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 –

Ten wpis został opublikowany w kategorii Bez kategorii. Dodaj zakładkę do bezpośredniego odnośnika.

Dodaj komentarz