sentinels organizmy, w których zachodzą takie zmiany, które pozwalają przewidzieć zagroŝenie dla Ŝycia i zdrowia człowieka Wśród licznych

Transkrypt

1

2 Wprowadzenie Aktywność człowieka związana z realizacją jego potrzeb Ŝyciowych niesie ze sobą nie tylko korzyści gospodarcze, ekonomiczne i społeczne. Jest takŝe przyczyną zwiększenia emisji do powietrza atmosferycznego szkodliwych substancji uznawanych za niebezpieczne dla organizmów Ŝywych, głównie z uwagi na ich toksyczność. Obecnie, obok powszechnie znanych zanieczyszczeń gazowych pochodzenia antropogenicznego takich jak SO 2, NO x, CO 2, CO, do groźnych substancji dostających się do powietrza zalicza się pył zawieszony o średnicy cząstek 10µm (PM 10) i 2,5µm (PM 2,5), głównie z powodu lokowania się na ich cząsteczkach metali cięŝkich (Bem i in. 2003, Kepel 1999, Wang i in. 2001). Ten respirabilny pył występuje głównie w obszarach zurbanizowanych. Według Dębskiego i in.(2002) udział emisji PM2,5 i PM10 w Polsce w 18% ma swoje główne źródło w transporcie drogowym. O szkodliwości drobnego pyłu zawieszonego dla człowieka donoszą badania wykonane na zlecenie Światowej Organizacji Zdrowia i Agencji Ochrony Środowiska USA, z których wynika, Ŝe wzrost jego stęŝenia w powietrzu wpływa na wzrost zachorowalności i śmiertelności ludzi (Cockery i in. 1992), głównie z powodu obecności w nich metali cięŝkich i wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych. Metale cięŝkie, to grupa pierwiastków wykazujących tendencje do oddawania elektronów o róŝnym stanie skupienia, masie właściwej od 4,5 g*cm -3 i właściwościach redukujących. Ich cechą charakterystyczną jest to, Ŝe są wśród 2

3 nich potrzebne organizmowi (Fe, Cu, Co Zn, Mn) oraz takie których funkcje w organizmie są nieznane, a jednocześnie zaliczane są do silnych toksyn (Cd, Pb, Hg, As). Toksyczność metali cięŝkich wynika z ich zdolności do tworzenia łatwo rozpuszczalnych związków silnie dysocjujących, co daje im moŝliwość szybkiego przenikania przez struktury błoniaste komórek oraz bioakumulacji. W warunkach miejskich źródłem ich pochodzenia są zanieczyszczenia komunalne i przemysłowe, a w ostatnich latach głównie komunikacyjne. Koniec lat 80-tych w Europie, a w Polsce po okresie transformacji nastąpiło przeniesienie cięŝaru transferu towarów na transport samochodowy. Rozwój motoryzacji pociągnął za sobą nasilenie się zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego związkami pochodzącymi ze spalania paliw ropopochodnych. Szczególnie ostro problem ten zaznacza się w aglomeracjach miejskich, gdzie niejednokrotnie obszary te nie są przystosowane do tak eksplozywnego rozwoju motoryzacji (wąskie ulice, brak wentylacji, brak parkingów itp.). W miastach zanieczyszczenie powietrza gazami i pyłem zawieszonym bada się przy uŝyciu specjalistycznej automatycznej lub półautomatycznej aparatury lub przy zastosowaniu procedur analitycznych. Takie tradycyjne podejście oparte na wykorzystaniu aparatury pomiarowej i analizy chemicznej próbek nie daje jednak informacji dotyczących oddziaływań zanieczyszczeń na organizmy Ŝywe. Dlatego teŝ, w ostatnich latach obserwuje się dynamiczny rozwój technik bioanalitycznych opartych na wykorzystywaniu organizmów Ŝywych jako biowskaźników. Obserwacje, analizy jakościowe i ilościowe organizmów w ich naturalnych warunkach siedliskowych pozwalają na określenie stanu środowiska przyrodniczego. Organizmy wykazujące cechy bioindykatorów w charakterystyczny dla siebie sposób reagują na zmiany w biotopie. Są to najczęściej organizmy o duŝej wraŝliwości na substancje toksyczne lub odwrotnie, tzn. wykazujące wysoki stopień tolerancji względem wprowadzanych do biotopu toksyn. Tolerancja 3

4 ta polega na zdolności bioindykatorów do kumulowania zanieczyszczeń w ilościach, które dla innych form Ŝycia stanowią wartości letalne ( De Wit 1983, Pockett Stosowane klasyfikacje biomonitorów pozwalają na grupowanie tych organizmów w trzech kategoriach. Pierwsza, dotyczy skali gatunków zaleŝnej od stopnia ich wraŝliwości na zanieczyszczenia środowiska (Grodziński, Yorks, 1981). Kategoria ta skupia gatunki organizmów saprobowych słuŝących do oceny zanieczyszczenia wód oraz 10-cio stopniowa skala porostowa wskazująca na wraŝliwość gatunków porostów na zanieczyszczenia powietrza dwutlenkiem siarki. Druga kategoria uwzględnia indykatory, w budowie których stwierdzono zmiany morfologiczne wynikające z oddziaływania zanieczyszczeń powietrza (lucerna Medicago sativa var. Du Puits, tytoń Nicotiana tabacum var. BelW 3, świerk Picea excelsa (L.) Karsten, jodła Abies alba Mill., sosna Pinus silvestris L. Zmiany te widoczne są najczęściej jako deformacje blaszek liściowych, zmiany długości i kształtu igieł. Trzecia kategoria biomonitorów to organizmy określane jako akumulatory (mszaki, poroŝa jeleniowatych), indykatory (porosty) i monitory zanieczyszczeń (Martin, Coughtrey, 1982). Klasyfikacja ta uwzględnia zdolność kumulowania toksyn, co pozwala na śledzenie postępujących lub cofających się niekorzystnych zmian w środowisku przyrodniczym. Klasyfikacja biomonitorów według O Briena (1993) przewiduje trzy grupy tych organizmów podając jednocześnie ich definicje. Kategoryzuje te organizmy na: indykatory organizmy, u których zmiany następujące w wyniku skaŝenia środowiska są dla nich charakterystyczne i niespotykane u innych monitory organizmy, u których zmiany pozwalają na przewidywanie zagroŝeń dla innych organizmów Ŝywych 4

