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
Zn - od 3,6 ppm (Planorbarius corneus) do 69,4 ppm (Theodoxus fluviatilis).
Pb – od 0,1 ppm (Lymnaea auricularia) do 3,6 ppm (Theodoxus fluviatilis).
Co – od 0,01 ppm (Lymnaea auricularia) do 0,7 ppm (Viviparus viviparus).
Cd – od 0,01 ppm (Planorbarius corneus) do 0,6 ppm (Theodoxus fluviatilis).
Hg - od 0,01 ppm (Anodonta anatina, A. cygnea, Unio pictorum) do 0,06 ppm (Viviparus contectus).
Tak więc średnie wartości minimalne koncentracji metali w muszlach stwierdza się u 6 gatunków mięczaków: Anodonta anatina, A. cygnea, Unio pictorum, Sphaerium rivicola, Planorbarius corneus, Lymnaea auricularia. Z kolei średnie wartości maksymalne koncentracji metali obecne są u 3 gatunków: Viviparus contectus, V. viviparus, Theodoxus fluviatilis (Rys. 2). Minimalne koncentracje metali występują w następujących przypadkach:
Cu – Dreissena polymorpha.
Zn – Pseudoanodonta complanata.
Pb – Dreissena polymorpha, Lymnaea auricularia.
Co – Dreissena polymorpha, Anodonta anatina, Unio tumidus.
Cd - Dreissena polymorpha.
Hg – Dreissena polymorpha.
Natomiast maksymalne koncentracje metali w muszlach obecne są u następujących gatunków:
Cu – Viviparus viviparus.
Zn – Viviparus contectus.
Pb – Sphaerium rivicola.
Co – Dreissena polymorpha.
Cd – Dreissena polymorpha.
Hg – Dreissena polymorpha.
Wartość przedziału 75% koncentracji metali ciężkich w muszlach kształtuje się następująco:
Cu – dla 14 z 16 badanych gatunków nie jest przekroczona wartość 7 ppm, z wyjątkiem Viviparus viviparus (poziom zbliża się do wartości 14 ppm) i V. contectus (poziom ten nieznacznie przekracza 20 ppm).
Zn – dla 9 gatunków nie jest przekroczona wartość 29 ppm, z wyjątkiem Viviparus viviparus (powyżej 60 ppm), V. contectus (70 ppm) oraz Lymnaea auricularia, Unio casus, Theodoxus fluviatilis (serie jednopomiarowe), gdzie wartości granicy 75% mieszczą się w zakresie 30 – 70 ppm.
Pb – dla 14 gatunków nie jest przekroczony poziom 3,5 ppm, z wyjątkiem Sphaerium rivicola (5,5 ppm), Theodoxus fluviatilis (nieznacznie jest przekroczona wartość 3,5 – seria jednopomiarowa.
Co – dla 13 gatunków nie jest przekroczony poziom 0,5 ppm, z wyjątkiem Viviparus viviparus (0,8 ppm), V. contectus (0,8 ppm) oraz Lithoglyphus naticoides (0,6 ppm).
Cd – dla 14 gatunków granica poziomu 75% nie przekracza wartości 0,2 ppm, z wyjątkiem Lymnaea stagnalis (0,37 ppm) oraz Theodoxus fluviatilis (0,6 ppm – seria jednopomiarowa).
Hg – dla 14 gatunków nie jest przekroczon6y poziom 0,05 ppm, z wyjątkiem Viviparus viviparus (0,07 ppm) i V. contectus (0,11 ppm).
W wyniku obliczeń aglomeracji skupień wyodrębniono sześć skupień (Rys 3)(w nawiasie metale, które decydują o wydzieleniu skupienia):
1- elementowe – Tf (Theodoxus fluviatilis)Cu, Zn, Pb, Cd),
1- elementowe – Vc (Viviparus contectus)(Cu, Co, Hg),
1- elementowe – Plc (Planorbarius corneus)(Cu, Zn),
2- elementowe – Ln i Ls (Lithoglyphus naticoides i Lymnaea stagnalis)(Cu, Zn, Pb),
3- elementowe – Uc, La i Vv (Unio crasuss, Lymnaea auricularia i Viviparus viviparus)(Cu, Zn),
8- elementowe – Sr, Ut, Ss, Ac, Up, Pc, Aa, Dp (Sphaerium rivicola, Unio tumidus, Sphaerium solidum, Anodonta cygnea, Unio pictorum, Pseudoanodonta complanata, Anodonta anatina i Dreissena polymorpha)(Cu, Zn, Pb).
