolei małże grupują się głównie w skupieniu VI obejmującym aż osiem gatunków. Tylko jeden gatunek, Unio crassus, przyporządkowany jest do skupienia V, obejmującego dwa gatunki ślimaków. Który lub które elementy specyfiki fizjologicznej i środowiskowej ślimaków i małży powoduje takie rozgraniczenie badanych gatunków wymaga dalszych prac.
C. Współczynniki biokoncentracji tkanki miękkie : muszle
W wyniku obliczeń powstały 4 skupienia (Tabela 9):
1-elementowe – Sr,
9-elementowe – Ut, Pc, Ls, Vc, Vv, Up, Ac, Plc i Aa,
1 – elementowe – Ss,
2 – elementowe – La i Dp.

W tym przypadku znów mamy do czynienia z brakiem wyraźnego rozgraniczenia na ślimaki i małże. Większość gatunków zajmuje II skupienie, dla którego decydującym metalem jest cynk.
D. Współczynniki biokoncentracji tkanki miękkie : woda
W wyniku obliczeń powstały 4 skupienia (Tabela 10):
1- elementowe – Lp,
1- elementowe – Ss,
5- elementowe –Sr, La, Ls, Vc i Vv,
7- elementowe – Pc, Plc, Ac, Ut, Up, Aa i Dp.

W tym zestawieniu większość gatunków małży gromadzi się w skupieniu IV, gdzie żaden metal nie jest wyraźnie decydujący. Dwa gatunki małży Sphaerium solidum i S. rivicola odbiegają od pozostałych małży. Tu wyraźnie widać, iż dla Sphaerium solidum decydującym jest obecność prawie wszystkich metali z wyjątkiem Zn.
E. Współczynniki biokoncentracji tkanki miękkie : osady
W wyniku obliczeń powstały 4 skupienia (Tabela 11):
1-elementowe – Lp,
6-elementowe – Plc, Ls, Ac, Sr, Ut i Vc,
1-elementowe – La,
6 – elementowe – Vv, Pc, Up, Aa, Ss i Dp.
W tym zestawieniu również nie mamy wyraźnego rozgraniczenia mięczaków na małże i ślimaki. Od całości tego obrazu odbiegają dwa gatunki ślimaków: Viviparus contectus i Lymnaea auricularia, które tworzą pojedyncze odosobnione skupienia.
F. Współczynniki biokoncentracji muszle : woda
W wyniku obliczeń powstały 5 skupień (Tabela12):
5-elementowe – Pc, Ut, Sr, Plc i Up,
4-elementowe – Ln, Uc, Ac i Aa,
1-elementowe – Vc,
1-elementowe – La,
5-elementowe – Vv, Tf, Ls, Ss i Dp.

W tym zestawieniu dwa gatunki, Viviparus contectus i Lymnaea auricularia, tworzą odrębne skupienia i dla pierwszego gatunku istotne jest 6 analizowanych metali. Większość małży występuje w pierwszym skupieniu, w którym istotne są Cu i Pb.
G. Współczynniki biokoncentracji muszle : osady
W wyniku obliczeń powstały 6 skupień (Tabela 13):
1-elementowe – La,
1-elementowe – Ls,
1-elementowe – Ln,
4-elementowe – Vc, Plc, Pc i Ut,
4-elementowe – Tf, Uc, Ac i Sr,
5-elementowe – Vv, Up, Aa, Ss i Dp.

Również i w tym zestawieniu nie mamy wyraźnego rozgraniczenia na małże i ślimaki. Trzy gatunki ślimaków tworzą wyraźne odosobnione pojedyncze skupienia. W pozostałych skupieniach mamy zarówno gatunki małży i ślimaków ale z przewagą małży. Ilość gatunków ślimaków w tych skupieniach (od IV do VI) wynosi od 1 do 2.
Zakończenie
Dotychczasowe wyniki badań ukazują, że mięczaki – a zwłaszcza ich tkanki miękkie – nie do końca przejrzyście odzwierciedlają geochemiczny stan środowiska. Wykonane liczne studia polowe i laboratoryjne z uwzględnieniem mięczaków wodnych, stwarzają sugestie, iż poszczególni autorzy obserwują istotną niekonsekwencję/niezgodność dotychczasowych wyników i dochodzą do konkluzji, że ogólne trendy bioakumulacji metali ciężkich mogą być trudno dostrzegalne (Elder & Collins, 1991; Van Hattum et al., 1991).
Wyniki współczesnych prac popierają poglądy, iż stopień zanieczyszczenia środowiska (a zwłaszcza w umiarkowanie zanieczyszczonych ekosystemach) jest tylko jednym z poszczególnych czynników wpływający na zawartości metali w organizmach zwierzęcych, zwłaszcza mięczakach (Gundacker, 2000).
W różnych krajach i w różnych środowiskach podejmowane są próby wykorzystania mięczaków jako wskaźników zanieczyszczenia środowiska metalami. Może to z tych powodów są trudności w szerszej i całościowej interpretacji uzyskanych wyników badań, zwłaszcza w kontekście istotnej regulacji bioakumulacji metali ciężkich zależnej od uwarunkowań danego gatunku (Abdallah, 2001).
W bazie danych PAN Pesticides Database USA (http://www.pesticideinfo.org) znajduje się szereg gatunków badanych także w niniejszej pracy, a testowanych na różnych substancjach zanieczyszczeń toksycznych. Liczba prac w których wykorzystywano ujęte w niniejszej pracy mieczaki słodkowodne przedstawia się następująco: Dreissena polymorpha – 167; Lymnaea stagnalis – 85; Anodonta cygnea – 38; Planorbarius corneus – 16; Anodonta anatina – 14; Unio pictorum – 11; Lymnaea peregra – 10; Unio tumidus – 5; Lymnaea auricularia – 5; Viviparus viviparus – 3; Viviparus contectus – 1; Theodoxus fluviatilis – 1. Pozostałe gatunki mięczaków objęte badaniami w niniejszej pracy nie figurują na wspomnianej liście utrudniając tym samym możliwość porównywania danych uzyskanych z różnych środowisk, czy też z badań laboratoryjnych. Są to: Unio crasuss, Sphaerium solidum, S. rivicola, Lithoglyphus naticoides.
Jest dowiedzione, że zarówno lądowe, słodkowodne, jak i morskie gatunki ślimaków gromadzą metale ciężkie , dlatego są one odpowiednie dla wykrywania środowiskowego zanieczyszczenia metalami ciężkimi (Coughtrey & Martin, 1977; Leatherland & Burton, 1974; Meincke & Schaller, 1974; Navrot et al., 1974; Peden et al., 1973; Stenner & Nickless, 1974a,b, 1975).
Dla przykładu w Dreissena polymorpha (racicznica zmienna) z Sekwany badano koncentrację trzech metali ciężkich (Cd, Cu, Zn), 20 kongenerów PCB i 14 WWA. Badania wskazują, że racicznica zmienna bardzo czytelnie oddaje poziom zanieczyszczeń w środowisku i autorzy proponują by ten organizm wykorzystać jako organizm wskaźnikowy (Jaouen et al., 2000).
Również z szeregu badanych w Europie mięczaków słodkowodnych pod kątem ich przydatności jako organizmów wskaźnikowych we Włoszech potwierdzono iż Unio elongatulus, Anodonta cygnea i Viviparus viviparus spełniają kryteria stawiane organizmom w biomonitoringu wód słodkich (Muhineza et al., 1998).
W muszlach stosunkowo silnie akumulowane są zwłaszcza Pb i Cd oraz w mniejszym stopniu Cu, Co, Mn, Sr (Sturesson, 1978; Imlay, 1982; Babukutty & Chacko, 1992). Istotne różnice w koncentracjach metali ciężkich zaobserwowano u Lymnaea stagnalis i Lymnaea peregra: (a) w tkankach miękkich koncentracje metali ciężkich były wyższe u Lymnaea peregra w porównaniu do Lymnaea stagnalis (z wyjątkiem Fe): (b) w muszlach z kolei stwierdzono relacje odwrotne – wyższe koncentracje metali (z wyjątkiem Cd) u Lymnaea stagnalis (Jurkiewicz-Karnkowska & Królak 1996).
Dość często można spotkać się ze stwierdzeniem, że mięczaki żerujące w osadach lub filtrujące wodę pochłaniają więcej metali niż gatunki roślinożerne (Theede et al., 1979; Maurer, 1979; Parleman & Meili, 1993; ( Jurkiewicz-Karnkowska & Królak, 1996). Było więc oczekiwane przez autora, iż takie rozróżnienie małży i ślimaków zostanie dostrzeżone wyraźnie. I choć w niektórych przypadkach ta różnica częściowo się uwidacznia, to by rozstrzygnąć powstałe wątpliwości należy wykonać dodatkowe analizy. Tu w szczególności myśli się o tym by również analizować osady i wodę i na tej podstawie obliczać współczynnik biokoncentracji. W niektórych pracach można go odnaleźć, ale z reguły odnosi się on do wody. Porównywanie do osadów jest raczej sporadyczne, podobnie jak rzadkością są współczynniki biokoncentracji w tkankach miękkich w odniesieniu do muszli.
Podziękowania: badania zostały sfinansowane ze środków KBN ( grant nr 6 PO4F 049 17) oraz z dotacji Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Szczecinie.
Literatura

Abdallah A.T., 2001: Effect of heavy metal interaction on the freshwater gastropod Lanistes carinatus, Abstracts World Congress of Malacology 2001,Vienna, Austria, [In:] Salvini-Plawen L., Voltzow J., Sattmann H. & Stelner [Eds.] Unitas Malacologica: 1.
Babukutty Y. & Chacko J., 1992: Trace metals in an estuarine bivalve from the southwest coast of India. Ambio, 21: 292-296.
Bertine K.K. & Goldberg E.D., 1972: Trace elements in clams, mussels and shrimp. Limnol. Oceanogr., 17: 877-884.
Bias R. & Karbe L., 1985: Bioaccumulation and partitioning of cadmium within the freshwater mussel Dreissena polymorpha Pallas. Int. Rev. Gesamten Hydrobiol., 70: 113-125.
Bolognani Fantin A.M., Benedetti L., Bolognani I. & Ottaviani E., 1982: The effects of lead pollution on the freshwater gastropod Viviparus viviparus L.: biochemical and histochemical features. Malacologia, 22 (1-2): 19-21.
Brooks R.R. & Rumsby M.G., 1965: The biogeochemistry of trace elemental uptake by some New Zeland bivalves. Limnol. Oceanogr., 10: 521-528.
Busch D., Lucker T., Schrimer M & Wosniok W., 1992: The Application of the Bivalve Dreissena polymorpha for Biomonitoring Routine of Heavy Metals in River. [In:] Neumann D. & Jenner H.A. (Eds.): The Zebra Mussel Dreissena polymorpha. Gustav Fischer, NY: 204-211.
Coughtrey P.J. & Martin M.H., 1977: The uptake of lead, zinc, cadmium and copper by the pulmonate mollusc, Helix aspersa Müller, and its relevance to the monitoring of heavy metal contamination of the environment. Oecologea, 27: 65-74.
Elder J.F. & Collins J.J., 1991: Freshwater molluscs as indicators of bioavailability and toxicity of metals in surface-water systems Rev. Environ. Contam. Toxicol., 122: 37-79.
Gundacker C., 2000: Comparison ef heavy metal bioaccumulation in freshwater molluscs of urban river habitats in Vienna. Environ. Pollut., 110 (1): 61-71.
Hellwig Z., 1968; Zastosowanie metody taksonomicznej do typologicznego
podziału krajów ze wzgledu na poziom ich rozwoju oraz zasoby i strukturę
wykwalifikowanych kadr, Przegląd Statystyczny, z.4.
Imlay M.J., 1982: Use of shells of freshwater mussels in monioring heavy metals and environmental stresses: A review. Malacol. Rev., 15: 1-14.
Jaouen A., Galap C., Minier C., Tutundijan R. & Leboulenger F., 2000: Bioaccumulation of pollutants and measures of biomarkers in the Zebra mussel (Dreissena polymorpha) from downstream river Seine. Bulletin de la Societe Zoologique de France, 125 (3): 239-249.
Jurkiewicz-Karnkowska E. & Królak E., 1996: Heavy metal concentrations in molluscs from the Zegrzyński Reservoir and the rivers supplying it. Pol. Arch. Hydrobiol., 43 (3): 335-346.
Jurkiewicz-Karnkowska E. & Królak E., 1999: Zróżnicowanie międzygatunkowe koncentracji metali ciężkich (Cu, Zn, Mn, Fe, Pb i Cd) w mięczakach ze Zbiornika Zegrzyńskiego. Interspecific differentiation of heavy metal concentrations (Cu, Zn, Mn, Fe, Pb and Cd) in molluscs from the Zegrzyński Reservoir. Chemia i Inżynieria Ekologiczna, 6 (5-6): 485-490 (In Polish, English summary).
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1989a: Accumulation of zinc and copper in molluscs from the Zegrzyński Reservoir and the Narew River. Ekol. Pol., 37 (3-4): 347-357.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1989b: Occurrence of molluscs in the littoral zone of the Zegrzyński Reservoir and in the pre-mouth and mouth zones of supplying rivers. Ekol. Pol., 37: 319-336.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1994: Mięczaki a metale ciężkie w środowiskach słodkowodnych i lądowych. Molluscs and heavy metals in freshwater and terrestrial environments. Wiadomości Ekologiczne, XL (3): 127-140 (polish, english summary).
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1999: Możliwości wykorzystania wybranych gatunków mięczaków w bioindykacji skażenia metalami ciężkimi wód Zbiornika Zegrzyńskiego. Application possibilities of selected mollusc species in bioindication of heavy metal contamination in the Zegrzyński Reservoir. Chemia i Inżynieria Ekologiczna, 6 (5-6): 477-483 (polish, english summary).
Kovács M., 1992: Biological indicators in environmental protection. Akademiai Kiadó, Budapest, pp. 207.
Kraak M.H.S., Scholten C.T.H., Peeters W.H.M., De Kock W.Chr., 1991: Biomonitoring of heavy metals in the western European rivers Rhine and Meuse using the freshwater mussel Dreissena polymorpha. Environ. Pollut., 74: 101-114.
Królak E. & Zdanowski B., 2001: The Bioaccumulation of heavy metals by the mussels Anodonta woodiana (Lea, 1834) and Dreissena polymorpha (Pall.) in the heated Konin Lakes. Arch. Pol. Fish., 9 (2): 229-237.
Królak E., 1997: The content of heavy metals in Dreissena polymorpha (Pall.) in lakes Majcz and Inulec, Masurian Lakeland. Pol. Arch. Hydrobiol., 44 (4): 477-486.
Leatherland T.M. & Burton J.D., 1974: The occurence of some trace metals in coastal organisms with particular reference to the Solent region. J. Mar. Biol. Ass. UK., 54: 457-468.
Manly R., George W.O., 1977: The occurence of some heavy metals in populations of the freshwater mussel Anodonta anatina (L.) from the river Thames. Environ. Pollut., 14: 139-154.
Manning W.J. & Feder W.A., 1980: Biomonitoring air pollutants with plants. Applied Science Publ. Ltd. London, pp. 142.
Markert B.(Eds.), 1993: Plants as Biomonitors – Indicators for Heavy Metals in the Terrestrial Environment. VCH-Verlaggesellschaft mbh. Weinheim-New York, pp. 644.
Maurer D., 1979: A brief review of the status of selected pollutants (pesticides, hydrocarbons, trace metals) in relation to benthic invertebrates in Delaware Bay. M. Int. Counc. Explor. Sea, E. 43: 1-15.
Meinecke K.F. & Schaller K.H., 1974: Use of the snail Helix pomatia L. on cultivated land as an indicator of environmental pollution with Zn, Pb and Fe. Oecologia, 15: 393-398.
Mersch J., Jeanjean A., Spor H. & Pihan J.C., 1992: The freshwater mussel Dreissena polymorpha as a bioindicator for trace metals, organochlorines and radionuclides. Limnol. Aktuell, 4: 227-244.
Muhineza F., Andreani G., Ferraresi M., Gelati A., Isani G. & Carpene E., 1998: Concentrazione di metalli pesanti (Zn,Cu,Cd) ed effetti dell’esposizione al cadmio in esemplari di Anodonta cygnea, Unio elongatulus, Viviparus viviparu. Laguna: 44-49.
Narbonne J.F., Daubeze M., Clerandeau C. & Garrigues P., 1999: Scale of classification based on biochemical markers in mussels: application to pollution monitoring in European coasts. Biomarkers, 4 (6): 415-424.
Navrot J., Amiel A.J. & Kronfeld J., 1974: Patella vulgata: a biological monitor of coastal metal pollution – a preliminary study. Environ. Pollut., 7: 303-308.
PAN Pesticides Database USA (http://www.pesticideinfo.org)
Parleman H. & Meili M. 1993: Mercury in macroinvertebrates from Swedish forest lakes: influence of lake type, habitat, life cycle and food quality. Can. J. Fish. Aquat. Sci; 5O: 521-534.
Parleman H. & Meili M. 1993: Mercury in macroinvertebrates from Swedish forest lakes: influence of lake type, habitat, life cycle and food quality. Can. J. Fish. Aquat. Sci; 5O: 521-534.
Parsons T. R., Bawden C. A. & Heath W. A. 1973: Preliminary survey of mercury and
other metals contained in animals from the Fraser River mudflats. J. Fish. Res. Board Can., 30: 1014-1016.
Peden J.D., Crothiers J.H., Waterfall C.E. & Beasley J., 1973: Heavy metals in Somerset marine organisms. Mar. Pollut. Bull., 4: 7-9.
Phillips D. J. H., 1977: The use of biological indicator organisms to monitor trace metal
pollution in marine and estuarine environments – a review. Environ. Pollut., 13: 281-317.
Phillips D. J. H. 1979: The role of oyster Saccostrea glomerata as an indicator of trace
metals in Hong Kong. Mar. Biol., 53: 353-360.
Piotrowski S. & Łaba-Mydłowska E., 2003: The Geochemical Profile of Bottom Sediments in the Domiąża (Odra River Estuary, Northwest Poland). Oceanological and Hydrobiological Studies, XXXII (4): 79-115.
Piotrowski S., 1997: Zawartości metali ciężkich w wybranych elementach ekosystemu jeziora Dąbie (NW Polska). Content of heavy metals in selected elements of the Dąbie Lake ecosystem (NW Poland). Przegląd Geologiczny, Nr 6: 619-621.
Piotrowski S., 1999: Analiza jakościowo-ilościowa mięczaków słodkowodnych z obszaru Roztoki Odrzańskiej i Domiąży (estuarium Odry). Quantitative and qualitative analysis o fresh – water molluscs from the territory of Roztoka Odrzańska and Domiąża (the Odra river estuary). Przegląd Geologiczny, Nr 2: 168-170.
Piotrowski S., 2000a: Relationship between heavy metal/organic carbon ratio and shell based on example of selected freshwater mollusc species in Poland. [in:] III Conference on Trace Metals. Efects on Organisms and Environment. Sopot: 37-38.
Piotrowski S., 2000b: Accumulation of heavy metals (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) in fresh water molluscs shells compared to their concentrations in water and bottom sediments using the example of Roztoka Odrzańska (The Odra River Estuary). in:] III Conference on Trace Metals. Efects on Organisms and Environment. Sopot: 39-41.
Piotrowski S., 2003a: Heavy metals in water and bottom sediments of the Odra river estuary and selected lakes of west Pomerania (north-west Poland). Limnological Review, 3: 181-188.
Piotrowski S., 2003b: Tendency of changes in malacofauna of Dąbie Lake (Western Pomerania) in years 1954-2000. Limnological Review, 3: 189-196.
Piotrowski S., 2004: Geochemical Characteristic of Bottom Sediments in the Odra River estuary – Roztoka Odrzańska (north-west Poland). Geological Quaterly, 48 (1): 61-76.
Pluta 1977; Wielowymiarowa analiza porównawcza w badaniach
ekonomicznych, PWE, Warszawa.
Salazar M.H., 1997:Critical evaluation of bivalve molluscs as a biomonitoring tool for the mining industry in Canada. [in] Stewart & Malley: Technical Evaluation of Molluscs as a biomonitoring Tool for the Canadian Mining Industry. CANMET-Aquatic Effects Technology Evaluation (AETE) Program , Project 2.3.1., Part II: 164-248.
Spelleberg F.J., 1991: Monitoring ecological change. Cambridge Univ. Press. Cambridge-New York-Port Chester-Melbourne-Sydney, pp. 334.
Stenner R.D. & Nickless G., 1974a: Absorption of cadmium, copper and zincby dog whelkes in the Bristol Channel. Nature, 247: 198-199.
Stenner R.D. & Nickless G., 1974b: Distribution of some heavy metals in organisms in Hardangerfjord and Skjerstadfjord, Norway. Wat. Air Soil Pollut., 3: 279-291.
Stenner R.D. & Nickless G., 1975: Heavy metals in organisms of the Atlantic Coast of S.W. Spain and Portugal. Mar. Pollut. Bull., 6: 89-92.
Sturesson U., 1978: Cadmium enrichment in shells of Mytilus edulis. Ambio, 7: 122-125
The International Mussel Watch., 1980, Washington, D. C., p.p. 245.
Theede H., Andersson J. & Lehnberg W., 1979: Cadmium in Mytilus edulis from Germany coastal waters. Meeresforschung, 27: 147-155.
Van Hattum B., Timmermans K. & Govers H.A., 1991: Abiotic and biotic factors influencing in situ trace metal levels in macroinvertebrates in freshwater ecosystems. Environ. Toxicol. Chem., 10: 175-292.
Zadory L., 1984: Freshwater molluscs as accumulation indicators for monitoring heavy
metal pollution. Z. Analyt. Chem., 317: 375-379.