5 sentinels organizmy, w których zachodzą takie zmiany, które pozwalają przewidzieć zagroŝenie dla Ŝycia i zdrowia człowieka Wśród licznych biomonitorów (mchy, lucerna, tytoń, świerk, jodła, ślimaki, biegaczowate) istotne miejsce zajmują porosty (grzyby lichenizujące). Stosuje się je do określenia wielkości zanieczyszczenia powietrza metalami cięŝkimi, tlenkami siarki, a w ostatnich latach takŝe wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi (WWA). Badania zanieczyszczenia powietrza z wykorzystaniem porostów jako biotestów prowadzono w wielu rejonach Europy: Dania (Wang 2001), Hiszpania (González, Pignata, 1997), Holandia (Sloof, 1995), Polska (Białońska 2005, Sawicka-Kapusta i in. 2005, Jóźwiak 2007, Jóźwiak, Jóźwiak 2009, Jóźwiak i in. 2010), Portugalia (Godinho 2004), Słowenia (Poličnik 2004), Włochy (Conti i in. 2004). Pierwsze informacje dotyczące wykorzystania porostów do kontroli zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego pochodzą z lat 50-tych i 60-tych XIX wieku. Były to prace Grindona -1859, Nylandera i Arnolda (za Bates 2004). Zwrócili oni uwagę na zanik porostów w obszarach o zwiększonym stopniu zanieczyszczenia powietrza związkami siarki. Jedna z kluczowych prac, wykazujących w sposób jednoznaczny zaleŝność pomiędzy wycofywaniem się porostów z ich naturalnych biotopów, a wzrostem emisji SO 2 do powietrza pochodzącego z produktów spalania paliw kopalnych jest Air Pollution and Lichens. Praca ta w sposób syntetyczny, w ujęciu czasowym (historycznym) wskazuje na stopniową emigrację (stopniowy zanik, stopniowe wycofywanie się) populacji epifitów nadrzewnych na obszarach uprzemysłowionych i zindustrializowanych. Stopniowe uboŝenie listy epifitów nadrzewnych w południowowschodniej Anglii na przestrzeni dwustu lat ( ), które następowało w wyniku napływu mas powietrza znad Londynu, zanieczyszczonych związkami siarki stwierdzają Forster, Cromble, Paulson i Thomson, Rose i Pentecost (za Bates 2004). 5

6 Zainteresowanie naukowców stopniem zanieczyszczenia powietrza i ich konsekwencjami w środowisku przypada na okres najbardziej dynamicznego rozwoju przemysłu w Europie Zachodniej. Czas ten, to wzmoŝona, niekontrolowana emisja gazów (SO 2, CO 2, NOx, CO, węglowodory) i pyłu do atmosfery, które stanowiły główny składnik zanieczyszczeń. Pierwsze mapy lichenoindykacyjne wykazujące zaleŝności między zasięgami występowania porostów a listą gatunków powstały w latach 30-tych ubiegłego stulecia. Wykonał je Haugsjå w 1930 roku dla Oslo (Haugsjå,1930 ). W tym samym okresie Sernander (za Bates 2004) zwrócił uwagę na całkowity zanik porostów wokół duŝych zakładów przemysłowych i centralnych części miast, nazywając te obszary pustynią porostową. 50 lat później Hawskwortha i Rose a (1976) wykorzystując zróŝnicowaną wraŝliwości porostów na stęŝenia SO 2 w powietrzu zaproponowali 10-cio stopniową skalę porostową. Przypisali oni określonym taksonom stopnie skali wynikające z tolerowanych przez nie stęŝeń SO 2 w powietrzu. WraŜliwość porostów na pyłowe i gazowe zanieczyszczenia powietrza wynika z ich specyficznego sposobu poboru i gospodarowania wodą. Są to bowiem organizmy ektohydryczne. Pobierają wodę całą powierzchnią plechy, a brak wodoodpornych osłon jest przyczyną duŝej ich wraŝliwości na substancje zanieczyszczające występujące w powietrzu. Porosty epifityczne słuŝą ocenie poziomu zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego od lat 90-tych XIX wieku. Wykorzystuje się te organizmy do bioindykacji w róŝnych regionach świata: Hollandii, Finlandii, Argentynie, USA, Niemczech, Włoszech, Polsce, Chile, Portugali, Słowenii, i Izraelu. Badania eksperymentalne dotyczące transplantacji porostów, tj. przenoszenia ich z obszarów o małym zanieczyszczeniu (puszcze, parki narodowe, obszary wiejskie zachowujące naturalny charakter krajobrazu) na tereny, gdzie porosty nie występują w naturalnych skupiskach (pustynie porostowe) lub ich populacja jest w sposób znaczny ograniczona ze względu na wpływy antropogeniczne 6

7 rozpoczęto w końcu XIX wieku. Badania polegały wówczas na obserwacji morfologicznej, makroskopowej i ubytków w plechach (Brodo 1961). Wraz z rozwojem metod analitycznych metoda transplantacji jest coraz częściej wykorzystywana do oceny zanieczyszczenia powietrza metalami cięŝkimi, SO 2 oraz WWA. Przenoszenie Ŝywych plech w tereny zanieczyszczone, ich ekspozycja na działanie zanieczyszczeń w wytypowanych punktach w zaleŝności od źródeł emisji i późniejsza analiza składu chemicznego plech pozwala na określenie stopnia skaŝenia powietrza z punktu widzenia ochrony zdrowia ludzi. W miastach, ze względu na duŝe skaŝenie powietrza metalami cięŝkimi, dwutlenkiem siarki, tlenkami azotu i WWA występowanie porostów jest bardzo ograniczone. Istnieje moŝliwość wykorzystania tych biowskaźników do oceny zanieczyszczenia powietrza metodą transplantacji badania stosowane. Polega ona na przenoszeniu Ŝywych plech porostów z terenu czystego w tereny silnie zanieczyszczone. Ekspozycja porostu na działanie zanieczyszczeń w wytypowanych, zaleŝnie od stopnia potencjalnego występowania źródeł emisji, punktach miasta i późniejsza analiza jego składu chemicznego, przy wykorzystaniu dotychczasowej wiedzy, pozwala na określenie stopnia skaŝenia powietrza z punktu widzenia ochrony zdrowia jego mieszkańców. Wykorzystanie wszystkich właściwości i cech porostów umoŝliwia równieŝ wytypowanie obszarów, regionów lub miejsc zagroŝonych skutkami rozwoju przemysłu i motoryzacji, albo wręcz wskazanie miejsc czystych środowiskowo na potrzeby odpoczynku, rehabilitacji i bioodnowy. Powszechnie stosowanym w lichenoindykacji porostem jest pustułka pęcherzykowata [Hypogymnia physodes (L.) Nyl.], która ze względu na szerokie rozpowszechnienie w Europie, stosunkowo duŝą odporność na zanieczyszczenia i dobre zdolności akumulacji jest bardzo dobrym naturalnym wskaźnikiem stopnia zanieczyszczenia środowiska. 7

8 METODYKA BADAŃ Badania przeprowadzono w roku Porost (Hypogymnia physodes) przywoŝono kaŝdorazowo z Puszczy Boreckiej (NE Polska), gdzie pozyskiwano go wraz z małymi gałązkami. Gałązki te przyczepiano do drzew w wytypowanych 15 punktach w mieście (ryc. 1). Były to miejsca: liniowo-obszarowe - osiedla: Świętokrzyskie, Ślichowice - skwery: Wesoła/Jana Pawła II - place: Plac Konstytucji 3 Maja, Plac Panny Marii, Plac Wolności skrzyŝowania: Grunwaldzka/Jagiellońska, Sandomierska/Szczecińska, Łódzka/Olszewskiego, Jesionowa/Warszawska/Świętokrzyska, Źródłowa/Solidarności/Sandomierska, Popiełuszki/Ściegiennego punktowe: Galeria Świętokrzyska: ul. Massalskiego, ul. Zagnańska/Łódzka (OBI), parking przy Hali Sportowej ul. Bocznej 8