Na załączonym dendrogramie widzimy wyraźnie graficzną ilustrację wytypowanych skupień. Tamże po lewej stronie grupują się głównie gatunki reprezentujące ślimaki. Do piątego z wydzielonych skupień należy również Unio crassus, przy czym należy pamiętać, że dla tego gatunku dysponowano zaledwie jedną analizą metali ciężkich w muszlach. Z kolei po prawej stronie zgrupowane są gatunki reprezentujące małże. Możemy więc z cała stanowczością stwierdzić, iż na podstawie analizy metali ciężkich (w tej pracy Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg) w muszlach mięczaków możemy stwierdzić, czy mamy do czynienia ze ślimakami czy też z małżami.
Na podstawie analizy danych zestawionych w tabeli 2 widzimy, że skupienia ślimaków zostały wydzielone na podstawie maksymalnych stężeń wszystkich analizowanych stężeń metali ciężkich. W grupie tej stężenia miedzi są najniższe. W przypadku Planorbarius corneus mamy najniższe stężenia Pb, Zn, Co i Cd. Z kolei małże cechują się najniższymi stężeniami rtęci.
Pozostaje nam odpowiedzieć na pytanie czy koncentracje analizowanych metali w muszlach mięczaków słodkowodnych uzależnione są od środowiska, w którym żyją. Na Rys. 4 zestawiono wyniki odnośnie koncentracji badanych metali ciężkich w muszlach Dreissena polymorpha (Rys. 5) a pochodzące z różnych środowisk obszaru badań (38 próbek). Wartość odwzorowania MDS równego 0,12 jest na tyle niska, że wskazuje na poprawność odwzorowania. Z lewej strony diagramu usytuowane jest stanowisko z czystego jeziora Ostrów. Posuwając się na prawo diagramu mama stanowiska z czystych jezior Wełtyńskiego, Miedwie i Binowo oraz dwa stanowiska z Zalewu Szczecińskiego. Następnie mamy grupę stanowisk obejmujących próbki pobrane z jeziora Kiełbicze i jeziora Dąbie oraz z Międzyodrza i Zalewu Szczecińskiego. Dalej usytuowane są próbki z Zalewu Szczecińskiego i Roztoki Odrzańskiej oraz z jednego stanowiska usytuowanego na Międzyodrzu. Na Rys. 6 zestawiono z kolei wyniki odnośnie koncentracji badanych metali ciężkich w muszlach Anodonta anatina (Rys.7) a pochodzące z różnych środowisk obszaru badań (12 próbek). Wartość odwzorowania MDS jest statystycznie istotna (stress 0,04). Z lewej strony diagramu położone jest stanowisko umiejscowione w Roztoce Odrzańskiej. W kierunku prawym diagramu najpierw grupują się nam stanowiska usytuowane w Jeziorze Dąbie a dalej stanowiska z Międzyodrza. Na tych dwóch diagramach wiarygodnie odzwierciedlają się informacje o zróżnicowanej obecności metali ciężkich w wodzie, a zwłaszcza w osadach dennych estuarium Odry i wybranych jezior (Piotrowski 2003a, b, 2004), która najprawdopodobniej odpowiada za zmienność analizowanych metali ciężkich w muszlach badanych gatunków.
Zakończenie
Z całkowitą pewnością badania tego typu należy kontynuować. Oczywiście z wyłączeniem gatunków objętych ochroną: Sphaerium solidum, S. rivicola, Unio crassus, Pseudoanodonta complanata i Anodonta cygnea (Rozporządzenie MŚ 2004). Badania geochemiczne zarówno muszli, jak i tkanek miękkich winny być rozszerzone zarówno na inne substancje toksyczne, takie jak wielopierścieniowe, polichlorowane bifenyle i pestycydy chloroorganiczne oraz na inne gatunki mięczaków słodkowodnych. Z uwagi na kumulacje w mięczakach substancji toksycznych gromadzonych przez szereg miesięcy czy lat otrzymujemy pełniejszy obraz stanu środowiska. Ponadto substancje te kumulują się w mięczakach w znacznie wyższych poziomach w porównaniu do stężeń tych elementów chemicznych w wodzie. Z punktu widzenia czystości środowisk wodnych zapewne ważnym jest fakt, iż muszle mięczaków stanowią „swoiste” więzienie metali ciężkich. Muszle ulegają powolnemu rozkładowi stąd związane w nich metale ciężkie ulegają eliminacji ze środowiska wodnego na długi czas. Całkowite zasoby 16 pierwiastków (Fe, Al., P, Sr, Mg, Mn, Cu, Ba, S, Co, Zn, F, Pb, Cr, Ag, Ni) w muszlach Dreissena polymorpha z 15 centymetrowej warstwy osadów dennych Jeziora Dąbie wynoszą od 46 do 84 ton w zależności od przyjętej wielkości zasobów muszli (Piotrowski 1992). Z kolei sumę Cu, Zn, Pb, Co, Cd, Hg w muszlach mięczaków zalegających w 15 centymetrowej warstwie osadów dennych Domiąży oszacowano na 70 kg, w muszlach z Roztoki Odrzańskiej na 490 kg, a z Jeziora Dąbie na 1100 kg (Piotrowski 2007). Wzorem innych krajów winniśmy włączyć mięczaki do biomonitoringu środowisk wodnych.