– Spis tabel –

Tabela 1. Gatunki mięczaków słodkowodnych wytypowane do analiz geochemicznych

Tabela 2. Wyjściowa macierz danych zawierająca średnie wartości współczynników koncentracji metali w tkankach miękkich (ppm s.m.) badanych gatunkach mięczaków w odniesieniu do ich stężeń w osadach dennych (ppm s.m.) – objaśnienia w tekście

Tabela 3. Dane standaryzowane – objaśnienia w tekście

Tabela 4. Macierz odległości taksonomicznych, odległości euklidesowe, dla danych standaryzowanych

Tabela 5. Ocena podobieństwa poszczególnych skupień współczynników biokoncentracji (BCF) metali w tkankach miękkich w odniesieniu do stężeń metali w osadach dennych

Tabela 6. Syntetyczna informację o badanej strukturze klas: metale zaznaczone czcionką pogrubioną decydują o przynależności danego gatunku do odpowiedniego skupienia

Tabela 7. Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

Tabela 8. Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

Tabela 9. Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

M
Tabela 10.Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

Tabela 11.Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

Tabela 12.Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6

Tabela 13.Syntetyczna informacja o badanej strukturze klas. Objaśnienia jak w Tabeli 6.

Fig. 1. Dendrogram aglomeracji skupień obliczony na podstawie metody najmniejszej wariancji; linia przerywana wartość Wk

Fig. 2. Graficzna analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Objaśnienia w tekście

ZALACZNIKI GRAFICZNE WKROTCE ZOSTANA ZAMIESZCZONE NA STRONIE

Opublikowano Bez kategorii | 23 komentarzy

ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY KONCENTRACJAMI METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) W TKANKACH MIĘKKICH I MUSZLACH U WYBRANYCH GATUNKÓW MIĘCZAKÓW SŁODKOWODNYCH Z ESTUARIUM ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO

ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY KONCENTRACJAMI METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) W TKANKACH MIĘKKICH I MUSZLACH U WYBRANYCH GATUNKÓW MIĘCZAKÓW SŁODKOWODNYCH Z ESTUARIUM ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO
DEPENDENCE AMONG CONCENTRATIONS OF HEAVY METALS (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) IN SOFT TISSUES AND SHELLS AT SELECTED SPECIES OF FRESHWATER MOLLUSCS FROM THE ODRA RIVER ESTUARY AND SELECTED LAKES OF WEST POMERANIA (NORTH-WEST POLAND)

Dr Stanisław Piotrowski
e-mail: stanislaw.piotrowski@vp.pl

Wstęp
Mięczaki są organizmami, które w większości gatunków mogą gromadzić w swoich tkankach jony metali, tak niezbędnych dla funkcji życiowych jak Zn i Cu, jak i szkodliwych których przykładem może być kadm. Efekt bioakumulacji umożliwia ponadto migrację metali ciężkich w łańcuchu troficznym. Tym samym istnieje możliwość przenoszenia tych elementów w obszary nieraz znacznie oddalone od źródeł zanieczyszczeń, a ich uwolnienie po destrukcji komórek organizmów żywych może stać się przyczyną wtórnego zanieczyszczenia środowiska (vide np Nikonorow, 1979).
W szeregu pracach przytacza się istotną pozytywną korelację pomiędzy koncentracjami metali ciężkich w tkankach miękkich mięczaków a ich poziomem w środowisku (m.in.: Manly & George, 1977; Phillips, 1979; Salanki & Van-Balogh, 1989; Salazar, 1997a,b; Van-Balogh et al., 1988; Wiesner et al., 2001; Gundacker, 1999, 2000).
Mięczaki, zarówno morskie jak i lądowe, gromadzą w sobie stosunkowo duże ilości metali ciężkich. Koncentracje Zn w ich tkankach miękkich dochodzą do wartości setek a niejednokrotnie nawet tysięcy μg/g s.m. (=ppm). Koncentracje Cu, Cd, Ni i Pb najczęściej mieszczą się w przedziale od kilku do kilkudziesięciu ppm. Z kolei koncentracje Hg na ogół nie przekraczają kilku ppm (Bias & Karbe, 1985; Coughtrey & Martin, 1976; Friant, 1979; Manly & George, 1977;; Willis, 1983; za Jurkiewicz-Karnkowska, 1994).
Obserwuje się od kilkudziesięciu do kilkuset razy niższe koncentracje metali w muszlach niż w tkankach miękkich. Ponadto muszle mogą odgrywać w ekosystemach swoiste więzienie metali ciężkich a więc przyczyniać się do ich czasowej eliminacji z geochemicznego obiegu (np Bertine & Goldberg, 1972). Podobne relacje, ale tylko w odniesieniu do Pb, obserwowali Bolognani-Fantin et al., 1982. Z kolei Imlay (1982) obserwował zupełnie odwrotne relacje – wysokie koncentracje metali w muszlach Unionidae w relacji do tkanek miękkich: – dla Pb – koncentracje 450 razy wyższe; – dla Cd – koncentracje 100 razy wyższe; – dla Cu – koncentracje 6 razy wyższe. Wartości rzędu od kilku do kilkuset ppm i czasami porównywalne z poziomem metali w tkankach miękkich, choć z reguły niższe o rząd wielkości, obserwowali Bias & Karbe (1985) oraz Jurkiewicz-Karnkowska (1989).
Istnieją odmienności koncentracji metali w muszlach i tkankach tego samego gatunku mięczaków. W Zbiorniku Zegrzyńskim tkanki miękkie silniej absorbowały Cu, Zn, Fe i Mn, natomiast muszle Cd ( Jurkiewicz-Karnkowska & Królak, 1996). Tego typu różnice w koncentracjach metali ciężkich (głównie Cu, Cd, Fe, Mn, Zn) u różnych gatunków mięczaków pochodzących z tego samego biotopu tłumaczy się specyfiką danego gatunku lub/i sposobem jego odżywiania się (Brooks & Rumsby, 1965; Parsons et al., 1973). Dość często można spotkać się ze stwierdzeniem, że mięczaki żerujące w osadach lub filtrujące wodę pochłaniają więcej metali niż gatunki roślinożerne (Theede et al., 1979; Maurer, 1979; Parleman & Meili, 1993; Jurkiewicz-Karnkowska & Królak, 1996).
W muszlach największa ilość metali ciężkich ulega sorpcji na powierzchni muszli, ale połączenie to ma charakter bardzo labilny (Sturesson, 1978; Bias & Karbe, 1985). Część metali jest prawdopodobnie wbudowana w muszlę w sposób bardziej trwały i właśnie ta część mogłaby służyć do bioindykacji skażeń środowiska zarówno obecnie, jak i w przeszłości (Bertine & Goldberg, 1972; Imlay, 1982; Onuma, 1979). Z tymi sformułowaniami w parze idzie sugestia, że mięczaki o dużych muszlach, szczególnie małże z rodzaju Unionidae, mogą być wykorzystane jako specyficzne geochemiczne archiwum środowiskowe. W małżach tych możemy dość precyzyjnie określić wiek osobników i uzyskać z muszli jej próbki odpowiadające poszczególnym latom życia małży, co może odzwierciedlać koncentracje metali ciężkich w różnych latach (Carell et al., 1987; Imlay, 1982; Lingard et al., 1992; Pittas & Wallace, 1994). Obserwacje tempa wzrostu oraz linii przyrostowych na muszlach umożliwiają analizę nieletalnych skutków różnych zanieczyszczeń, które wywołują w tych małżach stres, a ten z kolei powoduje powstanie dodatkowych pierścieni. Chociaż bioakumulacja metali w muszlach może uzyskiwać konkretny wymiar, jak np. zawartości Cu i Zn w muszlach Unionidae to wykorzystanie muszli jako elementu bioindykacji jest przez niektórych badaczy traktowane nadal jako dyskusyjne (vide np Elder & Collin, 1991). Ale na przykład Dreissena polymorpha w trakcie swojego życia i wzrostu włącza do muszli różne metale ciężkie, m.in. Pb, Fe, Mg, Mn, Cd, Cu i V. Muszle ukazują zwiększającą się absorpcję określonych metali, co w powiązaniu z analizą izotopową delta (18)O i delta (13)C, wskazuje, że efekt ten jest powiązany z cieplejszą temperaturą wody. W konsekwencji zebranych danych wskazuje się, że Dreissena polymorpha może być wykorzystywana jako organizm wskaźnikowy zanieczyszczenia metalami środowisk wodnych z uwagi na wiązanie metali w muszlach (np Al -Aasm et al., 1998; Sures et al., 1999; Gunkel, 1994).
W muszlach stosunkowo silnie akumulowane są zwłaszcza Pb i Cd oraz w mniejszym stopniu Cu, Co, Mn, Sr (Sturesson, 1978; Imlay, 1982; Babukutty & Chacko, 1992). Stopień związania metali w muszlach mieczaków słodkowodnych jest bardzo różny, od niemal stabilnego w przypadku Sr, do bardzo mobilnego w przypadku Hg (np Borówka & Piotrowski, 2003). We wcześniejszych badaniach zwracano uwagę na niski stopień wiązania metali w muszlach mięczaków. Niejednokrotnie koncentracje te stanowiły zaledwie niewielki procent udziału danego metalu znajdującego się w całym osobniku (Bertine & Goldberg, 1972; Ünlü & Fowler, 1979; Waldron, 1980). Jednakże zagadnienie obecności metali w muszlach mięczaków jest nadal stosunkowo słabo poznane. W większości prac nacisk skupia się na badaniach tkanek miękkich, tak w całości jak i w wybranych narządach (Al.-Aasm et al., 1998; Bolognani et al., 1982; Salazar, 1997a; Van-Balogh et al., 1988; Wiesner et al., 2001; Gundacker, 1999, 2000; Newman et al., 1994; Salanki & Varanka, 1976; Salazar & Salazar, 1996; Ruiz & Saiz-Salinaz, 2000; Salanki & Van-Balogh, 1985).
Z przeprowadzonych studiów literaturowych nie wyłania się jednolity obraz relacji metali ciężkich w tkankach miękkich w relacjach do stężeń metali w muszlach mięczaków i to właśnie był podstawowy cel niniejszej pracy – określić jakie są zależności pomiędzy tymi koncentracjami w jak najszerszej próbie mięczaków. Po drugie wskazać, czy w muszlach obecne są istotne stężenia metali ciężkich. Po trzecie wskazać jakie są relacje metale ciężkie w tkankach do metale w muszlach u różnych gatunków mięczaków.