9 Ryc. 1 Rozmieszczenie punktów pomiarowych w Kielcach Objaśnienia: 1. SkrzyŜowanie Warszawska/Jesionowa/Świętokrzyska, 2. SkrzyŜowanie Łódzka/Olszewskiego 3. SkrzyŜowanie Jagiellońska/Grunwaldzka 4. SkrzyŜowanie Źródłowa/Solidarności/Sandomierska 5. SkrzyŜowanie Sandomierska/Szczecińska 6. os.swietokrzyskie, 7. os.slichowice, 8. skwerwesoła/janapawła, 9. Pl. Konstytucji 3 Maja 10. Pl.Panny Marii, 11. Pl.Wolności, 12. Galeria Swiętokrzyska Massalskiego 13. ul. Zagnańska na wysokości OBI, 14. Hala sportowa ul.boczna, 15. skrzyŝowanie Popiełuszki/Ściegiennego Porosty wywieszane były na działanie zanieczyszczeń zawartych w powietrzu w trzech okresach. Pierwszy okres ekspozycji przypadał na r., drugi to: r. i trzeci: r.. Dla kaŝdej serii wykonywano próbę zerową. W zebranych porostach po ich przygotowaniu oznaczano: S, WWA oraz metale cięŝkie Pb, Zn, Cu, Cd, Cr. Analizy chemiczne wykonywano 9

10 w laboratorium Katedry Ochrony i Kształtowania Środowiska Uniwersytetu Humanistyczno-Przyrodniczego Jana Kochanowskiego w Kielcach. Uzyskane wyniki poddano analizie. WyraŜają one wartości netto, to jest wartość jaka powstała z róŝnicy między zawartością badanego parametru w plechach porostu poddanego ekspozycji po odjęciu wartości próby O. WYNIKI Na podstawie składu chemicznego plech porostu Hypogymnia physodes na zawartość metali cięŝkich WWA i siarki stwierdzono, Ŝe najwięcej w powietrzu w Kielcach w okresie od kwietnia do listopada 2009 roku było cynku (Zn), ołowiu (Pb) i miedzi (Cu), najmniej WWA i siarki (Ryc.2). Zn Cd Cu Pb Cr og. WWA S 11% 1% 2% 33% 30% 4% 19% Ryc. 2 Procentowy udział metali cięŝkich, WWA i siarki w plechach Hypogymnia physodes eksponowanych w Kielcach w roku 2010 Ze względu na fakt, Ŝe badania mogły obejmować jedynie półrocze ciepłe (miesiące kwiecień wrzesień) i dwa miesiące okresu zimnego, bardzo trudno dokonywać porównania. Jednocześnie dotychczasowe badania (Jóźwiak 2007, Jóźwiak, Jóźwiak 2009) wskazują, Ŝe najwyŝsze stęŝenia zanieczyszczeń WWA, metalami cięŝkimi i siarką występują w okresie zimnym. Jest to 10

11 związane z nakładającą się emisją do powietrza zanieczyszczeń komunikacyjnych z komunalno-bytowymi. Spośród obszarów wytypowanych do badań, w roku 2010, najbardziej zanieczyszczone były skrzyŝowania 41,96%, następne w kolejności były miejsca liniowo-obszarowe 30,43% i punktowe 27,61% (Ryc. 3) % Liniowo-obszarowe skrzyŝowania punktowe Ryc. 3 ObciąŜenie zanieczyszczeniami w wytypowanych do badania miejscach eksponowania porostów SkrzyŜowania Spośród wytypowanych do badań skrzyŝowań największe średnie stęŝenia badanych metali stwierdzono na skrzyŝowaniu Popiełuszki/Ściegiennego (22,81 mg*kg -1 s.m.). Jesionowa/Warszawska/Świętokrzyska (20,58 mg*kg -1 s.m.). Najmniejsze stęŝenie metali występowało na skrzyŝowaniu Łódzka/Olszewskiego (15,47 mg*kg -1 s.m.) i Jagiellońska/Grunwaldzka (16,13 mg*kg -1 s.m.) Ryc

12 25,00 20,00 mg*kg-1 s.m. 15,00 10,00 5,00 0,00 War.-Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Ryc. 4 StęŜenie metali cięŝkich [mg*kg -1 s.m.] w plechach porostu Hypogymnia physodes eksponowanych na skrzyŝowaniach WWA najwyŝsze było na skrzyŝowaniu Popiełuszki/Ściegiennego (0,903 mg*kg -1 s.m.). Na pozostałych badanych skrzyŝowaniach stęŝenie WWA było wyrównane (od 0,700 do 0,8870). Wyjątek stanowiło skrzyŝowanie Szczecińska/Sandomierska) na którym stwierdzono 0,59 mg*kg -1 WWA s.m. (Ryc. 5). 1,00 0,90 0,80 0,70 mg*kg-1 s.m. 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 War.-Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Ryc. 5 StęŜenie WWA w plechach porostu Hypogymnia physodes eksponowanych na skrzyŝowaniach Zanieczyszczenie siarką na skrzyŝowaniach jest niewielkie, mieści się w granicach od 1,607 mg*kg -1 s.m. do 2,100 mg*kg -1 s.m. (Ryc. 6). WyróŜnia się skrzyŝowanie Popiełuszki/Ściegiennego, na którym stwierdzono wyŝsze. stęŝenie siarki od 0,210 do 0,493 mg*kg -1 s.m. od notowanych na pozostałych skrzyŝowaniach. 12

13 2,5 2 mg*kg-1 s.m. 1,5 1 0,5 0 War.-Jes.- Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Ryc. 6 StęŜenie siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes eksponowanych na skrzyŝowaniach Analiza zanieczyszczeń powietrza WWA, siarką i metalami cięŝkimi na skrzyŝowaniach wskazuje, ze największe obciąŝenie zanieczyszczeniami występuje na skrzyŝowaniu Popiełuszki/Ściegiennego, następne w kolejności to: sk. Warszawska/Jesionowa/Świętokrzyska, Źródłowa/Solidarności/Sandomierska, Sandomierska/Szczecińska i Olszewskiego/Łódzka. Osiedla Kolejnym obszarem wyznaczonym do badań były osiedla. W roku sprawozdawczym wytypowano tylko dwa osiedla, tj. oś Świętokrzyskie i oś. Ślichowice. Wielkość stęŝenia siarki w porostach eksponowanych była wyrównana, mimo znacznej odległości między badanymi osiedlami i wynosiła od 1,343 mg*kg -1 s.m.(oś. Ślichowice) do 1,533 mg*kg -1 s.m. (oś. Świętokrzyskie). WWA mieściło się w granicach 0,630 0,6901,533 mg*kg -1 s.m. Średnie stęŝenie metali cięŝkich na osiedlach wynosiło od 12,20 mg*kg -1 13