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.
Za pomoc w powstaniu artykułu autor dziękuję serdecznie Pani Agnieszce Paluch.
Literatura
Auernheimer C., Llavador F. & Pina J.A., 1984: Chemical minority element in bivalve shells. A natural model (Mar Menor, Spain). Archives des Sciences et Compte Rendu des Séances de la Société de Physique et d’Historie Naturelle de Genéve, 37: 317-331.
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.
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.
Bias R. & Karbe L., 1985: Bioaccumulation and partitioning of cadmium within the freshwater mussel Dreissena polymorpha Pallas. Int. Rev. Gesamten Hydrobiol., 70: 113-125.
Buchholz W., 1989: Wpływ wiatru na przepływy w ujściach rzek. Prace Inst. Morskiego, Nr 703: 1-172.
Buchholz W., 1993: Hydrografia i hydrologia dolnej Odry [In:] Stan środowiska miasta i rejonu Szczecina. Red. J. Jasnowska, STN, Szczecin: 45-48.
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.
Dodd J.R., 1965: Environmental control of strontium and magnesium in Mytilus. Geochimica et Cosmochimica Acta, 29: 385-398.
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.
Jasińska E., 1991: Dynamika słonych wód w estuariach polskich rzek. Prace IBW PAN, Nr 24: 1-206.
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., 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.
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. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 48: 179-184.
Moura G., Vilarinho L., Guedes R. & Machado J., 2000: The action of some heavy metals on the calcification process of Anodonta cygnea (Unionidae): nacre morphology and composition changes. Haliotis, 29: 43-53.
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.
Nott J. A. & Nicolaidou A. 1993: Bioreduction of zinc and manganese along molluscan
food chain. Comp. Biochem. Physiol., Ser. A, 104: 235-238.
Pilkey O.H. & Hower J., 1960: The effect of environment on the concentration of skeletal magnesium and strontium in Dendraster. Journal of Geology, 68: 233-247.
Piotrowski S., 1991: Zawartości chemicznych składników organicznych i nieorganicznych zawartych w muszlach populacji Dreissena polymorpha (Pall.) Jeziora Dąbie. Contents of organic and nonorganic components In shells of Dreissena polymorpha of the Dąbie Lake, North-Western Poland. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Szczecińskiego. Marine Sciences 1, Nr 86: 87-104.
Piotrowski S. & Stolarczuk A., 1999: Hydrografia i hydrologia jeziora Dąbie. Hydrography and Hydrology of the Dąbie Lake. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Szczecińskiego, Nr 272, Marine Scences, No 6: 39-55.
Piotrowski S., 2003a: 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., 2003b: 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: 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., vol. 54, nr 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. Prz. Geol., 55: 493-497.
Pitts 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.
Pluta G., 1977; Wielowymiarowa analiza porównawcza w badaniach
ekonomicznych, PWE, Warszawa.
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 28 września 2004 r. w sprawie gatunków dziko występujących zwierząt objętych ochroną.
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.
Spis rysunków
Rys. 1. Lokalizacja stanowisk badawczych
Rys. 2. Koncentracje metali ciężkich w muszlach badanych gatunków mięczaków słodkowodnych
Rys. 3. Dendrogram podobieństwa badanych gatunków mięczaków pod katem obecności w nich metali ciężkich; metoda Warda i odległości euklidesowe; linią przerywaną zaznaczono wartość krytyczną Wk=16,11
Rys. 4. Zestawienie wyników odnośnie koncentracji badanych metali ciężkich w muszlach Dreissena polymorpha a pochodzących z różnych środowisk: metoda MDS
Rys. 5. Muszle Dreissena polymorpha
Rys. 6. Zestawienie wyników odnośnie koncentracji badanych metali ciężkich w muszlach Anodonta anatina a pochodzących z różnych środowisk; metoda MDS
Rys 7. Muszle Anodonta anatina
Spis tabel
Tabela 1. Średnia zawartość poszczególnych metali ciężkich w muszlach badanych gatunków mięczaków; objaśnienia w tekście