Materiał i metoda

Podstawowy materiał do badań laboratoryjnych został pobrany w latach 1999 i 2000 z obszaru ujścia Odry (31 stanowisk) oraz z pięciu najczystszych jezior Pomorza Zachodniego, tj. jeziora Ostrów, jeziora Kiełbicze, jeziora Wełtyńskiego, jeziora Binowo i jeziora Miedwie (vide Piotrowski, 2002a, b; 2003). Otrzymana wówczas pozytywna decyzja Ministra Środowiska umożliwiła ponadto objęcie badaniami gatunków prawnie chronionych, tj. Unio pictorum, Anodonta cygnea i Pseudoanodonta complanata.
Natychmiast po pobraniu mięczaki przechowywano 24 godziny w wodzie pochodzącej z miejsca ich pobrania. Przez cały ten czas woda była natleniana. Celem tego procesu było oczyszczenie i całkowite wydalenie zawartości jelita, które może zawierać strawione i nie strawione pożywienie, a także oczyszczenie powierzchni muszli z epifauny i przylegającego osadu. Po oczyszczeniu z każdej próbki mięczaków wydzielono gatunki przeznaczone do analiz chemicznych. Dla każdego z nich dokonano pomiarów biometrycznych muszli; dla małży długości muszli, dla ślimaków wysokości muszli. Następnie poszczególne próbki mięczaków (wg gatunków) gotowano w celu oddzielenia tkanek miękkich od muszli. Tak otrzymany materiał przemyto dokładnie wodą destylowaną, a następnie suszono do stałej masy w temperaturze 55 – 60 oC. Po tym etapie próbki mielono w młynku agatowym. Wszystkie analizy chemiczne zostały wykonane w Centrum Badań Jakości Sp. z o.o. KGHM Polska Miedź S.A. Oznaczenia Cu,Zn,Pb,Co,Cd dokonano techniką ICP-AES na spektrometrze plazmowym typu Liberty. Rtęć oznaczono za pomocą generatora wodorków (metoda zimnych par) techniką CV-AES.
W niniejszej pracy poprzez termin tkanki miękkie rozumie się całą masę ciała mięczaka.
Diagramy środowiskowe wykonano w programie Microsoft Excel. Na tym etapie badań nie odrzucono wartości skrajnych i stąd na uzyskanych diagramach korelacyjnych podane linie trendu mogą budzić wątpliwości. Zdecydowano się jednak pozostawić wartości skrajne, gdyż były one sprawdzane i nie było powodów, by je, na tym etapie badań odrzucać. Na diagramach korelacyjnych linie trendu wyznaczane były przy przyjęciu najwyższej wartości współczynnika R2, a następnie weryfikowano istotności uzyskanej linii trendu na poziomach istotności 0.05 i 0.10. Obliczenia statystyczne wykonano w programach Microsoft Excel i Statistica.
Wyniki badań i dyskusja
Badaniami objęto 13 gatunków, w tym 8 gatunków małży i 5 gatunków ślimaków (Tab. 1) . Dla 9 gatunków zestawiono diagramy korelacyjne, zaś dla 4 gatunków analizowano tylko po jednej próbce. W zestawionych diagramach korelacyjnych w 23 przypadkach, na 54 możliwe, uzyskano istotność linii trendu – w 18 przypadkach na poziomie istotności 0.05 i w 5 na poziomie istotności 0.10. W 21 przypadkach stwierdzono wielomianowe linie trendu, zaś w 2 potęgowe linie trendu (Fig. 1 – 6). Dla poszczególnych metali zależności te przedstawiają się następująco:
Cu – zależność pomiędzy koncentracjami Cu w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono jedynie w gatunku Viviparus viviparus (Fig. 1).
Zn – – zależność pomiędzy koncentracjami Zn w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono w przypadku Anodonta anatina, Unio pictorum, Sphaerium solidum, Pseudoanodonta complanata i Unio tumidus (Fig. 2).
Pb – – zależność pomiędzy koncentracjami Pb w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono w przypadku Dreissena polymorpha, Unio pictorum, Viviparus vivipraus i Sphaerium solidum, Pseudoanodonta complanata i Unio tumidus (Fig. 3).
Co – – zależność pomiędzy koncentracjami Co w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono w przypadku Dreissena polymorpha, Viviparus contectus i Pseudoanodonta complanata (Fig. 4).
Cd – – zależność pomiędzy koncentracjami Cd w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono w przypadku Dreissena polymorpha, Unio pictorum, Viviparus contectus, Unio tumidus i Lymnaea stagnalis (Fig. 5).
Hg – – zależność pomiędzy koncentracjami Cd w tkankach miękkich i muszlach stwierdzono w przypadku Dreissena polymorpha, Anodonta anatina, Unio pictorum, Viviparus viviparus i Lymnaea stagnalis (Fig. 6).
U dwóch gatunków stwierdza się istotność linii trendu opisującej zależność koncentracji metali w tkankach w stosunku do muszli: Dreissena polymorpha (Pb, Co, Cd, Hg) i Unio pictorum (Zn, Pb, Cd, Hg). U Viviparus viviparus istotność ta występuje dla trzech metali: Cu, Pb, Hg. W pozostałych gatunkach istotność linii trendu stwierdzono dla dwóch metali (Fig. 1 – 6). Zestawione diagramy korelacyjne i stwierdzone linie trendu traktuje się jako robocze i punkt wyjścia do dalszych prac, głównie ze względu na stosunkowo małą liczbę próbek (z wyjątkiem Dreissena polymorpha) i nie odrzucenie wartości skrajnych.
Obliczone współczynniki koncentracji metali tkanki : muszle (jako stosunek koncentracji metali w tkankach w odniesieniu do koncentracji w muszlach – WK) dla poszczególnych metali przedstawiają się następująco:
Cu – przedział 25-75% wartości współczynników koncentracji dla większości gatunków zawiera się pomiędzy wartościami 1 a 10. W mniejszym zakresie nie przekracza wartości 100 (pod uwagę bierze się też gatunki dla których wykonano analizę tylko jednej próbki). Tylko w jednym przypadku u Dreissena polymorpha zanotowano wyższe koncentracje miedzi w muszlach niż w tkankach. Wartość maksymalną, 45299, zanotowano u Sphaerium rivicola (Fig. 7; Tab. 1).
Zn – w żadnej próbce nie stwierdzono wyższych koncentracji cynku w muszlach w stosunku do tkanek. Dla pięciu gatunków przedział 25-75% wartości współczynników koncentracji Zn zawiera się pomiedzy wartościami 1 a 10. Dla pozostałych nie przekracza wartości 1000. Wartość maksymalną, 101, zanotowano u Unio tumidus (Fig. 7; Tab. 1).
Pb – w przypadku ołowiu u 8 gatunków notuje się wartości wyższe tego metalu w muszlach w odniesieniu do tkanek. Średnie wartości wspólczynników koncentracji mniejsze od 1 występują u Viviparus contectus i Pseudoanodonta complanata, natomiast mediana dodatkowo u Unio tumidus. Dla większości gatunków przedział 25-75% wartości współczynników koncentracji Zn zawiera się pomiedzy wartościami 0,1 a 10. Tylko dla trzech pozostałych dochodzi do wartości nie przekraczającej 100, przy czym wartość maksymalną notuje się u Dreissena polymorpha – 7890 (Fig. 7; Tab. 1).
Co – u takich gatunków jak Dreissena polymorpha, Anodonta anatina, Viviparus viviparus i Viviparus contectus notuje się sporadycznie wyższe koncentracje metali w muszlach niż w tkankach miękkich. Przedział 25-75% wartości współczynników koncentracji dla większości gatunków nie przekracza wartości 10, tylko w trzech przypadkach wartość ta jest przekroczona. Wartość maksymalną wspólczynnika koncentracji Co, 881, zanotowano u Lymnaea peregra (Fig. 7; Tab. 1).
Cd – również w przypadku Cd zaobserwowano u czterech gatunków sporadycznie wyższe koncentracje tego metalu w muszlach niż w tkankach: Dreissena polymorpha, Viviparus viviparus, Viviparus contectus i Pseudoanodonta complanata. W większości przypadków przedział 25-75% zawiera się pomiędzy wartościami 1 a 10. Maksymalną wartość współczynnika Cd zanotowano u Dreissena polymorpha – 1138 (Fig. 7; Tab. 1).
Hg – tylko w jednym przypadku, u Viviparus viviparus, zanotowano wyższe koncentracje Hg w muszlach. Dla 12 gatunków poziom 75% nie przekracza wartości 10, wyraźnie odstają od tego obrazu wartości współczynnika koncentracji u Sphaerium solidum, gdzie zanotowano maksymalną wartość współczynnika Hg – 237 (Fig. 7; Tab. 1).
Statystyczna analiza współczynników koncentracji metali tkanki miękkie : muszle
Algorytm postępowania w analizie statystycznej obejmował następujące etapy:
1. Zdefiniowanie macierzy danych.
2.Wybór miary podobieństwa.
3.Przeprowadzenie standaryzacji danych.
4.Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych między gatunkami mięczaków (dla danych standaryzowanych).
5.Aglomeracja skupień (wg wybranej zasady wiązania) aż do uzyskania dendrogramu.
6.Analiza i weryfikacja dendrogramu.

Ad 1. Jako macierz danych przyjęto średnią wartość współczynników koncentracji metali w tkankach miękkich w odniesieniu do ich stężeń w muszlach z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano tylko analizę geochemiczną jednej próbki (Tab. 1). Takie pojedyncze serie pomiarowe w macierzy danych są przyjmowane i na równi traktowane z innymi danymi (średnimi wartościami współczynników koncentracji metali).
Ad 2. Jako taksonomiczną miarę podobieństwa wybrano odległość euklidesową:

gdzie: xij to wartość j-tej cechy dla i-tego obiektu, xkj – wartość j-tej cechy dla k-tego obiektu, dik – odległość pomiędzy i-tym i k-tym obiektem (i, k=1,2,…,m; j=1,2,…,p).
Ad. 3. Przeprowadzenie standaryzacji danych. Standaryzacja polega na zamianie wartości wybranych zmiennych przez ich tzw. wartości standaryzowane obliczane jako:
Wartość standaryzowana = (wartość zmiennej – wartość średnia)/odchylenia standardowe.
Ad 4. Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych (dla danych standaryzowanych).
Ad 5. Aglomeracja skupień została dokonana oparciu o metodę najmniejszej wariancji (tzw. metoda Warda). W wyniku obliczeń powstały 4 skupienia (Fig. 8).
Do ostatecznej weryfikacji przynależności “gatunków” w dendrogramie wykorzystano metodę zaproponowana przez Hellwiga (Hellwig, 1968), według której dwa podzbiory zbioru będziemy uważać za istotnie różne, jeśli najkrótsza odległość między parą punków należących do dwóch podzbiorów jest większa niż pewna wartość krytyczna (Wk). Obliczona wartość krytyczna Wk = 5 jest traktowana, jako wyznacznik wydzielenia ilości skupień.
Oprócz analizy wielozmiennej istotna jest także analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Pozwala ona uzyskać informacje jakie cechy (rodzaj metalu ciężkiego) zadecydowały o utworzeniu poszczególnych skupień. Badanie to przeprowadzono w oparciu o metodę średnich arytmetycznych. Wskaźnikiem struktury każdego skupienia są ilorazy xn/x; gdzie xn – średnia arytmetyczna danej cechy dla wyróżnionej klasy, x – średnia arytmetyczna danej cechy. Wartości ilorazów większe od jedności świadczą o dominacji określonego metalu w skupieniu. Syntetyczną informację o badanej strukturze klas zawiera poniższa tabela:
W konsekwencji tego postępowania wyodrębnione zostały 4 skupienia:
1-elementowe – Sr (Sphaerium rivicola) – o przynależności do tego skupienia decydują współczynniki koncentracji tkanki : muszle następujących metali: Cu, Zn, Pb i Cd.
9-elementowe – Ut, Pc, Ls, Vc, Vv, Up, Ac, Plc i Aa (Unio tumidus, Pseudoanodonta complanata, Lymnaea stagnalis, Viviparus contectus, Viviparus viviparus, Unio pictorum, Anodonta cygnea, Planorbarius corneus i Anodonta anatina) – o przynależności do tego skupienia decydują współczynniki koncentracji Zn.
1 – elementowe – Ss (Sphaerium solidum) – w tym przypadku decydują współczynniki koncentracji obliczone dla Hg.
2 – elementowe – La i Dp (Lymnaea auricularia i Dreissena polymorpha) – w czwartym skupieniu zgrupowanie ma miejsce według współczynników koncentracji obliczonych dla Pb i Co.

Podsumowanie
Podejmując w/w badania miano nadzieję uzyskania większej ilości istotności linii trendu pomiędzy koncentracjami metali ciężkich w tkankach miękkich i muszlach. Taką istotność uzyskano w zaledwie 43% możliwych rozwiązań. Szereg z przedstawionych diagramów korelacyjnych i naniesionych linii trendu może być kontrowersyjne, lecz jak wspomniano wyżej nie zdecydowano się na odrzucenie wartości skrajnych i przy większości przypadków stosunkowo małej liczby próbek traktuje się uzyskane wyniki jako robocze i stanowiące punkt wyjścia do dalszych studiów. Zaobserwowane wyniki maksymalne współczynników koncentracji metali w tkankach miękkich w odniesieniu do ich koncentracji w muszlach są dość wysokie i wynoszą od 101 do 45299:
Zn – 101 – Unio tumidus.
Hg – 237 – Sphaerium solidum.
Co – 881 – Lymnaea auricularia.
Cd – 1138 – Dreissena polymorpha.
Pb – 7890 – Dreissena polymorpha.
Cu – 45299 – Sphaerium rivicola.
Z kolei maksymalne wartości średnie współczynników koncentracji metali tkanki : muszle przedstawiają się następująco:
Zn – 55 – Sphaerium rivicola.
Hg – 61 – Sphaerium solidum.
Cu – 294 – Dreissena polymorpha.
Pb – 308 – Dreissena polymorpha.
Cd – 594 – Sphaerium rivicola.
Co – 881 – Lymnaea auricularia.
W większości prac omawiających wiązanie metali ciężkich w mięczakach jako powód odmienności podaje się odrębność gatunkową i sposób odżywiania się. Przeprowadzona analiza statystyczna poniekąd zamazuje ten obraz. Wydzielone skupienia gatunków na podstawie obliczonych współczynników koncentracji metali ciężkich tkanki miękkie : muszle nie rozbijają nam gatunków na małże i ślimaki. Ponadto zaobserwowano dużą odmienność gatunków do siebie zbliżonych, np. Sphaerium solidum i Sphaerium rivicola.
Wydaje się, że takie prace winny być kontynuowane, bowiem mogą dostarczyć nam pełniejszych informacji odnośnie bioakumulacji metali ciężkich przez mięczaki, w tym przypadku mięczaki słodkowodne. Po wtóre mogą być przydatne w badaniach paleośrodowiskowych. Rozpoczęte w tym zakresie prace (Borówka & Piotrowski, 2003) sugerują możliwość oceny koncentracji metali ciężkich w wodzie i osadach dennych środowisk kopalnych na podstawie zachowanych muszli mięczaków, a ma to odniesienie i uzasadnienie do powiązań środowiskowych gatunków współczesnych (Piotrowski, 2004).
Finansowanie badań:
Badania te finansowane były przez Komitet Badań Naukowych – Grant KBN Nr 6 PO4F 049 – 2002 r. oraz dzięki dotacji WFOŚiGW w Szczecinie Nr 186/02/OP-PO/D z dnia 14 października 2002 r.