14 s.m. do 16,19 mg*kg -1 s.m. (Ryc. 7). II III IV 1,600 1,400 1,200 1,000 mg*kg-1 0,800 0,600 0,400 0,200 0,000 WWA S WWA S oś. Sw. oś. Ślich Ryc. 7 StęŜenie WWA i siarki w plechach porostów eksponowanych na osiedlach Wśród metali dominował ołów i cynk, którego najwyŝsze stęŝenia występowały na oś. Świętokrzyskim (Ryc. 8) oś. Świet. oś. Ślich. 40,0 35,0 30,0 25,0 mg*kg-1 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 Zn Cd Cu Pb Cr og. Ryc. 8 StęŜenie metali cięŝkich [mg*kg -1 s.m.] w plechach porostu Hypogymnia physodes eksponowanych na osiedlach Skwer i place Skwer i place przyjęte do badań zlokalizowane są w centrum miasta. Największe obciąŝenie siarką mieściły się w granicach od 1,076 mg*kg -1 s.m. do 1,6 mg*kg -1 s.m.. Obszarem o najwyŝszych stęŝeniach był Plac Wolności. 14

15 StęŜenie WWA osiągało wartości od 0,163 do 0,613. NajwyŜsze stęŝenia WWA stwierdzono na skwerze przy ul. Wesoła i Jana Pawła II (Ryc. 9). II III IV 2,0 1,8 1,6 1,4 mg*kg-1 s.m. 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 WWA S WWA S WWA S WWA S Wes/JP II Pl. Konst. Pl. P. Marii Pl. Woln. Ryc. 9 StęŜenie WWA i siarki w plechach porostów eksponowanych na skwerze i placach StęŜenie metali cięŝkich w centrum Kielc, na skwerze i placach, były reprezentowane głównie przez cynk, ołów i miedź (Ryc. 10). II III IV 35,0 30,0 mg*kg-1 s.m. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 Zn Cd Cu Pb Cr Zn Cd Cu Pb Cr skw er place Ryc. 10 StęŜenie metali cięŝkich w porostach eksponowanych na skwerze i placach Emisje punktowe Wielkość stęŝenia WWA, siarki i metali cięŝkich tzw. emisji punktowej mierzono w trzech punktach. NajwyŜsze stęŝenia WWA stwierdzono przy Galerii Świętokrzyskiej (0,650 mg*kg -1 s.m.), natomiast siarki na ul. 15

16 Zagnańskiej na wysokości OBI (1,773 mg*kg -1 s.m.). Metale cięŝkie o najwyŝszych stęŝeniach to cynk (21,947 mg*kg -1 s.m.) i ołów (16,720 mg*kg -1 s.m.). Okresem o najwyŝszych stęŝeniach metali był II kwartał (Ryc. 11). 25,0 20,0 mg*kg-1 s.m. 15,0 10,0 5,0 0,0 Zn Cd Cu Pb Cr Ryc. 11 StęŜenie metali cięŝkich w obszarach emisji punktowej Analiza badanych zanieczyszczeń WWA WWA są grupą związków organicznych o skondensowanych pierścieniach aromatycznych w liczbie od dwóch do kilkunastu w jednej cząsteczce. W literaturze anglojęzycznej znane są jako PAH (policyclic aromatic hydrocarbons) lub POM (policyclic organic matter). WWA są trwałe i odporne chemicznie. Ze względu na niepolarny charakter słabo rozpuszczają się w wodzie. Ich rozpuszczalność wzrasta w obecności substancji organicznych, dobrze rozpuszczają się w cykloheksanie (Braszyńska i wsp. 1981, Brzeźnicki i wsp. 1997). Wykazują duŝe powinowactwo do powierzchni ciał stałych, dlatego w środowisku występują głównie w postaci zaadsorbowanej. W powietrzu występują w postaci par i aerozoli zalegających na cząsteczkach pyłu. Źródłem ich są emisje pochodzące z niecałkowitego spalania związków organicznych zawartych w smole pogazowej, smole węglowej, asfaltach, ścierającej się na skutek hamowania gumie opon samochodowych, spalania benzyny i oleju napędowego w silnikach 16

17 samochodowych. WaŜnym źródłem ich pochodzenia są takŝe elektrociepłownie, spalarnie odpadów komunalnych. 84,6% ogólnej emisji trwałych zanieczyszczeń organicznych pochodzi z sektora komunalno-bytowego, 13,7% z niektórych działów przemysłu farbiarskiego, tworzyw sztucznych, produkcji środków ochrony roślin oraz 0,9% z sektora transportu drogowego (Bujakowska 2003, Namieśnik 2007) W mniejszym stopniu WWA pochodzą ze źródeł naturalnych (wybuchy wulkanów, naturalne poŝary lasów itp.). Do organizmu człowieka przenikają w wyniku procesów wymiany gazowej (układ oddechowy), wraz z pokarmami oraz przez powłoki ciała (Kubasiewicz, Starzyński 1989). Ich przenikalność do organizmów Ŝywych wynika z ich lipofilności. Ze względu na bardzo duŝą toksyczność i silne działanie kancerogenne, w 1995 roku określono w Polsce wartość NDS na 2,0µg*m -3 dla benzo(a)piranu, a w 1998 r. wprowadzono NDS dla dibenzo(a)antracenu na poziomie 4 µg*m -3 (Rozporządzenie 2001). NDS (najczęściej dopuszczalne stęŝenie) jt. suma iloczynów stęŝeń 9 rakotwórczych WWA i ich współczynników rakotwórczości (Rozporządzenie 2001) dla benzo(a)pirenu, a w 1998 roku wprowadzono NDS dla dibenzo(a)antracenu na poziomie 4 µg*m -3. Dla oceny siły działania rakotwórczego, określonej jako WWK (względny współczynnik kancerogenności) posłuŝono się B(a)P uznając go za związek wzorcowy, w stosunku do którego oblicza się siłę działania rakotwórczego innych związków tej grupy. Badania epidemiologiczne ( Dutkiewicz i in. 1983, Sapota 2002) dotyczące wpływu kancerogennego działania WWA na organizm człowieka, wykazały silną korelację między stęŝeniem benzo-a-pirenu (B(a)P) w powietrzu a występowaniem nowotworu płuc. UwaŜa się, Ŝe takie tkanki i narządy jak: nabłonek, szpik kostny, układ rozrodczy, układ limfatyczny są szczególnie wraŝliwe na WWA. W związku z wysokim stopniem toksyczności i kancerogenności WWA, Dyrektywa 2004/107/UE z dnia 15 grudnia 2004r. w sprawie arsenu, kadmu, rtęci, niklu i wielopierścieniowych węglowodorów 17

18 aromatycznych w otaczającym powietrzu zakłada docelowy poziom stęŝenia B(a)P na poziomie 1ng*m -3. WWA nie występują w środowisku w postaci pojedynczych związków, ale zawsze tworzą mieszaninę wieloskładnikową. Skład ilościowy i jakościowy poszczególnych składników zaleŝy od źródła pochodzenia zanieczyszczeń, rodzaju spalanego materiału oraz technologii procesu spalania (Lipniak, Jawie 1988). W środowisku wodnym są adsorbowane na naturalnej materii organicznej, mogą więc występować w róŝnych postaciach: zaadsorbowane na zawiesinie, związane z koloidalną materią organiczną lub rozpuszczone. Ilość wolnych WWA zmniejsza się wraz z obniŝeniem się wartości ph. Ulegają foto i biodegradacji. Badania Ćwiklak i Pyty (2006) wykazały, Ŝe WWA występują powszechnie w pyle zawieszonym o średnicy cząstek 2,5µm i 10 µm, który jest takŝe rezerwuarem metali cięŝkich. Ten respirabilny pył występuje głównie w obszarach zurbanizowanych. Według Dębskiego i in. (2002) udział emisji PM2,5 i PM10 w Polsce ma swoje główne źródła w sektorze mieszkaniowym i komunalnym (41%) oraz w transporcie drogowym (18%). O szkodliwości drobnego pyłu zawieszonego dla człowieka donoszą badania wykonane na zlecenie Światowej Organizacji Zdrowia i Agencji Ochrony Środowiska USA, z których wynika, Ŝe wzrost jego stęŝenia w powietrzu wpływa na wzrost zachorowalności i śmiertelności ludzi, głównie z powodu obecności w nich wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych i metali cięŝkich. Rozkład zanieczyszczeń wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi (WWA) w okresie 8 miesięcy przyjętych do badań w Kielcach przedstawia Rycina

19 Kadm (Cd) Kadm (Cd) Ryc. 12 Rozkład zanieczyszczeń WWA w Kielcach w 2010 roku Według danych GUS (2009) całkowita emisja kadmu w Polsce w roku 2008 wynosiła 46 t, w województwie świętokrzyskim 1,21t. Źródłem emisja kadmu są głównie procesy spalania w sektorze komunalnym i mieszkaniowym (68,3%), procesy spalania w przemyśle i procesach produkcyjnych (27,1%). Transport odpowiada za 0,65% kadmu w powietrzu. Biodostępny, obecny w środowisku kadm jest łatwo wchłaniany przez rośliny, zwierzęta i ludzi. Naturalna zawartość kadmu w glebach moŝe wahać się w granicach od 0,2-1,0 mg*kg -1 (Kabata-Pendias, Pendias 1999) i znacznie 19

20 rośnie, do 1000 mg*kg -1, na obszarach przemysłowych. W glebach Polski wynosi średnio 0,22 mg*kg -1 (Terelak i in. 1997). Rośliny, pomimo Ŝe nie jest im niezbędny do rozwoju, pobierają go zarówno przez korzenie, jak i liście (0,1-1 mg*kg -1 ). Wchłonięty przez zwierzę (przewód pokarmowy i częściowo system oddechowy) tworzy kompleksy z białkami, z którymi jest łatwo transportowany i deponowany, głównie w nerkach i wątrobie. Zwierzęta gospodarskie tolerują poziom do 0,5 mg Cd*kg -1. Główną drogą przenikania kadmu do organizmu człowieka (30-50% dawki pobranej) jest układ oddechowy (Dutkiewicz, Kończalik 1995). Nawet bardzo niskie dawki wchłaniane w ciągłej ekspozycji mogą spowodować znaczący wzrost poziomy kadmu w ustroju na skutek silnej bioakumulacji szczególnie w korze nerek. Wyniki badań wskazują, Ŝe przy ekspozycji pozazawodowej, stęŝenia w powietrzu rzędu 0,001 µg*m -3 powodują, Ŝe wraz z poŝywieniem do ustroju wchłania się ok. 15µg dziennie, co powoduje wystąpienie w korze nerkowej stęŝeń równych 7µg*g -1, natomiast przy wchłanianiu kadmu przez płuca w tych samych warunkach w korze nerkowej stęŝenia są znacznie niŝsze, ok. 0,06µg*g -1. Dla znacznie wyŝszych stęŝeń kadmu w powietrzu, równych 0,03µg*m -3 wchłanianie przez płuca powoduje wystąpienie w korze nerek stęŝeń 1,7µg*g -1. Obecność kadmu w poŝywieniu jest takŝe źródłem naraŝenia. Po spoŝyciu go z posiłkiem, z Ŝołądka lub jelit, dostaje się do krwi (1-5% dawki pobranej). Ocenia się, Ŝe średnie dziennie pobranie kadmu z poŝywieniem w Polsce waha się w granicach µg. Osoby zamieszkujące lub stale przebywające w pobliŝu głównych źródeł emisji kadmu ( w odległości m) naraŝone są na stęŝenia tego pierwiastka od 60 do 5400 ng*m -3. Kadm moŝe być przyczyną szeregu szkodliwych skutków zdrowotnych. Wdychanie wysokich stęŝeń powoduje silne podraŝnienie układu oddechowego. Najczęściej obserwuje się długotrwałe naraŝenie na wysokie 20

21 stęŝenia w powietrzu w mieście. Przykłady skutków zdrowotnych, występujących przy róŝnych poziomach i czasie trwania naraŝenia są: uszkodzenia nerek występujące u ludzi, którzy są naraŝeni na wysokie dawki kadmu w powietrzu. Uszkodzenia te nie zagraŝają Ŝyciu, ale mogą być przyczyną tworzenia się kamieni w nerkach, powodować bóle i wyniszczenie układu kostnego. Ustalono, Ŝe poziom krytyczny kadmu w nerce, wynosi od mg*kg -1 masy nerki, średnio 200mg Cd *kg -1. uszkodzenie płuc, typu rozedmy, którą obserwuje się u osób naraŝonych na ekspozycje przy wysokich stęŝeniach kadmu nowotwory płuc, wywołane doświadczalnie u zwierząt naraŝonych na długotrwałe wysokie stęŝenia kadmu w powietrzu. U ludzi stwierdzono podwyŝszone ryzyko zachorowań na nowotwory Innymi tkankami, które mogą ulegać uszkodzeniu jako efekt naraŝenia na kadm są wątroba, jądra, układ immunologiczny, układ nerwowy i krwionośny. Średnie stęŝenie kadmu w plechach porostu eksponowanego w Kielcach w roku 2010 wynosiło 2,814 mg*kg -1 s.m. i było wyŝsze od roku 2009 o 0,224 mg*kg - 1 s.m.. W okresie przyjętym do badań najwięcej kadmu stwierdzono na skrzyŝowaniach 3,607 mg*kg -1 s.m., z maksymalną wartością 4,516 mg*kg -1 s.m na skrzyŝowaniu Popiełuszki/Ściegiennego. Następne były tzw. punktowe 2,408 mg*kg -1 s.m, place i skwery 2,235 mg*kg -1 s.m. Na osiedlach stęŝenie kadmu wynosiło 2,353 mg*kg -1 s.m. (Ryc. 13). 21