Literatura
Al.-Aasm I.S., Clarke J.D. & Fryer B.J., 1998: Stable isotopes and heavy metal distribution in Dreissena polymorpha (Zebra mussels) from western basin of Lake Erie, Canada. Environ. Geol., 33 (2-3): 122-129.
Babukutty Y. & Chacko J., 1992: Trace metals in an estuarine bivalve from the southwest coast of India. Ambio, 21: 292-296.
Bertine K.K. & Goldberg E.D., 1972: Trace elements in clams, mussels and shrimp. Limnol. Oceanogr., 17: 877-884.
Bias R. & Karbe L., 1985: Bioaccumulation and partitioning of cadmium within the freshwater mussel Dreissena polymorpha Pallas. Int. Rev. Gesamten Hydrobiol., 70: 113-125.
Bolognani Fantin A.M., Benedetti L., Bolognani I. & Ottaviani E., 1982: The effects of lead pollution on the freshwater gastropod Viviparus viviparus L.: biochemical and histochemical features. Malacologia, 22 (1-2): 19-21.
Borówka R.K. & Piotrowski S., 2003: Wykorzystanie muszli Dreissena polymorpha do określania warunków geochemicznych środowisk kopalnych. [In:] IV Seminarium Geneza, Litologia i Stratygrafia Utworów Czwartorzędowych, Poznań 13-14 października 2003: 63-66.
Brooks R.R. & Rumsby M.G., 1965: The biogeochemistry of trace elemental uptake by some New Zeland bivalves. Limnol. Oceanogr., 10: 521-528.
Carell B., Folberg S., Grundelius E. & Henrikson L., 1987: Can mussel shells reveal environmental history? Ambio, 16: 2-10.
Coughtrey P.J. & Martin M.H., 1977: The uptake of lead, zinc, cadmium and copper by the pulmonate mollusc, Helix aspersa Müller, and its relevance to the monitoring of heavy metal contamination of the environment. Oecologea, 27: 65-74.
Doherty F.G., Evans D.W. & Neuhauser E.F., 1993: An assessment of total and leachable contaminants in zebra mussels (Dreissena polymorpha) from lake Erie. Ecotoxicol. Environ. Safety, 25: 328-340.
Elder J.F. & Collins J.J., 1991: Freshwater molluscs as indicators of bioavailability and toxicity of metals in surface-water systems Rev. Environ. Contam. Toxicol., 122: 37-79.
Friant S.L., 1979: Trace metal concentrations in selected biological, sediment and water column samples in a northern New England river. Water Air Soil Pollut., 11: 455-467.
Gundacker C., 1999: Tissue-specific heavy metal (Cd, Pb, Cu, Zn) deposition in a natural population of the zebra mussel Dreissena polymorpha PALLAS. Chemosphere, 38: 3339-3356.
Gundacker C., 2000: Comparison ef heavy metal bioaccumulation in freshwater molluscs of urban river habitats in Vienna. Environ. Pollut., 110 (1): 61-71.
Gunkel G., 1994: Bioindikation in aquqtischen Ökosystemen. Fischer Verlag, Jena, pp. 540.
Hellwig Z., 1968; Zastosowanie metody taksonomicznej do typologicznego
podziału krajów ze wzgledu na poziom ich rozwoju oraz zasoby i strukturę
wykwalifikowanych kadr, Przegląd Statystyczny, z.4.
Imlay M.J., 1982: Use of shells of freshwater mussels in monioring heavy metals and environmental stresses: A review. Malacol. Rev., 15: 1-14.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1989: Accumulation of zinc and copper in molluscs from the Zegrzyński Reservoir and the Narew River. Ekol. Pol., 37 (3-4): 347-357.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1994: Mięczaki a metale ciężkie w środowiskach słodkowodnych i lądowych. Molluscs and heavy metals in freshwater and terrestrial environments. Wiadomości Ekologiczne, XL (3): 127-140 (polish, english summary).
Jurkiewicz-Karnkowska E. & Królak E., 1996: Heavy metal concentrations in molluscs from the Zegrzyński Reservoir and the rivers supplying it. Pol. Arch. Hydrobiol., 43 (3): 335-346.
Lingard S.M., Evars R.D. & Bourgoin B.P., 1992: Method for the estimation of
organic-bound and crystal-bound metal concentrations in bivalve shells. Bull. Environ.
Contam. Toxicol., 48: 179-184.
Manly R., George W.O., 1977: The occurence of some heavy metals in populations of the freshwater mussel Anodonta anatina (L.) from the river Thames. Environ. Pollut., 14: 139-154.
Maurer D., 1979: A brief review of the status of selected pollutants (pesticides, hydrocarbons, trace metals) in relation to benthic invertebrates in Delaware Bay. M. Int. Counc. Explor. Sea, E. 43: 1-15.
Newman M. C., Mulvey M., Beeby A., Hurst R. W. & Richmond L. 1994: Snail
(Helix aspersa) exposure history and possible adaptation to lead as reflected in shell
composition. Arch. Environ. Contain. Toxicol., 27: 346-351.
Nikoronow , 1979: Toksykologia żywności. PWN Warszawa.
Nott J. A. & Nicolaidou A. 1993: Bioreduction of zinc and manganese along molluscan
food chain. Comp. Biochem. Physiol., Ser. A, 104: 235-238.
Onuma N., Masuda F., Hirano M. & Wada K. 1979: Crystal structure control on trace
clement partition in molluscan shell formation. Geochcm. Jour., 13:187-189.
Parleman H. & Meili M. 1993: Mercury in macroinvertebrates from Swedish forest lakes:
influence of lake type, habitat, life cycle and food quality. Can. J. Fish. Aquat. Sci; 5O:
521-534.
Parsons T. R., Bawden C. A. & Heath W. A. 1973: Preliminary survey of mercury and
other metals contained in animals from the Fraser River mudflats. J. Fish. Res. Board Can.,
30: 1014-1016.
Phillips D. J. H. 1979: The role of oyster Saccostrea glomerata as an indicator of trace
metals in Hong Kong. Mar. Biol., 53: 353-360.
Piotrowski S., 2002a: Wykorzystanie mięczaków jako wskaźników zanieczyszczenia środowiska wodnego metalami ciężkimi. Grant KBN Nr 6 PO4F 049 17.
Piotrowski S., 2002b: Możliwości zastosowania mięczaków słodkowodnych jako organizmów wskaźnikowych. Etap: Bioindykacja jako przeciwdziałanie zagrożeniu skażenia metalami ciężkimi środowiska wodnego ujścia Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Umowa dotacji WFOŚiGW w Szczecinie Nr 186/02/OP-PO/D z dnia 14 października 2002 r.
Piotrowski S., 2003: Heavy metals in water and bottom sediments of the Odra river estuary and selected lakes of west Pomerania (north-west Poland). Limnological Review, 3: 181-188.
Piotrowski S., 2004: Use of fresh water molluscs as indicators of water environment contamination with heavy metals (Cu,Zn,Pb,Co,Cd,Hg). [in:] Valorisation of the environment in the areas exposed to long term industrial and mining activites, 2-4 June 2004, Wisła-Ustroń, Poland: 24.
Pittas L. C. & Wa1lace G. T. 1994: Lead deposition in the shell of the bivalve, Mya arenaria: an indicator of dissolved lead in seawater. Estuarine, Coastal, Shelf Sci., 39: 93-104.
Ruiz J.M. & Saiz-Salinas J.I., 2000: Extreme variation in the concentration of trace metals In sediments and bivalves from the Bilbao estuary (Spain) caused by the 1989-90 drought. Marine Environmental Research, 49: 307-317.
Salanki J. & Van-Balogh K., 1985: Uptake and release of mercury and cadmium in various organs of mussels (Anodonta cygnea L.). Symposia Biologica Hungarica, 29: 325-340.
Salanki J. & Van-Balogh K., 1989: Physiological background for using freshwater mussels in monitoring copper and lead pollution. Hydrobiologia, 188/189: 445-454.
Salanki J. & Varanka I., 1976: Effect of copper and lead compounds on the activity of the freshwater mussel. Ann. Biol. Tihany, 43: 21-27.
Salazar M.H. & Salazar S.M., 1996: Using caged bivalves for environmental effects monitoring at pulp and paper mills: rationale and historical perspective. [in] Proceedings 23rd Aquatic Toxicity Workshop: Tools for Ecological Risk Assessment, October 7-9, 1996: Calgary, Alberta. Edited by J.S. Goudey, M.D. Treissman and A.J. Nimmi: 129-136.
Salazar M.H. & Salazar S.M., 1997: Using caged bivalves to characterize exposure and effects associated with pulp and paper mill effluents. Water Science and Technology, 35 (2-3): 213-220.
Salazar M.H., 1997: Critical evaluation of bivalve molluscs as a biomonitoring tool for the mining industry in Canada. [in] Stewart & Malley: Technical Evaluation of Molluscs as a biomonitoring Tool for the Canadian Mining Industry. CANMET-Aquatic Effects Technology Evaluation (AETE) Program , Project 2.3.1., Part II: 164-248.
Sturesson U., 1978: Cadmium enrichment in shells of Mytilus edulis. Ambio, 7: 122-125
Sures B. & Taraschewski H., 1999: Endoparasiten einheimischer Fische als Bioindikatoren für Schwermetalle. [In:] Oehlmann J. & Markert B. (Hrsg.): Ökotoxikologie – ökosystemare Ansätze und Methoden. Ecomed Verlag, Jena: 326-334.
Theede H., Andersson J. & Lehnberg W., 1979: Cadmium in Mytilus edulis from Germany coastal waters. Meeresforschung, 27: 147-155.
Ün1ü, M. Y. & Fowler S. W., 1979: Factors affecting the flux of arsenic through the mussel
Mylilus galloprovincialis. Mar. Biol., 51: 209—219.
Van-Balogh K., Fernandez D.S. & Salanki J., 1988: Heavy metal concentrations of Lymnaea stagnalis L. in the environs of lake Balaton (Hungary). Wat. Res., 22 (10): 1205-1210.
Waldron H. A., l980: Metals in the environment. London. Academic Press.
Wiesner L., Gunther B. & Fenske C., 2001: Temporal and spatial variability in the heavy metal content of Dreissena polymorpha (Pallas) (Mollusca: Bivalvia) from the Kleines Haff (northeastern Germany). Hydrobiologia, 443(1-3): 137-145.
Willis M., 1983: A comparative survey of Ancylus fluviatilis (Müller) populations in the Afon Crafnant, N. Wales, above and below an input of zinc from mine waste. Arch. Hydrobiol., 98: 198-214.

Spis Tabel

Tabela 1. Wybrane parametry statystyczne rozkładów (x – wartość średnia; min – wartość minimalna; max – wartość maksymalna) współczynników koncentracji metali ciężkich obliczonych jako stosunek koncentracji metali w tkankach miękkich w odniesieniu do koncentracji metali w muszlach u badanych gatunków mięczaków słodkowodnych estuarium Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego

Tabela 2. Syntetyczna informację o badanej strukturze klas: współczynniki koncentracji metali zaznaczone pogrubioną czcionką decydują o przynależności danego gatunku do odpowiedniego skupienia.

Spis rysunkow
Fig. 1. Diagram zależności pomiędzy koncentracjami miedzi w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] Viviparus viviparus (n=9) – wielomianowa linia trendu na poziomie istotności 0.05.
Fig. 2. Diagramy zależności pomiędzy koncentracjami cynku w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] badanych gatunków mięczaków – wielomianowe linie trendu:
– na poziomie istotności 0.05 – y = 3E-05×2 – 0,0374x + 27,306;
– na poziomie istotności 0.10 – y = 0,0005×2 – 0,2309x + 37,707
Fig. 3. Diagramy zależności pomiędzy koncentracjami ołowiu w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] badanych gatunków mięczaków – wielomianowe linie trendu. Objaśnienia istotności linii trendu jak na Fig. 2.
Fig. 4. Diagramy zależności pomiędzy koncentracjami kobaltu w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] badanych gatunków mięczaków – wielomianowe linie trendu. Objaśnienia linii trendu jak na Fig. 2.
Fig. 5. Diagramy zależności pomiędzy koncentracjami kadmu w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] badanych gatunków mięczaków – dla Dreissena polymorpha – potęgowa linia trendu; dla pozostałych gatunków – wielomianowe linie trendu. Objaśnienia linii trendu jak na Fig. 2.
Fig. 6. Diagramy zależności pomiędzy koncentracjami rtęci w tkankach miękkich [ppm s.m.] i muszlach [ppm s.m.] badanych gatunków mięczaków – dla Dreissena polymorpha – potęgowa linia trendu; dla pozostałych gatunków – wielomianowe linie trendu. Objaśnienia linii trendu jak na Fig. 2.
Fig. 7. Rozkłady współczynników koncentracji metali ciężkich tkanki miękkie : muszle badanych gatunków mięczaków – objaśnienia w tekście
Fig. 8. Dendrogram – aglomeracja skupień dokonana metodą najmniejszej wariancji; linia przerywana Wk=5; objaśnienia w tekście

-TABELE I RYSUNKI WKROTCE ZOSTANA ZAMIESZCZONE NA STRONIE –

Opublikowano Bez kategorii | 19 komentarzy

WSPÓŁCZYNNIKI BIOKONCENTRACJI (BCF) METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) W MIĘCZAKACH SŁODKOWODNYCH Z ESTUARIUM ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO

WSPÓŁCZYNNIKI BIOKONCENTRACJI (BCF) METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) W MIĘCZAKACH SŁODKOWODNYCH Z ESTUARIUM ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO
THE BIOCONCENTRATION FACTOR (BCF) OF HEAVY METALS (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) IN FRESHWATER MOLLUSCS FROM THE ODRA RIVER ESTUARY AND THE SELECTED LAKES OF WESTERN POMERANIA

Dr Stanisław Piotrowski
e-mail: stanislaw.piotrowski@vp.pl

Wstęp
Metale ciężkie podlegają bioakumulacji i biokoncentracji, tak w organizmach roślinnych, jak i zwierzęcych. Różnicę pomiędzy tymi pojęciami najlepiej obrazują współczynniki bioakumulacji (BAF) i biokoncentracji (BCF). Współczynnik bioakumulacji określany jest jako iloraz stężenia danej substancji w organizmie do jej stężenia w pokarmie lub wypitej wodzie. Jest on istotny w ekotoksykologii środowisk lądowych, w których pożywienie, lub w pewnych przypadkach pobierana woda, stanowi główne źródło zanieczyszczeń. Z kolei współczynnik biokoncentracji wyrażany jest jako stosunek stężenia substancji chemicznej w organizmie do jej stężenia w otaczającym środowisku. BCF są ważne w ekotoksykologii wód, gdzie otaczające środowisko jest głównym źródłem zanieczyszczeń. Dla organizmów wodnych otaczającym środowiskiem jest zwykle woda lub osady denne. W przypadku metali wielkość biokoncentracji i bioakumulacji zależy od tempa ich wydalania. Wartości współczynników biokoncentracji (BCF) nie tylko metali ciężkich, ale również innych trwałych zanieczyszczeń (wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne, polichlorowane bifenyle czy pestycydy chloroorganiczne) w różnych grupach organizmów są ważne z punktu widzenia człowieka (Langston & Pope, 2009; Tudor M, 2006; Heinonen, 1999). Dla przykładu wartości BCF metali ciężkich w grzybach, w odniesieniu do ich stężeń w glebie, są w Chinach na tyle wysokie, iż mogą zagrażać zdrowiu spożywających je ludzi (Dan Zhang et al., 2008). W delcie rzeki Pearl (w południowych Chinach) stwierdzono bardzo wyraźną korelację pomiędzy stężeniami metali ciężkich w tkankach małża Perna viridis, a koncentracjami tych metali w osadach dennych. Dotyczy to zwłaszcza Cd, Cr, Cu i Sn (Fang, 2006; Fang et al., 2003). Również w Zatoce Ubatuba w Brazylii stwierdzono na tyle wysokie koncentracje, zwłaszcza Pb i Cr w tkankach Perna perna, że mogą one zagrażać zdrowiu spożywających je osób (Avelar et al., 2000). Akumulacja dużych ilości metali ciężkich przez mięczaki sprawia, że przy znacznym ich udziale w zoobentosie, organizmy te mogą stanowić po śmierci poważne wtórne skażenie środowiska, a ponadto mogą powodować daleko idące zmiany biochemiczne i genetyczne oraz wzrost śmiertelności żywiących się nimi konsumentów II rzędu (Jurkiewicz-Karnkowska, 1994). Dla przykładu wysoki poziom Hg w rybach z Tamizy został skorelowany ze skażonymi tym metalem mięczakami (Manly & George, 1977). Mięczaki są jednym z ważnych ogniw łańcucha troficznego zarówno w środowiskach lądowych, jak i wodnych. Z reguły pełnią one rolę konsumentów I rzędu i należą na tym poziomie troficznym do zwierząt gromadzących największe ilości metali ciężkich, nawet rzędu kilku tysięcy μg/g s.m. (ppm). Stwierdzono ponadto wzrost koncentracji metali ciężkich w kierunku od producentów do konsumentów I rzędu. Natomiast na wyższych poziomach troficznych koncentracje metali w organizmach zwierząt nie ulegają większym zmianom (Bouquegnean et al. 1979; Burrows & Whitton, 1993). Jeżeli jeszcze weźmiemy pod uwagę dominację mięczaków pod względem udziału ich masy w całym zoobentosie to wyraźniej dostrzeżemy ich rolę i znaczenie w biogeochemicznym obiegu metali.
Celem badań było oszacowanie współczynników biokoncentracji metali ciężkich w tkankach miękkich i muszlach w odniesieniu do stężeń tych metali w wodzie powierzchniowej i osadach dennych wybranych gatunków mięczaków z estuarium Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Istotą badań było uchwycenie zmian BCF w możliwie największej liczbie gatunków, ale liczba ta była też podyktowana nakładami finansowymi na powyższe badania.
Obszar badań
Zarówno obszar badań, jak i materiał oraz metody badań przedstawiono we wcześniejszych publikacjach (Piotrowski, 2007; 2009; 2010).
Metoda badań
Materiał do badań pochodził z lat 1999-2000 z rejonu estuarium Odry i pięciu wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Oznaczenia składu gatunkowego mięczaków dokonano na podstawie cech konchiologicznych uwzględniając wytyczne zawarte w pracach Piechocki (1979, 1998), Piechocki & Dyduch-Falniowska (1993), jak również porównując zebrane okazy ze standardowym zbiorem mięczaków słodkowodnych Polski otrzymanym od Prof. Piechockiego. Do analiz koncentracji metali ciężkich w tkankach miękkich wytypowano 14 gatunków: Dreissena polymorpha (symbol Dp), Anodonta anatina (Aa), A. cygnea (Ac), Pseudoanodonta complanata (Pc), Unio pictorum (Up), U. tumidus (Ut), Sphaerium solidum (Ss), S. rivicola (Sr), Viviparus viviparus (Vv), V. contectus (Vc), Lymnaea stagnalis (Ls), L. auricularia (La), L. peregra (Lp), Planorbarius corneus (Plc)). Z kolei do badań geochemicznych muszli wytypowano 16 gatunków, z w/w nie analizowano Lymnaea peregra, natomiast dodatkowo analizowano muszle: Unio crassus (Uc), Theodoxus fluviatilis (Tf) i Lithoglyphus naticoides (Ln). Największą liczbę analiz próbek wykonano dla Dreissena polymorpha (27), małża dominującego w badanym obszarze. Następnie dla Anodonta anatina (20), Unio pictorum (14) i Viviparus viviparus (14). Dla pozostałych gatunków badano mniej liczne próbki, aż do oznaczeń metali w zaledwie jednej próbce.
Koncentracje Cu, Zn, Pb, Co, Cd zostały określone techniką ICP-AES, natomiast Hg oznaczono przy pomocy generatora wodorków (metoda zimnych par) CV-AAS. Możliwości graniczne oznaczeń poszczególnych metali wynosiły: Cu – 0,005 ppm, Pb – 0,02 ppm, Zn – 0,002 ppm, Cd i Co – 0,003 ppm i Hg – 0,005 ppm.
Analizę statystyczną współczynników biokoncentracji metali wykonano przy zastosowaniu programów Statistica i Microsoft Excel. Algorytm postępowania w/w analizie statystycznej obejmował następujące etapy:
Zdefiniowanie macierzy danych. Jako macierz danych przyjęto średnie wartości współczynników biokoncentracji metali w tkankach miękkich i muszlach w odniesieniu do stężeń tych metali w wodzie powierzchniowej i osadach dennych z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano tylko analizę geochemiczną jednej próbki. Takie pojedyncze serie pomiarowe w macierzy danych są przyjmowane i na równi traktowane z innymi danymi (średnimi wartościami współczynników biokoncentracji metali).
Wybór miary podobieństwa. Jako taksonomiczną miarę podobieństwa wybrano odległość euklidesową:

gdzie: xij to wartość j-tej cechy dla i-tego obiektu, xkj – wartość j-tej cechy dla k-tego obiektu, dik – odległość pomiędzy i-tym i k-tym obiektem (i, k=1,2,…,m; j=1,2,…,p).
Przeprowadzenie standaryzacji danych. Standaryzacja polega na zamianie wartości wybranych zmiennych przez ich tzw. wartości standaryzowane obliczane jako:
Wartość standaryzowana = (wartość zmiennej – wartość średnia)/odchylenia standardowe.
Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych między gatunkami mięczaków (dla danych standaryzowanych).
Aglomeracja skupień została dokonana w oparciu o metodę najmniejszej wariancji (tzw. metoda Warda) aż do uzyskania dendrogramu.
Analiza i weryfikacja dendrogramu. Do ostatecznej weryfikacji przynależności poszczególnych gatunków na dendrogramie wykorzystano metodę zaproponowaną przez Hellwiga (1968), według której dwa podzbiory zbioru będziemy uważać za istotnie różne, jeżeli najkrótsza obliczona odległość między parą punktów należących do dwóch podzbiorów jest większa niż wartość krytyczna (Wk). Wartość tą oszacowano w następujący sposób:
– znaleźć wartość minimalną dla każdego wiersza w macierzy odległości,
– dla nowo powstałej zmiennej obliczyć średnią arytmetyczną i odchylenie standardowe,
– obliczyć wartość krytyczną ze wzoru Wk = x + 2σ (Pluta, 1977). tak obliczoną wartość traktować należy jako wyznacznik wydzielenia ilości skupień.
Oprócz analizy wielozmiennej istotna jest także analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Pozwala ona uzyskać informacje, jakie cechy (w tym przypadku rodzaj metalu ciężkiego) zadecydowały o utworzeniu poszczególnych skupień. Badanie to przeprowadzono w oparciu o metodę średnich arytmetycznych.