22 6,0 5,0 mg*kg-1 s.m. 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 War.- Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Święt. Ślich. Wes/JP II Pl. Konst. Pl. p. Marii Pl. Woln. Gal. Św. OBI Hala Sp. SkrzyŜowania Osiedla Skwery Place Punktowe Ryc.13 StęŜenie kadmu w plechach porostu Hypogymnia physodes w Kielcach w 2010r. Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza kadmem w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina 14 22

23 Ryc. 13 Rozkład zanieczyszczeń kadmem (Cd) w Kielcach w 2010 roku Ołów (Pb) Źródłami antropogennymi przedostawania się Pb do atmosfery jest głównie emisja z procesów spalania paliw kopalnych w przemyśle (61,88%), w sektorze komunalno-bytowym (31,63%) oraz podczas spalania paliw płynnych w silnikach samochodowych (3,02%) GUS (2007). Do powietrza ołów emitowany jest wraz z cząsteczkami pyłu, pozostaje w nim przez ok. 10 dni, a następnie w wyniku imisji suchej, wilgotnej lub mokrej dostaje się do organów asymilacyjnych roślin, do gleby i wód powierzchniowych. W glebie zostaje związany w trudno rozpuszczalnych związkach (siarczany, fosforany) i mimo jego niewielkiej ruchliwości, przy zakwaszeniu gleby, moŝe stać się dostępny dla roślin, gdzie się akumuluje. Rośliny mają naturalną, niewielką zawartość tego pierwiastka, wnoszącą od 5 do 100 mg*kg -1 (Kabata-Pendias i Pendias 1999). StęŜenia powyŝej 30 mg*kg -1 uwaŝa się za toksyczne dla roślin. Niektóre rośliny drzewiaste mają jeszcze niŝsze poziomy krytyczne Pb. Dla świerka poziomem krytycznym jest 19 mg*kg -1, a stęŝenie 43 mg*kg -1 powoduje juŝ zamieranie drzew. Szczególnie duŝa jest akumulacja Pb w warzywach pochodzących z upraw na zanieczyszczonych glebach. Ołów jest szczególnie toksyczny dla zwierząt i ludzi. U zwierząt akumuluje się w kościach, nerkach, skórze i mleku. Do organizmu człowieka Pb przedostaje się przede wszystkim drogą oddechową i przez układ pokarmowy. Akumuluje się głównie w tkankach twardych (kości, zęby 80-90% Pb), a takŝe w nerkach, wątrobie i mózgu. Ołów jest trucizną protoplazmatyczną, niszczącą strukturę białkową protoplazmy. Wywołuje zmiany w układzie nerwowym, krwionośnym i krwiotwórczym. Powoduje anemię i choroby wieńcowe. Jego nadmiar uszkadza wątrobę, nerki, komórki mózgowe i kości. Najbardziej naraŝone na szkodliwe działanie Pb są noworodki i małe dzieci oraz kobiety cięŝarne. ZagroŜenie płodu wynika z faktu, Ŝe łoŝysko nie stanowi efektywnej bariery 23

24 biologicznej dla ołowiu. Ekspozycja kobiet cięŝarnych na Pb moŝe spowodować poronienia lub przedwczesne porody. Noworodki matek, które były naraŝone na ekspozycję Pb w czasie ciąŝy mają mniejszą wagę urodzeniową i mniejszy wzrost. Mogą teŝ cierpieć na zaburzenia neurologiczne. Ze względu na moŝliwe konsekwencje w postaci uszkodzenia układu nerwowego, szczególnie zagroŝone szkodliwym działaniem Pb są dzieci w wieku do 6 lat. Testy na zwierzętach wykazały właściwości kancerogenne Pb, a takŝe działania teratogenne i embriotoksyczne. Takie działanie Pb w organizmie człowieka jest prawdopodobne, szczególnie ryzyko wystąpienia nowotworu płuc, ale nie zostały wyraźnie potwierdzone. Średnioroczne stęŝenie dopuszczalne Pb w powietrzu według WHO wynosi 0,5µg*m -3. Wartość ta jest równieŝ wartością graniczną podawaną przez Unię Europejską oraz dopuszczalną wartością graniczną w Polsce. Dopuszczalne godzinne stęŝenie ołowiu w Polsce zakłada wartość nie większą niŝ 5µg*m -3. Normowany jest takŝe dopuszczalny opad ołowiu i wynosi 0,1g*m -2 *a -1 (Rozporządzenie 2002). Średnie stęŝenie ołowiu w plechach porostu eksponowanego w Kielcach w 2010 roku wynosiło 23,458 mg*kg -1 s.m. i było wyŝsze od notowanego w 2009 roku o 1,080 mg*kg -1 s.m. NajwyŜsze średnie stęŝenia notowano na osiedlach(28,26 mg*kg -1 s.m.), następnie na skrzyŝowaniach (27,96 mg*kg -1 s.m.), obszary to osiedla place i skwery (19,79 mg*kg -1 s.m.) i miejsca punktowe (16,72 mg*kg -1 s.m.). Spośród skrzyŝowań najwyŝszym średnim stęŝeniem wyróŝnia się sk. Popiełuszki/Ściegiennego (33,843 mg*kg -1 s.m.), wśród osiedli oś. Świętokrzyskie (34,112 mg*kg -1 s.m.), wśród kategorii Placów i skwerów Wesoła-Jana Pawła II (25,593 mg*kg -1 s.m.) i punktowe Galeria Świętokrzyska (17,893 mg*kg -1 s.m.) Ryc

25 mg*kg-1 s.m. 40,0 35,0 30,0 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 War.- Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Święt. Ślich. Wes/JP II Pl. Konst. Pl. p. Marii Pl. Woln. Gal. Św. OBI Hala Sp. SkrzyŜowania Osiedla Skwery Place Punktowe Ryc. 15 StęŜenie ołowiu w plechach porostu Hypogymnia physodes w Kielcach w 2010r. Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza ołowiem w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina 16 25

26 Ryc. 16 Rozkład zanieczyszczeń ołowiem (Pb) w Kielcach w 2010 roku Cynk (Zn) Naturalne stęŝenie cynku w powietrzu atmosferycznym jest trudne do określenia, poniewaŝ Zn jest związany z róŝnorodnymi źródłami zanieczyszczeń. W powietrzu nad Europą za jego zawartość naturalną przyjęto 10ng*m -3. Największe ilości cynku występują w powietrzu regionów przemysłowych i aglomeracji miejskich, osiągając wartość do ng*m -3 (Kabata-Pendias, Pendias 1999). Według danych GUS (2009) całkowita emisja cynku w Polsce w roku 2005 wynosiła 1349,7 t, w województwie świętokrzyskim 21,4 t. Źródłem emisji Zn 26

27 jest głównie sektor komunalny i mieszkaniowy (49,97%) i procesy spalania w przemyśle i procesach produkcyjnych (46,91%). Wszystkie formy łatwo przyswajalnego Zn są łatwo pobierane przez rośliny, ale stopień pobierania znacznie róŝni się w zaleŝności od rodzaju rośliny. Na jego przyswajanie przez rośliny duŝy wpływ mają warunki glebowe, a przede wszystkim odczyn i stosunek Ca/Zn w roztworze glebowym. Do pokrycia potrzeb fizjologicznych większości roślin wystarcza stęŝenie cynku w liściach w zakresie mg*kg -1. Głównym źródłem nadmiernych ilości cynku w roślinach są emisje przemysłowe, zarówno emitowane lokalnie, jak i pochodzące z zdalnej imisji. Kumulacja Zn w roślinach następuje przez opad pyłów na blaszki liściowe oraz przez zanieczyszczenie gleb. Nadmierne ilości cynku w roślinach gromadzą się głównie w liściach i korzeniach. Objawami nadmiaru tego pierwiastka są zmiany chlorotyczne i nekrotyczne na liściach oraz ograniczenie wzrostu i kiełkowania nasion. W organizmach zwierzęcych cynk występuje w stęŝeniach mg*kg -1 (śmudzki, Niewiadomska 1997). W organizmie człowieka występuje w średnich stęŝeniach mg*kg -1 i wykazuje koncentrację w wątrobie i w nerkach. Organizm dorosłego człowieka o masie ciała 70 kg zawiera od 1,5 do 2,0 g Zn, z czego do 80% przypada na mięśnie i kości. Średni poziom w surowicy krwi wynosi µg*l -1, a stęŝenie w leukocytach jest ok. 20-krotnie większe od zawartości w erytrocytach. Dotychczasowe obserwacje nad zawartością cynku w róŝnych składnikach krwi nie są jednoznaczne. W badaniach Pęczkowskiej (1994) u chorych cierpiących na łagodne lub umiarkowane nadciśnienie tętnicze stwierdzono wyŝsze stęŝenie Zn w erytrocytach. Akanle i in. (1999) stwierdzili wyŝsze stęŝenie tego pierwiastka w pełnej krwi osób z nadciśnieniem tętniczym. Cynk jest stosunkowo mało toksyczny dla zwierząt. Niemniej stęŝenie Zn w roślinach juŝ ok. 100 mg*kg -1 uwaŝane jest za szkodliwe dla zwierząt roślinoŝernych ze względu na róŝne interakcje. Ostre zatrucie cynkiem 27

28 powoduje osłabienie, wymioty i niedokrwistość. Nadmiar tego metalu w organizmach zwierzęcych uwaŝa się za jedną z przyczyn zmian nowotworowych. Średnie stęŝenie cynku w plechach porostu eksponowanego w Kielcach w roku 2010 roku wynosiło 26,785 mg*kg -1 s.m.( o 3,327 mg*kg -1 s.m. więcej niŝ w roku 2009). Obszarem o najwyŝszych stęŝeniach były skrzyŝowania ze średnią za 8 miesięcy 33,211 mg*kg -1 s.m., z wyróŝniającym się skrzyŝowaniem Popiełuszki/Ściegiennego 44,182 mg*kg -1 s.m. Na osiedlach stęŝenie cynku wahało się od 18,927 mg*kg -1 s.m. (oś Ślichowice) do 24,205 mg*kg -1 s.m. (oś. Świętokrzyskie). Wśród kategorii skwery i place dominował Plac Konstytucji 3 Maja (30,054 mg*kg -1 s.m.), a w kategorii punktowe ul. Zagnańska na wysokości OBI (30,312 mg*kg -1 s.m. (Ryc. 17) mg*kg-1 s.m. 50,0 45,0 40,0 35,0 30,0 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 War.- Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Święt. Ślich. Wes/JP II Pl. Konst. Pl. p. Marii Pl. Woln. Gal. Św. OBI Hala Sp. SkrzyŜowania Osiedla Skwery Place Punktowe Ryc. 17 StęŜenie cynku w plechach porostu Hypogymnia physodes w Kielcach w 2010r. Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza cynkiem w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina

29 Ryc. 18 Rozkład zanieczyszczeń cynkiem (Zn) w Kielcach w 2010 roku Miedź (Cu) Miedź w powietrzu atmosferycznym występuje w bardzo róŝnych stęŝeniach, od 0,03 do 4900 ng*m -3. Jej zawartość do 4 ng*m -3 przyjęto za wartość naturalną. Miedź w powietrzu związana jest najczęściej z cząsteczkami pyłu, przy czym znaczna jej cześć występuje w postaci łatwo rozpuszczalnej w wodzie oraz w formach związanych z tlenkami Fe i Mn, a takŝe ze związkami organicznymi. Ponad 90% miedzi z atmosfery dostaje się na powierzchnię gleb i roślin wraz z opadami atmosferycznymi. Zawartość Cu w powietrzu wzrasta wprost proporcjonalnie do ilości samochodów. 29

30 Całkowita emisja miedzi w Polsce według GUS (2009) w roku 2005 wynosiła 355,9 Mg, z czego na sektor przemysłowy przypada 61,9%, natomiast 29,2% to sektor komunalno-mieszkaniowy. Dopuszczalne stęŝenie zanieczyszczeń powietrza według polskich norm wynosi: dla 1 godz. 20,0µg*m -3, dla roku 0,6µg*m -3. Toksyczne działanie tego pierwiastka na rośliny zaleŝy, obok specyficznych właściwości roślin, takŝe od właściwości gleb. Miedź jest niezbędnym składnikiem roślin do ich normalnego wzrostu i rozwoju. Zarówno niedobór, jak i nadmiar tego pierwiastka powoduje zaburzenia procesów. Na pokrycie fizjologicznych potrzeb większości roślin wystarczają małe stęŝenia miedzi, w wysokości 2 > mg*kg -1 s.m. Tolerancja roślin na nadmiar miedzi jest na ogół duŝa i moŝe jeszcze wzrastać w środowisku skaŝonym tym pierwiastkiem. ChociaŜ rośliny są stosunkowo odporne na zatrucie miedzią, nadmierne jej ilości powodują róŝne zaburzenia w metabolizmie, a w efekcie ograniczenie wzrostu i rozwoju. Objawami nadmiaru miedzi w roślinach jest początkowo zmiana barwy liści do ciemno zielonego koloru, a następnie chloroza (Ŝelazowa), zgrubienie i skrócenie korzeni oraz ograniczenie kłoszenia. Dla człowieka i zwierząt miedź jest niezbędnym składnikiem poŝywienia, a pełne pokrycie zapotrzebowania na nią jest podstawowym warunkiem prawidłowego rozwoju i zdrowia. Zapotrzebowanie dorosłego człowieka na miedź wynosi 1,5-4,0 mg Cu/dzień. Dzienne spoŝycie miedzi w róŝnych krajach za B. Szteke, B. Jędrzejczak (1996) przedstawia poniŝsze zestawienie: - Polska 0,88 mgcu/dzień - Anglia 1,3 mgcu/dzień - Finlandia 1,7 mgcu/dzień - Austria 1,8 mgcu/dzień - USA 3,1 mgcu/dzień Miedź jest mikroelementem uczestniczącym zarówno w reakcjach fizjologicznych, jak i patologicznych organizmu człowieka (Miniuk 30