Wyniki badań i dyskusja

BCF tkanki miękkie – woda. Najwyższe średnie wartości współczynników biokoncentracji tkanki – woda rejestruje się dla Zn, a następnie dla Hg, Cu, Cd, Pb i Co. Z kolei najniższe średnie wartości współczynników koncentracji występują dla Co, a następnie dla Hg, Pb, Cu, Cd i Zn. Zakresy średnich wartości BCF tkanki – woda (łącznie z gatunkami dla których wykonano analizę tylko jednej próbki) dla poszczególnych metali kształtują się następująco Rys. 1):
Cu – od 572 (Anodonta cygnea) do 38.995 (Lymnaea peregra), przy czym dla trzynastu gatunków nie jest przekroczony poziom 22.000.
Zn – od 8.889 (Planorbarius corneus) do 117.838 (Lymnaea peregra). Dla trzynastu z czternastu badanych mięczaków nie jest przekroczony poziom 45.000.
Pb – od 331 (Anodonta cygnea) do 26.114 (Lymnaea peregra). Dla trzynastu gatunków nie jest przekroczony poziom 9.500.
Co – od 3 (Lymnaea peregra) do 17.646 (Sphaerium solidum). Dla trzynastu gatunków średnia wartość BCF nie przekracza poziomu 6.000.
Cd – od 2.232 (Viviparus viviparus) do 30.037 (Lymnaea peregra). Dla trzynastu gatunków nie jest przekroczony poziom 16.000.
Hg – od 53 (Anodonta cygnea) do 51.490 (Lymnaea peregra). Dla trzynastu gatunków nie jest przekroczony poziom 8.500.
Z tego zestawienia widać, iż minimalne średnie wartości BCF tkanki – woda dla poszczególnych metali występują u czterech gatunków badanych mięczaków: Anodonta cygnea (Hg, Pb, Cu), Viviparus viviparus (Cd), Lymnaea peregra (Co) i Planorbarius corneus (Zn). Z kolei średnie wartości maksymalne BCF stwierdza się u dwóch gatunków: Lymnaea peregra (Zn, Hg, Cu, Cd i Pb) oraz u Sphaerium solidum (Co). Maksymalne stwierdzone wartości BCF występują u dwóch gatunków Lymnaea peregra (Cu, Zn, Hg) i Sphaerium solidum (Pb, Co, Cd). Natomiast wartości minimalne BCF występują u pięciu gatunków: Viviparus viviparus (Pb, Hg), Dreissena polymorpha (Cu, Cd), Lymnaea peregra (Co) oraz Anodonta anatina i Pseudoanodonta complanata (Zn). Dla żadnego z badanych metali nie stwierdzono niższych zawartości metali w tkankach w odniesieniu do stężeń tych elementów w wodzie powierzchniowej. Tylko w dwóch przypadkach wartości BCF są stosunkowo bardzo niskie i dotyczy to Lymnaea peregra oraz współczynników biokoncentracji obliczonych dla Pb (2) i Co (3).
Aglomeracja skupień została dokonana w oparciu o metodę najmniejszej wariancji, a jej wynikiem jest powstanie 4 skupień:
1- elementowe – Lp (Lymnaea peregra) – o przynależności do tego skupienia decydują współczynniki biokoncentracji czterech metali: Cu, Zn, Pb, Cd i Hg.
1- elementowe – Ss (Sphaerium solidum) – o przynależności do tego skupienia decydują również wartości BCF obliczone dla czterech metali: Cu, Pb, Co, Cd i Hg.
5- elementowe –Sr, La, Ls, Vc i Vv (Sphaerium rivicola, Lymnaea auricularia, Lymnaea stagnalis, Viviparus contectus i Viviparus viviparus). O przynależności do tego skupienia decydują współczynniki biokoncentracji dwóch metali: Cu i Cd.
7- elementowe – Pc, Plc, Ac, Ut, Up, Aa i Dp (Pseudoanodonta complanata, Planorbarius corneus, Anodonta cygnea, Unio tumidus, Unio pictorum, Anodonta anatina i Dreissena polymorpha) – w tym przypadku żaden z obliczonych BCF dla sześciu metali nie wpływa w sposób bezpośredni na wydzielenie tego skupienia.
Na uzyskanym dendrogramie widać, że gatunki blisko spokrewnione ze sobą grupują się blisko siebie. W dwóch osobnych pojedynczych skupieniach mamy przedstawicieli ślimaków i małży (Lymnaea peregra i Sphaerium solidum). III skupienie obejmuje przedstawicieli 4 gatunków ślimaków i jeden gatunek małży, a w skupieniu IV grupuje się sześć gatunków małży i jeden gatunek ślimaków. Na wspomnianym dendrogramie blisko siebie grupują się gatunki blisko ze sobą spokrewnione. Dotyczy to takich gatunków jak: Lymnaea auricularia i L. stagnalis, Viviparus viviparus i V. contectus (ślimaki) oraz Pseudoanodonta complanata, Anodonta cygnea, A. anatina czy Unio tumidus i U. pictorum (małże).
BCF muszle – woda. Najwyższe średnie wartości BCF muszle – woda notuje się, dla Zn, a następnie dla Cd, Co, Cu, Pb i Hg. Z kolei najniższe średnie wartości współczynników biokoncentracji stwierdza się dla Co, a następnie dla Hg, Pb, Cu, Cd i Zn. Zakresy średnich wartości BCF muszle – woda (z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano analizę tylko jednej próbki) dla poszczególnych metali kształtują się następująco (Rys. 2):
Cu – od 107 (Lithoglyphus naticoides) do 2.752 (Viviparus contectus). Dla czternastu z szesnastu badanych gatunków nie jest przekroczony poziom 950.
Zn – od 531 (Planorbarius corneus) do 5.526 (Viviparus contectus). Dla piętnastu gatunków nie jest przekroczony poziom 3.600.
Pb – od 41 (Lymnaea auricularia) do 2.000 (Viviparus contectus). Dla wszystkich badanych gatunków ten poziom (2.000) nie jest przekroczony.
Co – od 3 (Lymnaea auricularia) do 2. 834 (Viviparus viviparus). W tym przypadku dla dwunastu gatunków, z szesnastu badanych, nie jest przekroczony poziom 1.000.
Cd – od 267 (Sphaerium rivicola) do 3.698 (Theodoxus fluviatilis). Dla dwunastu gatunków nie jest przekroczony poziom 1.600.
Hg – od 20 (Anodonta cygnea) do 388 (Dreissena polymorpha). Dla trzynastu gatunków nie jest przekroczony poziom 280.
Minimalne średnie wartości BCF muszle – woda występują u pięciu gatunków badanych mięczaków: Lithoglyphus naticoides, (Cu), Planorbarius corneus (Zn), Lymnaea auricularia (Pb, Co), Sphaerium rivicola (Cd) i Anodonta cygnea (Hg). Z kolei wartości maksymalne stwierdza się u czterech gatunków: Viviparus contectus (Cu, Zn, Pb), V. viviparus (Co), Theodoxus fluviatilis (Cd) i Dreissena polymorpha (Hg). W żadnym przypadku nie stwierdzono niższych średnich koncentracji metali ciężkich w muszlach w odniesieniu do stężeń tych elementów chemicznych w wodzie powierzchniowej, choć w jednym przypadku są one stosunkowo zbliżone, dotyczy to zwłaszcza Co u Lymnaea auricularia, gdzie BCF=3. Maksymalne wartości współczynników biokoncentracji muszle – woda stwierdzamy u trzech gatunków: Dreissena polymorpha (Cd, Co, Hg), Viviparus contectus (Zn, Cu) i Unio pictorum (Pb), natomiast wartości minimalne BCF obserwujemy u czterech gatunków: Dreissena polymorpha (Pb, Hg), Sphaerium rivicola (Cu, Cd), Pseudoanodonta complanata (Zn) i Lymnaea auricularia (Co). Tylko u dwóch gatunków (Dreissena polymorpha i Sphaerium rivicola) minimalne wartości BCF dla Cu są poniżej 1 (odpowiednio 0,4 i 0,3) i wskazują na sporadycznie niższe koncentracje tego metalu w muszlach w odniesieniu do stężenia Cu w wodzie powierzchniowej.
W wyniku obliczeń aglomeracji skupień wyodrębniono 5 skupień:
5-elementowe – Pc, Ut, Sr, Plc i Up (Pseudoanodonta complanata, Unio tumidus, Sphaerium rivicola, Planorbarius corneus i Unio pictorum) – o przynależności do tego skupienia decydują wartości BCF dla Cu i Pb,
4-elementowe – Ln, Uc, Ac i Aa (Lithoglyphus naticoides, Unio crasuss, Anodonta cygnea i Anodonta anatina) – w tym przypadku decydują wartości BCF obliczone dla Co,
1-elementowe – Vc (Viviparus contectus) – o przynależności do tego skupienia decydują wartości BCF obliczone dla wszystkich metali,
1-elementowe – La (Lymnaea auricularia) – dla tego skupienia istotne są wartości BCF dla Zn, Cd i Hg,
5-elementowe – Vv, Tf, Ls, Ss i Dp (Viviparus viviparus, Theodoxus fluviatilis, Sphaerium solidum i Dreissena polymorpha) – w tym skupieniu istotną rolę odgrywają wartości BCF obliczone dla Zn, Pb, Co, Cd i Hg.
W pojedynczych skupieniach grupują się ślimaki (Viviparus contectus i Lymnaea auricularia). Skupienie I obejmuje 4 gatunki małży i jeden gatunek ślimaków. Skupienie II obejmuje 3 gatunki małży i jeden gatunek ślimaków, a skupienie V reprezentują 2 gatunki małży i 3 gatunki ślimaków.
BCF tkanki miękkie – osady denne. Najwyższe średnie wartości współczynników biokoncentracji notuje się, podobnie jak dla BCF tkanki – woda, dla Zn, a następnie dla Hg, Cu, Cd, Pb i Co. Z kolei najniższe średnie wartości BCF tkanki – osady stwierdza się dla Co, a następnie dla Pb, Cd, Cu, Zn i Hg. Średnie wartości BCF tkanki – osady denne dla poszczególnych metali kształtują się następująco (Rys. 3):
Cu – od 0,1 (Anodonta cygnea i Unio tumidus) do 9,6 (Lymnaea peregra). Dla dziewięciu gatunków, spośród czternastu badanych, średnie wartości BCF są mniejsze od 1 i wskazują na niższe stężenia tego metalu w tkankach miękkich w odniesieniu do koncentracji Cu w osadach. Dotyczy to takich gatunków, jak: Sphaerium solidum, Dreissena polymorpha, Sphaerium rivicola, Planorbarius corneus, Unio pictorum, Anodonta anatina, Pseudoanodnta complanata, Anodonta cygnea i Unio tumidus. Dla pozostałych gatunków średnie wartości BCF są równe lub większe od 1. W ekstremalnym przypadku, dla Lymnaea peregra, wartości koncentracji Cu w tkankach są blisko dziesięciokrotnie wyższe od stężeń tego metalu w osadach dennych. Dla pozostałych gatunków wartości te kształtują się odpowiednio: Lymnaea stagnalis – 1; Viviparus viviparus – 1,5; V. contectus – 1,8; Lymnaea auricularia – 3,7.
Zn – od 0,2 (Anodonta cygnea i Sphaerium rivicola) do 138 (Lymnaea peregra). W tym przypadku na uwagę zasługuje bardzo wysoka wartość BCF dla Lymnaea peregra, kiedy dla pozostałych gatunków wartość tego współczynnika nie przekracza granicy 6,0. Dla sześciu gatunków rejestrujemy wartości współczynnika większe od 1, świadczące o wyższej koncentracji Zn w tkankach miękkich w odniesieniu do osadów (Lymnaea peregra, L. auricularia, Dreissena polymorpha, Planorbarius corneus, Viviparus contectus i Unio pictorum). Dla pozostałych ośmiu gatunków wartości współczynnika BCF zawierają się w przedziale od 0,2 do 0,9 i świadczą o niższych koncentracjach tego metalu w tkankach w odniesieniu do stężeń Zn w osadach dennych. Dotyczy to takich gatunków, jak: Anodonta cygnea, Sphaerium rivicola, Sphaerium solidum, Unio tumidus, Viviparus viviparus, Lymnaea stagnalis, Anodonta anatina i Pseudoanodonta complanata. .
Pb – od 0,01 (Anodonta cygnea) do 2,7 (Lymnaea peregra). Tylko dla jednego gatunku, Lymnaea peregra, notujemy wyższe wartości Pb w tkankach w odniesieniu do koncentracji tego metalu w osadach. Dla pozostałych gatunków wartości BCF leżą w przedziale od 0,01 do 0,4 i świadczą o niższych koncentracjach ołowiu w tkankach badanych gatunków w odniesieniu do stężeń tego metalu w osadach dennych.
Co – od 0,0004 (Lymnaea peregra) do 1,4 (Sphaerium solidum). Dla dwóch gatunków (Sphaerium solidum i Dreissena polymorpha) stwierdzamy wyższe lub równe od 1 wartości BCF. U pozostałych dwunastu gatunków wartości BCF są niższe od 1 i podobnie, jak wyżej, świadczą o niższych stężeniach tego metalu w tkankach w odniesieniu do osadów.
Cd – od 0,04 (Anodonta cygnea) do 6,3 (Lymnaea peregra). Dla dziewięciu gatunków
(Anodonta cygnea, Unio tumidus, Pseudoanodonta complanata, Sphaerium rivicola, Viviparus viviparus, Anodonta anatina, Sphaerium solidum, Unio pictorum, Viviparus contectus) rejestrujemy średnie wartości BCF mniejsze lub równe 0,2. Dla pozostałych pięciu gatunków (Lymnaea peregra, L. auricularia, L. stagnalis, Dreissena polymorpha i Planorbarius corneus) średnie wartości BCF przekraczają wartość 1 i zawierają się w przedziale od 1,7 do 6,3, co wskazuje na wyższe koncentracje tego metalu w tkankach w odniesieniu do stężeń Cd w osadach.
Hg – od 0,2 (Unio tumidus) do 57 (Lymnaea peregra). Aż dla dziewięciu gatunków (Lymnaea peregra, L. auricularia, L. stagnalis, Sphaerium solidum, Dreissena polymorpha, Viviparus viviparus, V. contectus, Planorbarius corneus i Unio pictorum) stwierdzamy wyższe koncentracje Hg w tkankach w odniesieniu do stężeń tego metalu w osadach dennych, a współczynniki biokoncentracji zawierają się w przedziale od 1,2 do 57. Z kolei dla pięciu gatunków średnia wartość BCF nie przekracza poziomu 0,5 (Unio tumidus, Pseudoanodonta complanata, Sphaerium rivicola, Anodonta anatina, A. cygnea).
Z tego zestawienia widać, iż minimalne średnie wartości BCF tkanki – osady denne występują u czterech gatunków badanych mięczaków: Anodonta cygnea (Zn, Cu, Cd, Pb),Unio tumidus (Hg, Cu), Sphaerium rivicola (Zn) i Lymnaea peregra (Co). Z kolei maksymalne średnie wartości BCF stwierdzamy u dwóch gatunków: Lymnaea peregra (Cu, Zn, Pb, Cd i Hg) i Sphaerium solidum (Co).
Biorąc pod uwagę wszystkie wartości BCF (łącznie z gatunkami dla których wykonano tylko jedno oznaczenie metali) to okazuje się, że w 83% stwierdzamy wartości BCF <1, co wskazuje na wyższe koncentracje metali w osadach w odniesieniu do ich stężeń w tkankach. Zależność ta dla poszczególnych metali waha się od 73% (Zn i Hg) do 98% (Pb). Liczba gatunków dla których średnie wartości BCF są <1 dla poszczególnych metali przedstawia się następująco: Pb – 12 Co – 11 Cu – 9 Zn i Cd – 8 Hg - 5 Maksymalne wartości współczynników biokoncentracji tkanki – osady stwierdzamy u trzech gatunków: Dreissena polymorpha (Pb, Co, Cd, Hg), Viviparus viviparus (Cu) i Lymnaea peregra (Cu, Zn), natomiast wartości minimalne obserwujemy u sześciu gatunków: Dreissena polymorpha (Zn, Cd), Anodonta anatina (Cu), Viviparus viviparus (Pb), Lymnaea stagnalis (Zn), L. peregra (Co) i Unio tumidusa (Hg). W wyniku aglomeracji skupień wyodrębniono 4 skupienia: 1-elementowe – Lp (Lymnaea peregra); o przynależności do tego skupienia decydują wartości BCF takich metali ciężkich, jak Cu, Zn, Pb, Cd i Hg. 6-elementowe – Plc, Ls, Ac, Sr, Ut i Vc (Planorbarius corneus, Lymnaea stagnalis, Anodonta cygnea, Sphaerium rivicola, Unio tumidus, Viviparus contectus); w tym zestawieniu żadne wartości BCF nie decydują o wydzieleniu tego skupienia 1-elementowe – La (Lymnaea auricularia) w tym przypadku decydują wartości BCF obliczone dla wszystkich sześciu metali. 6 – elementowe – Vv, Pc, Up, Aa, Ss i Dp (Viviparus viviparus, Pseudoanodonta complanata, Unio pictorum, Anodonta anatina, Sphaerium solidum, Dreissena polymorpha); tutaj decydują wartości BCF obliczone dla Co. W dwóch pojedynczych skupieniach grupują się ślimaki (Lymnaea peregra i L. auricularia). W II skupieniu mamy po trzech przedstawicieli ślimaków i małży, zaś w skupieniu IV grupuje się 5 gatunków małży i jeden gatunek ślimaków. BCF muszle – osady Najwyższe wartości średnie BCF rejestruje się dla Co, a następnie dla Hg, Zn, Cd, Cu, Pb. Z kolei najniższe średnie wartości współczynników biokoncentracji stwierdza się dla Co, a następnie dla Pb, Cd i Zn oraz dla Cu i Hg. Zakresy średnich wartości BCF muszle – osady (uwzględniono tutaj również gatunki dla których wykonano analizę tylko jednej próbki) dla poszczególnych metali kształtują się następująco (Rys. 4): Cu – od 0,004 (Sphaerium rivicola) do 0,3 (Viviparus contectus). Dla pięciu gatunków (Dreissena polymorpha, Anodonta anatina, Unio pictorum, U. tumidus i Lymnaea auricularia) średnia wartość BCF wynosi 0,1, a dla jedenastu gatunków wartość BCF jest mniejsza lub równa 0,1. Oprócz w/w do grupy tej dochodzą: Sphaerium rivicola, Unio crassus, Theodoxus fluviatilis, Anodonta cygnea, Lithoglyphus naticoides oraz Sphaerium solidum. Pozostałe gatunki przyjmują wartości BCF z przedziału 0,2 – 0,3. Zn – od 0,01 (Anodonta cygnea) do 0,9 (Lymnaea auricularia). Dla trzynastu z szesnastu badanych mięczaków nie jest przekroczony poziom 0,2. Wyższe wartości BCF notuje się u Viviparus contectus (0,3), Lymnaea stagnalis (0,6) i L. auricularia. Pb – od 0,004 (Unio crassus) do 0,1 (Pseudoanodonta complanata, Unio tumidus, Viviparus contectus, Lymnaea stagnalis, Planorbarius corneus, Lithoglyphus naticoides). Pozostałe gatunki nie przekraczają poziomu 0,04 BCF. Co – od 0,001 (Lymnaea auricularia) do 3 (Lithoglyphus naticoides). Dla czternastu gatunków średnia wartość BCF nie przekracza poziomu 0,9. Tylko u dwóch gatunków (Viviparus viviparus i Lihtoglyphus naticoides) średnie wartości BCF są >1 (odpowiednio 1,1 i 3), co oznacza wyższe koncentracje tego metalu w muszlach w odniesieniu do stężeń Co w osadach dennych.
Cd – od 0,01 (Anodonta cygnea, Unio crassus, Sphaerium rivicola) do 0,6 (Lymnaea auricularia), przy czym dla jedenastu gatunków nie jest przekroczony poziom 0,1. Gatunkami, które poziom ten przekraczają są: Pseudoanodonta complanata, Unio tumidus (w obu przypadkach 0,3), Viviparus contectus, Lymnaea stagnalis (0,4) i L. auricularia.
Hg – od 0,2 (Pseudoanodonta complanata, Anodonta cygnea) do 1,9 (Lymnaea stagnalis). Dla piętnastu gatunków nie jest przekroczony poziom 0,8. Jedynie dla Lymnaea stagnalis notujemy wyższe koncentracje Hg w muszlach w odniesieniu do stężeń tego metalu w osadach.
Minimalne średnie wartości BCF muszle – osady występują u pięciu gatunków: Anodonta cygnea (Zn, Cd, Hg), Lymnaea auricularia (Co), Sphaerium rivicola (Cu, Cd), Unio crassus (Pb, Cd) i Pseudoanodonta complanata (Hg). Z kolei średnie wartości maksymalne BCF stwierdza się u siedmiu gatunków: Lymnaea auricularia (Zn, Cd), L. stagnalis (Pb, Hg), Viviparus contectus (Cu, Pb), Pseudoanodonta complanata (Pb), Unio tumidus (Pb), Planorbarius corneus (Pb), Lthoglyphus naticoides (Pb, Co). Biorąc pod uwagę wartości współczynników biokoncentracji to w 95% stwierdzamy niższe koncentracje metali ciężkich w muszlach w odniesieniu do ich stężeń w osadach dennych. Dla poszczególnych metali reguła ta waha się od 85%, w przypadku Co, do 100% dla Cu i Pb. Minimalne wartości BCF dotyczą sześciu gatunków: Dreissena polymorpha (Pb), Pseudoanodonta complanata (Hg), Unio tumidus (Hg), Sphaerium solidum (hg), S. rivicola (Cu, Cd, Co, Zn) i Lymnaea auricularia (Co). W przypadku wartości maksymalnych BCF to odnoszą się one do czterech gatunków: Dreissena polymorpha (Co, Zn), Unio tumidus (Cd, Pb), Lymnaea stagnalis (Hg) i Viviparus contectus (Cu).
Na podstawie aglomeracji skupień wyodrębniono 6 skupień:
1-elementowe – La (Lymnaea auricularia), (w nawiasie metale, które decydują o przynależności do danego skupienia: Zn, Cd, Hg),
1-elementowe –Ls (Lymnaea stagnalis)(Cu, Zn, Pb, Cd, Hg),
1-elementowe – Ln (Lithoglyphus naticoides)(Zn, Pb, Co, Hg),
4-elementowe – Vc, Plc, Pc i Ut (Viviparus contectus, Planorbarius corneus, Pseudoanodonta complanata i Unio tumidus)(Cu, Pb, Cd),
4-elementowe – Tf, Uc, Ac i Sr (Theodoxus fluviatilis, Unio crasuss, Anodonta cygnea, Sphaerium rivicola)(w tym skupieniu żaden z metali nie decyduje o jego wyodrębnieniu),
5-elementowe – Vv, Up, Aa, Ss i Dp (Viviparus viviparus, Unio pictorum, Anodonta anatina, Sphaerium solidum, Dreissena polymorpha)(Cu, Co).
Na uzyskanym dendrogramie nie widać wyraźnego rozróżnienia pomiędzy ślimakami i małżami, z wyjątkiem gatunków blisko spokrewnionych ze sobą, które grupują się w pojedyncze skupienia. Dotyczy to takich gatunków jak: Lymnaea auricularia i L. stagnalis i Lithoglyphus naticoides. W pozostałych skupieniach mamy zarówno przedstawicieli ślimaków, jak i małży. W skupieniu IV obecne są 2 gatunki małży i 2 gatunki ślimaków, w skupieniu V grupują się 3 gatunki małży i jeden gatunek ślimaków, a w skupieniu VI obecne są cztery gatunki małży i jeden gatunek ślimaków.

Podsumowanie
Mięczaki są grupą organizmów bardzo powiązanych z konkretnym środowiskiem oraz różnicujących się między innymi sposobami odżywiania się. W postępowaniu statystycznym oczekiwano więc rozróżnienia na ślimaki i małże, lecz nie uzyskano takiego wyraźnego obrazu. Z pewnością uzyskane dendrogramy nie są doskonałe, gdyż nie dysponowano dużą liczebnością próbek, która by odrzucała zmiany wewnątrz gatunkowe oraz, po drugie, w kilku przypadkach przyjęto serie jedno pomiarowe. Niemniej na uzyskanych dendrogramach widać, że gatunki blisko spokrewnione ze sobą grupują się blisko siebie.
Dla egzystencji i przeżycia małży w środowiskach bardzo ważnym jest szeroko pojęta struktura osadów dennych, zwłaszcza ich granulometria (Weber, 2005). Małże jako filtratory są szczególnie zagrożone możliwością zatkania ich skrzel przez osady. Ale małże, właśnie jako filtratory są szczególnie predysponowane do poprawy stanu czystości akwenów, w których żyją. W estuarium Odry i wybranych jeziorach Pomorza Zachodniego gatunkiem dominującym jest Dreissena polymorpha (racicznica zmienna) i jej poświęcono najwięcej uwagi.
Jednym z celów prowadzonych przez autora badań było oszacowanie możliwości
większego wykorzystania Dreissena polymorpha, jako organizmu przyczyniającego się do poprawy stanu czystości wód estuarium Odry i jezior Pomorza Zachodniego. Przewidywano wykorzystanie w tym celu hodowli racicznicy na specjalnych siatkach i wymianie tych organizmów co jakiś czas. Problemem do rozwiązania pozostawał fakt co zrobić z organizmami, które po kilku latach zostały by zdjęte z siatek. Założono by wykorzystać je jako pożywienie dla ptactwa domowego (kaczki, kury, gęsi). Stąd w pierwszej kolejności zbadano strukturę i geochemię osadów tego obszaru (Piotrowski 1997a; 2003a; 2003b; 2003c; 2004; 2007; Piotrowski & Łaba-Mydłowska 2003). Określono również skład gatunkowy mięczaków danego obszaru i obecność w nich metali ciężkich (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) (Piotrowski 1997b; 1999; 2003d; 2006; 2009; 2010). Kolejnym zagadnieniem było oszacowania współczynników biokoncentracji w/w metali ciężkich w tkankach miękkich i muszlach w odniesieniu do ich koncentracji w wodzie powierzchniowej i osadach dennych. Wyniki tych badań referuje niniejsza praca. By wspomniane badania ukończyć należy określić, w jakim stopniu metale ciężkie (może również inne trwałe zanieczyszczenia organiczne) „przejdą” od racicznicy zmiennej do ptactwa domowego i innych organizmów (np. ryb) oraz jakie zmiany nastąpią lub mogą nastąpić u tych drugich organizmów.
Podziękowania
Badania wykonano w ramach środków Komitetu Badań Naukowych – grant KBN Nr 6 PO4F 049 17, dotacji Nr 186/02/OP-PO/D przyznanej przez WFOŚiGW w Szczecinie oraz w ramach badań własnych Uniwersytetu Szczecińskiego nr 504-231001-707.

Literatura

Avelar W.E.P., Mantelatto F.L.M., Tomazelli A.C., Silva D.M.L., Shuhama T. & Lopes J.L.C., 2000: The Marine Mussel Perna perna (Mollusca, Bivalvia, Mytilidae) as an Indicator of Contamination by Heavy Metals in the Ubatuba Bay, SÃo Paulo, Brazil, Water, Air, and Soil Pollution, 118, 1-2: 65-72.
Bouquegnean J.M., Noël-Lambot F. & Disteche A., 1979: Fate of heavy metals in experimental aquatic food chains. Uptake and release of Hg and Cd by some marine organisms. Role of metallothioneins. Inter. Counc. Explor. Sea, Ser. E, 58: 1-9.
Burrows G. & Whitton B.A., 1993: Heavy metals in water, sediments and invertebrates from a metal contaminated river free of organic pollution. Hydrobiologia, 106: 263-273.
Dan Zhang, Tingyan Gao, Pei Ma, Ying Luo and Pengcheng Su: 2008: Bioaccumulation of heavy metal in wild growing mushrooms from Liangshan Yi nationality autonomous prefecture, China. Wuhan University Journal of Natural Sciences, 13, 3: 267-272.
Fang Z., 2006: Heavy metals in mussels and associated sediments from the coastal sites along the Pearl River Delta, South China, Toxicological and Environmental Chemistry, 88, 1: 45-55.
Fang Z-q., Cheung R.Y.H. &  Wong M.H , 2003: Heavy metals in oysters, mussels and clams collected from coastal sites along the Pearl River Delta, South China, Journal of Environmental Sciences, 15, 1: 9-24.
Heinonen J., Kukkonen J.V.K., Holopainen I.J., 1999: The effects of parasites and temperature on the accumulation of xenobiotics in a freshwater clam. Ecological Applications, 9, 2: 475-481.
Hellwig Z., 1968; Zastosowanie metody taksonomicznej do typologicznego podziału krajów ze wzgledu na poziom ich rozwoju oraz zasoby i strukturę wykwalifikowanych kadr, Przegląd Statystyczny, z.4.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1989: Occurrence of molluscs in the littoral zone of the Zegrzyński Reservoir and in the pre-mouth and mouth zones of supplying rivers. Ekol. Pol., 37: 319-336.
Jurkiewicz-Karnkowska E., 1994: Mięczaki a metale ciężkie w środowiskach słodkowodnych i lądowych. Molluscs and heavy metals in freshwater and terrestrial environments. Wiadomości Ekologiczne, XL (3): 127-140.
Manly R., George W.O., 1977: The occurence of some heavy metals in populations of the freshwater mussel Anodonta anatina (L.) from the river Thames. Environ. Pollut., 14: 139-154.
Piechocki A., 1979: Fauna słodkowodna Polski. The fres-water fauna of Poland, z. 7. Mięczaki (Mollusca), Ślimaki (Gastropoda). PWN Warszawa.
Piechocki A., 1998: Mięczaki słodkowodne Polski. The fres-water Molluscs of Poland. Uniwersytet Łódzki, maszynopis.
Piechocki A., Dyduch-Falniowska A., 1993: Mięczaki. Małże. Molluscs. Bivalvia. PWN Warszawa.
Piotrowski S., 1997a: Zawartości metali ciężkich w wybranych elementach ekosystemu jeziora Dąbie (NW Polska). Content of heavy metals in selected elements of the Dąbie Lake ecosystem (NW Poland). Przegląd Geologiczny, 6: 619-621.
Piotrowski S., 1997b: Mięczaki jeziora Dąbie. [in:] Wykorzystanie badań malakologicznych w ekologii i ochronie środowiska. XIII Krajowe Seminarium Malakologiczne. Świnoujście: 9-21.
Piotrowski S., 1999: Analiza jakościowo-ilościowa mięczaków słodkowodnych z obszaru Roztoki Odrzańskiej i Domiąży (estuarium Odry). Quantitative and qualitative analysis o fresh – water molluscs from the territory of Roztoka Odrzańska and Domiąża (the Odra river estuary). Przegląd Geologiczny, 2: 168-170.
Piotrowski S., 2003a: Obecność polichlorowanych bifenyli (PCB) i pestycydów chloroorganicznych (OCP) w osadach dennych ujścia Odry. Presence of polychlorinated biphenyls (PCBs) and organochlorine pesticides in bottom sediments of the Odra River Estuary (NW Poland). Przegląd Geologiczny, 51(10): 835-840.
Piotrowski S., 2003b: Wpływ toksyczności metali ciężkich w osadach dennych estuarium Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego na organizmy bentoniczne. Heavy metal toxicity to benthic organisms in bottom sediments of River Odra Estuary and selected Western Pomeranian lakes. Zeszyty Naukowe Politechniki Śląskiej, Seria: Górnictwo, 256: 185-192.
Piotrowski S., 2003c: Heavy metals in water and bottom sediments of the Odra river estuary and selected lakes of west Pomerania (north-west Poland). Limnological Review, 3: 181-188.
Piotrowski S., 2003d: Tendency of changes in malacofauna of Dąbie Lake (Western Pomerania) in years 1954-2000. Limnological Review, 3: 189-196.
Piotrowski S., 2004: Geochemical Characteristic of Bottom Sediments in the Odra River estuary – Roztoka Odrzańska (north-west Poland). Geological Quaterly, 48 (1): 61-76.
Piotrowski S., 2006: Zależność koncentracji metali ciężkich i węgla organicznego w muszlach mięczaków słodkowodnych: Lymnaea peregra (Müller, 1774), Lymnaea stagnalis (L.) i Dreissena polymorpha (Pallas, 1771) od ich wielkości. Correlation of cenctentration of heavy metals and organic carbon in shells freshwater molluscs Lymnaea peregra (Müller, 1774), Lymnaea stagnalis (L.) and Dreissena polymorpha (Pallas, 1771) with their size. Przegl. Geol., 54, 6: 501-508.
Piotrowski S., 2007: Zawartość metali ciężkich (Cu,Zn,Pb,Co,Cd,Hg) w wybranych elementach
ekosystemu estuarium Odry. The contents of heavy metals (Cu,Zn,Pb,Co,Cd,Hg) accumulated in
selected components of the Odra River Estuary ecosystem. Przegl. Geol., 55, 6: 493-497.
Piotrowski S., 2009: Stopień akumulacji metali w tkankach miękkich mięczaków ujścia Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Gospodarka Wodna, 1/2009: 34-38.
Piotrowski S., 2010: Przydatność Viviparus viviparus (L.) jako organizmu wskaźnikowego odzwierciedlającego obecność metali ciężkich w wybranych elementach ekosystemu ujścia Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego. Gospodarka Wodna, 4/2010: 163-170.
Piotrowski S. & Łaba-Mydłowska E., 2003: The Geochemical Profile of Bottom Sediments in the Domiąża (Odra River Estuary, Northwest Poland). Oceanological and Hydrobiological Studies, XXXII (4): 79-115.
Pluta G., 1977: Wielowymiarowa analiza porównawcza w badaniach ekonomicznych,
PWE, Warszawa.
Tudor M J., Tudor M., David C., Teodorof L., Tudor D. & Ibram O., 2006: Heavy metals concentrations in aquatic environment and living organisms in the Danube delta, Romania. NATO Security through Science Series, Chemicals as Intentional and Accidental Global Environmental Threats: 435-442.
Weber E., 2005: Population size and structure of three mussel species (Bivalvia: Unionidae) in a northeastern German river with special regard to influences of environmental factors. Hydrobiologia, 537, 1-3: 169-183.

SPIS RYSUNKÓW
Rys. 1. Współczynniki biokoncentracji metali ciężkich w tkankach miękkich mięczaków w odniesieniu do ich koncentracji pierwiastków w wodzie powierzchniowej.
Rys. 2. Współczynniki biokoncentracji metali ciężkich w muszlach mięczaków w odniesieniu do koncentracji pierwiastków w wodzie powierzchniowej.
Rys. 3. Współczynniki biokoncentracji metali ciężkich w tkankach miękkich mięczaków w odniesieniu do koncentracji pierwiastków w osadach dennych.
Rys. 4. Współczynniki biokoncentracji metali ciężkich w muszlach mięczaków w odniesieniu do koncentracji pierwiastków w osadach dennych.
RYSUNKI NIEBAWEM ZOSTANA ZAMIESZCZONE NA BLOGU

Opublikowano Bez kategorii | 15 komentarzy

Koncentracje metali ciężkich (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) w muszlach mięczaków słodkowodnych z obszaru estuarium Odry i wybranych jezior Pomorza Zachodniego

KONCENTRACJE METALI CIĘŻKICH (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) W MUSZLACH MIĘCZAKÓW SŁODKOWODNYCH Z OBSZARU ESTUARIUM ODRY I WYBRANYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO
THE CONCENTRATIONS OF HEAVY METALS (Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) IN SHELLS OF FRESHWATER MOLLUSCS FROM THE ODRA RIVER ESTUARY AND THE SELECTED LAKES OF WESTERN POMERANIA

Dr Stanisław Piotrowski

Wstęp
Zagadnienie obecności metali ciężkich i czynników wpływających na ich koncentracje w muszlach jest stosunkowo mało poznane. Obserwuje się od kilkudziesięciu do kilkuset razy niższe koncentracje metali w muszlach, niż w tkankach miękkich. Ponadto muszle mogą odgrywać w ekosystemach swoiste czasowe „więzienie” metali ciężkich, a więc przyczyniać się do ich czasowej eliminacji z geochemicznego obiegu (Bertine & Goldberg 1972). Podobne relacje, ale tylko w odniesieniu do Pb obserwowali Bolognani-Fantin et al. (1982). Z kolei Imlay (1982) obserwował zupełnie odwrotne relacje – wysokie koncentracje metali w muszlach Unionidae w relacji do tkanek miękkich: dla Pb – koncentracje 450 razy wyższe; dla Cd – koncentracje 100 razy wyższe; dla Cu – koncentracje 6 razy wyższe. Wartości rzędu od kilku do kilkuset μg/g s.m. (=ppm) i czasami porównywalne z poziomem metali w tkankach miękkich, choć z reguły niższe o rząd wielkości, obserwowali Bias & Karbe (1985) oraz Jurkiewicz-Karnkowska (1989a, b).
Największa ilość metali ciężkich ulega sorpcji na powierzchni muszli, ale połączenie to ma charakter bardzo labilny (Bias & Karbe op. cit.). Część metali jest prawdopodobnie wbudowana w sposób bardziej trwały i właśnie ta część mogłaby służyć do bioindykacji skażeń środowiska zarówno obecnie, jak i w przeszłości (Imlay op. cit.). W muszlach stosunkowo silnie akumulowane są zwłaszcza Pb i Cd oraz w mniejszym stopniu Cu, Co, Mn, Sr (Babukutty & Chacko 1992). Niektóre metale ciężkie mogą być dość mocno związane w muszli, lub cząsteczkach fosforanowych obecnych w tkankach miękkich, co może powodować czasową ich niedostępność biologiczną w środowisku (Nott & Nicolaidou 1993). W przypadku mięczaków o dużych muszlach i o ich możliwym określeniu wieku można prowadzić badania odnośnie stanu środowiska obecnie jak i w przeszłości. W tym konkretnym przypadku Imlay (op. cit.) wskazał na możliwość użycia muszli Unionidae. Obserwacje tempa wzrostu oraz linii przyrostowych na muszlach umożliwiają analizę nieletalnych skutków zanieczyszczeń, które wywołują w tych małżach stres, a ten z kolei powoduje powstanie dodatkowych pierścieni. Jest dowiedzione, dla znaczącego przedziału czasu, że obecność metali ciężkich może powodować poważne zaburzenia w wewnętrznej strukturze muszli mięczaków, które mogą być dostrzegane na podstawie badań morfologicznych lub biochemicznych. Jakkolwiek, ścisłe odwzorowanie takich zachowań i ogólne skutki tych elementów chemicznych (metali ciężkich) na morfologię muszli i ich ultrastrukturę nie są w pełni rozumiane i rozpoznane (Moura et al. 2000). W swoich badaniach Jurkiewicz-Karnkowska & Królak (1996) zwracają uwagę na znaczny udział muszli w akumulacji metali ciężkich, zwłaszcza Cd, Fe i Mn. Podobne sugestie zawarte są też i w innych pracach (Jurkiewicz-Karnkowska 1989a i b; Pitts & Wallace 1994; Doherty et al. 1993; Newman et al. 1994).
Analizy płynów mięczaków są rzadko spotykane, ponieważ ich mała objętość stwarza trudności analityczne. Ale z ich analizy, kiedy mamy wystarczającą ich objętość, wynika, że małże mogą akumulować metale w tzw. swoich częściach zewnętrznych (na zewnątrz od tkanek miękkich) podczas powstawania muszli (Lingard et al. 1992). Różnice w pierwiastkowym składzie muszli różnych gatunków jest odmienna i zależy od: (a) odmiennych, mineralogicznych właściwości muszli (Dodd 1965); (b) zmienności w zasoleniu, temperaturze i oddziaływaniu każdego środowiska (Pilkey & Hower 1960); (c) środowiskowych koncentracji pierwiastków przyłączanych do minerału, przez izomorficzne podstawienie (Auerheimer et al. 1984).
Koncentracje metali ciężkich w muszlach, jak i w tkankach miękkich Dreissena polymorpha (racicznica zmienna) są zależne od miejsc i sezonu pobrania próbek (Wiesner et al. 2001). Nie stwierdza się natomiast zależności koncentracji metali od wielkości muszli racicznicy zmiennej, z wyjątkiem stężeń Pb, którego jest znacznie więcej w małżach o wielkości powyżej 3,5 cm, niż w muszlach poniżej 1,9 cm długości (Wiesner et al., op. cit.). Z tym ostatnim sformułowaniem trudno się jednak zgodzić (Piotrowski 2006).
Chociaż bioakumulacja metali w muszlach może uzyskiwać konkretny wymiar, jak np. zawartości Cu i Zn w muszlach Unionidae to zastosowanie muszli jako elementu bioindykatora jest nadal dyskutowane (Eldera & Collins 1991).
Celem poniższych badań było stwierdzenie: (a) stopnia akumulacji Cu, Zn, Pb, Co, Cd i Hg w muszlach analizowanych gatunków; (b) istotności zmian międzygatunkowych w koncentracjach metali ciężkich; (c) zmian międzyśrodowiskowych stężeń metali w zależności od miejsca pobrania próbek.
Obszar badań
Estuarium Odry stanowią: rozgałęziony układ cieków Dolnej Odry, jezioro Dąbie, Roztoka Odrzańska, Zalew Szczeciński, cieśniny Piany, Świny i Dziwny oraz część Zatoki Pomorskiej. Granice tego obszaru, górna odlądowa i dolna morska, są zmienne a ich położenie zależy od wielu czynników. Estuarium Odry cechuje się skomplikowanym układem hydrologicznym, o którego złożoności decyduje przede wszystkim (Jasińska, 1991):
Estuariowy charakter ujścia, tj istnienie wymiany wód pomiędzy morzem i obszarem śródlądowym,
Wyjątkowo skomplikowany układ rzek i kanałów na odcinku Widuchowa-Trzebież,
Duża retencyjność obszaru wynikająca zarówno z istnienia zbiorników wód powierzchniowych (Zalew Szczeciński, Jezioro Dąbie), jak i ze struktury geologicznej obszarów przyległych,
Znaczna dynamika zmian wielkości hydrologicznych, głównie stanów wody, wynikająca ze zmienności poziomu wody i dużej podatności systemu na te zmiany oraz wpływ warunków anemobarycznych, głównie wiatrów.
W Widuchowej Odra rozgałęzia się na Odrę Wschodnią (Regalicę) i Odrę Zachodnią, pomiędzy którymi, aż po Szczecin, rozciąga się obszar Międzyodrza, przez który przebiega szereg bardziej lub mniej drożnych kanałów. Po minięciu Międzyodrza Odra Wschodnia wpływa do jeziora Dąbie, po przepłynięciu którego ponownie łączy się z Odrą Zachodnią i dalej, już jako Domiąża, wpływa do Roztoki Odrzańskiej i Zalewu Szczecińskiego (Piotrowski & Stolarczuk, 1999). Poprzez trzy cieśniny łączące Morze Bałtyckie z Zalewem Szczecińskim Odra wpływa do Bałtyku (Buchholz, 1993). Zjawisko tzw. cofki wód Odry i przydennych wlewów zasolonej wody morskiej sięga przeciętnie na odległość 100 km od brzegu morza, ale maksymalnie zaznacza się 160 km od brzegu morza (Buchholz, 1989; Jasińska, 1991). Naturalny układ hydrologiczny tego obszaru został mocno zmieniony (począwszy od drugiej połowy XIX wieku) w wyniku szeroko zakrojonych prac w porcie szczecińskim i budową toru wodnego Szczecin-Świnoujście. W związku z tym głębokości Odry Zachodniej poniżej Szczecina są stale utrzymywane na poziomie 10-12 metrów (Piotrowski & Stolarczuk op.cit.).
Do badań porównawczych wytypowano pięć najczystszych jezior leżących w poblizu estuarium Odry: jezioro Ostrów – dorzecze Rurzycy, jezioro Kiełbicze i jezioro Wełtyńskie – dorzecze Odry, jezioro Binowo i jezioro Miedwie – dorzecze Płoni. Wody tych jezior należą do wód II klasy czystości.
Metoda badań
Materiał do badań laboratoryjnych został pobrany w latach 1999 i 2000 z następujących rejonów estuarium Odry: Międzyodrze, Jezioro Dąbie, Domiąża, Roztoka Odrzańska i Zalew Szczeciński. Dla celów porównawczych pobrano też próbki z jezior: Ostrów, Kiełbicze, Wełtyńskie, Binowo i Miedwie (Rys. 1).
Pobór próbek mięczaków – na każdym stanowisku pobierano próbki mięczaków przy pomocy dragi. Natychmiast po pobraniu mięczaki przechowywano 24 godziny w przefiltrowanej wodzie z miejsca ich pobrania. Przez cały czas woda była natleniana. Celem tego procesu było oczyszczenie i całkowite wydalenie zawartości jelita, które może zawierać strawione i nie strawione pożywienie, a także oczyszczenie powierzchni muszli z epifauny i przylegającego osadu.
Stanowiska badawcze były lokalizowane za pomocą systemu nawigacji satelitarnej GPS firmy Trimble Navigation.
Przygotowanie próbek mięczaków do analiz chemicznych – po oczyszczeniu muszli, dla każdego stanowiska dokonano pomiarów długości (małże) i wysokości (ślimaki) muszli. Następnie próbki gotowano w celu oddzielenia tkanek miękkich od muszli. Tak otrzymany materiał przemywano wodą destylowaną, a następnie suszono do stałej masy w temperaturze 55-60oC. Po wysuszeniu próbki mielono w młynku agatowym. Jako próbkę z danego stanowiska rozumie się wszystkie żywe osobniki badanego ślimaka, czy małża, jakie na danym stanowisku zostały pobrane.
Wszystkie analizy koncentracji metali ciężkich w muszlach mięczaków zostały wykonane w Centrum Badań Jakości Sp. z o.o. KGHM Polska Miedź S.A. Oznaczenia Cu, Zn, Pb, Co i Cd dokonano techniką ICP-AES na spektrometrze plazmowym typu Liberty. Rtęć oznaczono za pomocą generatora wodorków (metoda zimnych par) techniką CV-AES.
Opracowanie wyników badań dokonano za pomocą programu Microsoft Excel oraz przeprowadzono analizę skupień (metoda pojedynczego wiązania i odległości euklidesowe) oraz i analizę głównych składowych (PCA) przy zastosowaniu programu STATISTICA (wersja 5). Wielowymiarowe skalowanie (MDS) przeprowadzono przy zastosowaniu programu PRIMER (wersja 5) opracowanego przez Plymouth Marine Laboratory, UK.
Statystyczne postępowanie, którego celem było stwierdzenie istotnych zależności pomiędzy badanymi gatunkami mięczaków a obecnością w nich metali ciężkich zostało przeprowadzone na przykładzie średnich koncentracji metali ciężkich (Cu, Zn, Pb, Co, Cd i Hg) w muszlach a przynależnością gatunkową analizowanych mięczaków. Algorytm postępowania w w/w analizie statystycznej obejmował następujące etapy:
1. Zdefiniowanie macierzy danych.
2.Wybór miary podobieństwa.
3.Obliczenie elementów macierzy odległości taksonomicznych między gatunkami mięczaków.
4.Aglomeracja skupień (wg wybranej zasady wiązania) aż do uzyskania dendrogramu.
5.Analiza i weryfikacja dendrogramu.
1. Jako macierz danych przyjęto średnią zawartość poszczególnych metali ciężkich w muszlach badanych gatunków mięczaków z uwzględnieniem gatunków dla których wykonano tylko analizę geochemiczną jednej próbki. Takie, pojedyncze serie pomiarowe, w macierzy danych są przyjmowane i na równi traktowane z innymi danymi (średnimi zawartościami metali.
2. Jako taksonomiczną miarę podobieństwa wybrano odległość euklidesową:

gdzie: xij to wartość j-tej cechy dla i-tego obiektu, xkj – wartość j-tej cechy dla k-tego obiektu, dik – odległość pomiędzy i-tym i k-tym obiektem (i, k=1,2,…,m; j=1,2,…,p).
3. Macierz odległości taksonomicznych między badanymi gatunkami mięczaków została utworzona na podstawie w/w odległości euklidesowych.
4. Aglomeracja skupień została dokonana w oparciu o metodę najmniejszej wariancji, tak zwana metoda Warda.
Do ostatecznej weryfikacji przynależności gatunków do odpowiednich skupień (vide dendrogram) wykorzystano metodę zaproponowana przez Hellwiga (Hellwig, 1968), według której dwa podzbiory zbioru będziemy uważać za istotnie różne, jeśli najkrótsza odległość między parą punków należących do dwóch podzbiorów jest większa niż pewna wartość krytyczna (Wk). Wartość tę oszacowano w następujący sposób:
znaleźć wartość minimalną dla każdego wiersza w macierzy odległości,
dla nowo powstałej zmiennej obliczyć: średnią arytmetyczną i odchylenie standardowe,
obliczyć wartość krytyczna (Pluta 1977).
Obliczona wartość krytyczna, Wk (tu Wk = 16,11), jest traktowana, jako wyznacznik wydzielenia ilości skupień.
5. Oprócz analizy wielozmiennej istotna jest także analiza struktury każdego z wydzielonych skupień. Pozwala ona uzyskać informacje jakie cechy (tu jakie metale ciężkie) zadecydowały o utworzeniu poszczególnych skupień. Badanie to przeprowadzono w oparciu o metodę średnich arytmetycznych (wg Runie – vide Pluta 1977; Hellwig 1968).
Wskaźnikiem struktury każdego skupienia są ilorazy xn/x; gdzie xn – średnia arytmetyczna danej cechy dla wyróżnionej klasy, x – średnia arytmetyczna danej cechy. Wartości ilorazów większe od jedności świadczą o dominacji określonego metalu w skupieniu.
Wyniki badań
Pod względem koncentracji metali ciężkich w muszlach badanych gatunków mięczaków słodkowodnych mamy do czynienia z następującym szeregiem metali: Zn

Opublikowano Bez kategorii | 23 komentarzy

AGATY ENEJ W LWÓWKU ŚL.

AGATY (i nie tylko bo też ENEJ) w LWÓWKU

Choć tam nie mieszkam to jednak z przyjemnością zapraszam wszystkich miłośników minerałów do Lwówka Śląskiego, gdzie w dniach 11-14 lipiec br. odbędzie się kolejne Lwóweckie Lato Agatowe i to już po raz 16-ty. Z tej okazji PKP uruchomiło dodatkowe połączenia. Wystarczy wejść na stronę Lwówka Śląskiego by poznać szczegóły i program imprezy.

Dr Stanisław Piotrowski

Opublikowano minerały | Skomentuj

MINERAŁY OKOLIC KAMIENNEJ GÓRY

MINERAŁY OKOLIC KAMIENNEJ GÓRY

MINERAŁY występujące w okolicy Kamiennej Góry:
• Ankeryt – najprawdopodobniej może być obecny w melafirach,
• Amfibole – hornblenda – w melafirach obecne są kryształy o wielkości 20-30 mm,
• Ankeryt – występuje w geodach melafirów,
• Dolomit – bez bliższych danych,
• Goethyt – znany z melafirów,
• Kalcyt – w melafirach obecne są kryształy o średnicy do 4 cm,
• Kaolinit – jego wystąpienia znane są z melafirów,
• Kwarc – melafiry, góra Bukowina,
• Ametyst – j.w.,
• Chalcedon – j.w.,
• Jaspis – w piaskowcach obecne są otoczaki tego minerału,
• Opal – melafir, góra Bukowina,
• Limonit – j.w.,
• Malachit – bez bliższych danych,
• Seladonit – melafiry, góra Bukowina,
• Skalenie – albit – występuje w trachitach, np. na górze Pustelnia,
• Syderyt – bez bliższych danych,
• Wad (porowata odmiana tlenkowych i wodorotlenkowych minerałów Mn) – melafiry, góra Bukowina,
• Zeolity – stilbit – w melafirach występują kryształy o rozmiarach do 5 mm,

Pod względem systematycznym 19 wymienionych minerałów reprezentuje następujące gromady:
 Tlenki i wodorotlenki – 3 minerały,
 Węglany – 6 minerałów,
 Krzemiany i glinokrzemiany – 10 minerałów.
Na uwagę zasługuje fakt, iż w porównaniu np. do melafirów Gór Kaczawskich w tutejszych skałach nie występują tak typowe agaty.
REASUMUJĄC: większość minerałów okolic Kamiennej Góry występuje w melafirach. Na pewno warto spenetrować obszar góry Bukowina, łatwej do odnalezienia np. na mapach turystycznych. Informacje o rozprzestrzenieniu tych skał można znaleźć na szczegółowej mapie Sudetów w skali 1:25 000 z którą można zapoznać się np. w Państwowym Instytucie Geologicznym Oddział Dolnośląski we Wrocławiu lub Instytucie Nauk Geologicznych Uniwersytetu Wrocławskiego.
OBJAŚNIENIA:
MELAFIRY: są skałami z grupy bazaltów charakteryzującymi się teksturami migdałowcowi (pęcherzykowymi). Są zwykle starsze od typowych bazaltów i pochodzą z ery paleozoicznej. Mają jaśniejsze barwy niż typowe bazalty i nieco zmieniony wtórnie skład mineralny. W owych migdałach poszukiwać należy wymienionych minerałów.
GEODA: kuliste lub owalne skupienie minerałów w miejscu istniejącej poprzednio pustki skalnej. Geoda ma zwykle budowę koncentryczną, w środku często zachowuje wolna przestrzeń nie zapełniona minerałami. Ściany geody pokryte są najczęściej szczotką krystaliczną różnych minerałów.
TRACHITY: są wylwnymi odpowiednikami sjenitów. Najczęściej mają jasnoszarą barwę, wyraźną strukturę porfirową i teksturę masywną, bezładną lub fluidalną.

LITERATURA:
J. Lis, H. Sylwestrzak. Minerały Dolnego Śląska. Wyd. Geologiczne, Warszawa 1986.

Opublikowano minerały | 20 komentarzy

MINERAŁY RADZIMOWIC

785efaf908MINERAŁY RADZIMOWIC
Stanisław Piotrowski
Pod względem budowy geologicznej Radzimowice k/Mysłowa (Stara Góra, niem. Altenberg) leżą na obszarze metamorfiku kaczawskiego. Okolice zbudowane są z łupków serycytowo-kwarcowych, albitowo-kwarcowych, zieleńców oraz wapieni krystalicznych. Od nazwy wsi występujące w Górach Kaczawskich łupki nazywane są „radzimowickimi”. Skały metamorficzne wieku staropaleozoicznego (kambr-ordowik) przecięte są karbońskimi ryolitami (porfirami). Kontakt ryolitów oraz skał metamorficznych poprzecinany jest żyłami polimetalicznymi, zawierającymi głównie miedź, srebro, ołów, arsen i in.
Na terenie objętym przez szczyt Żeleźniaka występują następujące minerały:
1. Aikinit.
2. Akantyt.
3. Ałun potasowy.
4. Amfibole – hornblenda.
5. Amfibole – glaukofan.
6. Ankeryt.
7. Antymonit.
8. Apatyt.
9. Arsenopiryt.
10. Baryt.
11. Bizmut rodzimy.
12. Bornit.
13. Boulangeryt.
14. Burnonit.
15. Cerusyt.
16. Chalkopiryt.
17. Chalkozyn.
18. Dickit.
19. Dolomit.
20. Epidot.
21. Allanie.
22. Fluoryt.
23. Friebergit.
24. Galena.
25. Grafit.
26. Hematyt.
27. Jamestonit.
28. Kalcyt.
29. Kaolinit.
30. Kobaltyn.
31. Kowelin.
32. Kubanit.
33. Kupryt.
34. Kwarc.
35. Chalcedon.
36. Opal.
37. Limonit.
38. Linneit.
39. Magnetyt.
40. Malachit.
41. Markasyt.
42. Miedź rodzima.
43. Muskowit.
44. Biotyt.
45. Pirotyn.
46. Piryt.
47. Pitticyt.
48. Rutyl.
49. Serpentyn.
50. Sfaleryt.
51. Skalenie – ortoklaz.
52. Skalenie – albit.
53. Skalenie oligoklaz.
54. Skalenie – andezyn.
55. Skalenie – labrador.
56. Stanin.
57. Syderyt.
58. Tetraedryt.
59. Valleriit.
60. Wurcyt.
61. Złoto (ale nie rodzime, średnio w rudach występuje 5-8 g Au/t, a w pojedynczych próbkach nawet do 30 g Au/t).
Bogaty zespół kruszców tworzą głównie: arsenopiryt, piryt, sfaleryt, galena, tetraedryt, chalkopiryt, burnonit, boulangeryt, jamestonit, markasyt, pirotyn, kobaltyn.

Opublikowano Geologia, minerały | 29 komentarzy