31 i wsp.1991). Biorą udział w reakcjach enzymatycznych związanych bezpośrednio z regulacją ciśnienia tętniczego oraz pośrednio, przez wpływ na przemiany tlenowe, zmiany w stęŝeniu lipidów w surowicy i zmiany smaku, prowadzące do zwiększonego spoŝycia soli. Jako składnik metaloenzymów wpływa na biosyntezę i degradację peptydów, katecholamin i hormonów sterydowych, których udział w patogenezie nadciśnienia tętniczego został udokumentowany (Saltman 1983). Średnie stęŝenie miedzi w plechach porostu eksponowanego w Kielcach w latach wynosiło 18,76 mg*kg -1 s.m., wahaniami od 13,08 mg*kg - 1 s.m. w 2005r. do 26,88 Średnie stęŝenie miedzi w plechach porostu eksponowanego w Kielcach w roku 2010 roku wynosiło 14,761 mg*kg -1 s.m. Obszarem o najwyŝszych stęŝeniach były skrzyŝowania ze średnią za 8 miesięcy 16,998 mg*kg -1 s.m. Na osiedlach średnie stęŝenie miedzi wynosiło 14,579 mg*kg -1 s.m. na skwerach i placach 12,601 mg*kg -1 s.m., a w kategorii punktowe 13,290mg*kg -1 s.m. (Ryc. 19) mg*kg-1 s.m. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 War.- Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Święt. Ślich. Wes/JP II Pl. Konst. Pl. p. Marii Pl. Woln. Gal. Św. OBI Hala Sp. SkrzyŜowania Osiedla Skwery Place Punktowe Ryc. 19 StęŜenie miedzi w plechach porostu Hypogymnia physodes w Kielcach w 2010r. Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza miedzią w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina 20 31

32 Ryc. 20 Rozkład zanieczyszczeń miedzią (Cu) w Kielcach w 2010 roku Chrom (Cr) Jest to metal bardzo twardy, srebrzystoszary o błękitnym odcieniu. Prawie cały chrom występujący w środowisku pochodzi z działalności człowieka. Powstaje głównie w przemysłowym procesie utleniania chromu oraz ze spalania paliw kopalnych, drewna, papieru itp. Chrom krąŝy w środowisku, ze skał i gleby do wody, następnie z materiału biologicznego i powietrza z powrotem do gleby. StęŜenie chromu w rzekach najczęściej wynosi 1-10 µg*dm- 3, w wodzie morskiej 0,1 5 µg*dm- 3, w glebie waha się od ilości śladowych do 100µg*kg- 1. Zawartość chromu w powietrzu atmosferycznym rejonów miejskich wynosi zwykle 1 50 ng*m -3. Stopień naraŝenia na róŝne związki chromu w warunkach 32

33 zawodowych jest bardzo zróŝnicowany. Najczęściej stęŝenia chromu w powietrzu miejsc pracy mieszczą się w granicach 0,25 do 0,50 mg*m -3. Pierwiastek ten spełnia w organizmie człowieka szereg funkcji. M.in. jest niezbędny do prawidłowego metabolizmu glukozy u ludzi, metabolizmu niektórych białek i lipidów, a zwłaszcza cholesterolu, przyspiesza krzepniecie krwi. Dzienne zapotrzebowanie na ten pierwiastek nie zostało określone. Przyjmuje się, Ŝe dawka ok. 2,6 µg*kg -1 mc. Pokrywa zapotrzebowanie na ten metal. Dzienne pobranie chromu prze dorosłego człowieka mieści się w granicach µg. Najwięcej chromu zawiera Ŝywność o duŝej zawartości białka zwierzęcego i roślinnego. Chrom trójwartościowy wdychany jest z powietrzem i zatrzymywany w tkance płucnej, jeŝeli wielkość cząsteczek mieści się w granicach określonych dla pyłów respirabilnych. StęŜenie metalu rośnie wraz z wiekiem człowieka. Związki chromu występujące w powietrzu w postaci par, mgły lub małych cząsteczek, w stęŝeniu 100 µg*m- 3 mogą powodować owrzodzenia i perforacje przegrody nosowej. Związki chromu, mogą równieŝ negatywnie wpływać na przewód pokarmowy oraz na podraŝnienia skóry. Stwierdzono równieŝ działanie mutagenne, embriotoksyczne i teratogenne. W Polsce wartość NDS dla chromianów wynosi 0,1 mg*m -3, a dla stęŝenia chwilowego 0,3 mg*m -3 (ADACh), natomiast DSB odpowiada 30 ugcr*g-1 kreatyniny. Średnie stęŝenie chromu w Kielcach za okres 8 miesięcy wynosiło 8,349 mg*kg -1 s.m., przy najwyŝszych stęŝeniach na skrzyŝowaniach (11,000 mg*kg -1 s.m.), placach i skwerach (7,249 mg*kg -1 s.m.) i w punktach (6,514 mg*kg -1 s.m.). NajniŜsze stęŝenia notowano na osiedlach (4,209 mg*kg -1 s.m.) Rycina

34 mg*kg-1 s.m. 16,0 14,0 12,0 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0 0,0 War.- Jes.-Św. Ol./Łó Jag.-Grun Źr/Sol/San San/Szcz Pop/Śc Święt. Ślich. Wes/JP II Pl. Konst. Pl. p. Marii Pl. Woln. Gal. Św. OBI Hala Sp. SkrzyŜowania Osiedla Skwery Place Punktowe Ryc. 21 StęŜenie chromu w plechach porostu Hypogymnia physodes w Kielcach w 2010r Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza chromem w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina 22 Ryc. 22 Rozkład zanieczyszczeń chromem (Cr) w Kielcach w 2010 roku 34

35 Siarka (S) Dwutlenek siarki jest emitowany do atmosfery zarówno ze źródeł naturalnych jak i antropogenicznych. W miastach głównymi źródłami obecności tego gazu w powietrzu jest spalanie paliw kopalnych, w trakcie którego utleniana jest siarka w nich zawarta. Dostaje się do atmosfery wraz ze spalinami, a następnie jest z niej usuwana w wyniku suchej, wilgotnej i mokrej depozycji. Pod wpływem tlenu i obecnych w atmosferze katalizatorów, a takŝe w reakcjach z rodnikami, ozonem i nadtlenkiem wodoru, SO 2, utlenia się do H 2 SO 4. Kwas siarkowy z kolei ulega dysocjacji elektrolitycznej w kropelkach wody, w wyniku czego powstają jony SO 2 4 i H +, które stanowią - wraz z NO 3 główne związki zakwaszające. Depozycja związków zakwaszających ma dwojakiego rodzaju szkodliwe działanie. Działa bezpośrednio na roślinność oraz pośrednio poprzez glebę. Szkodliwe oddziaływanie dwutlenku siarki na roślinność zostało wielokrotnie potwierdzone zarówno w badaniach laboratoryjnych, jak i w eksperymentach polowych (Bell, Treshow 2004). Badania nad wraŝliwością poszczególnych typów roślinności na stęŝenie SO 2 w atmosferze, były prowadzone w ciągu ostatnich 25 lat przez liczna grupę badaczy. Stwierdzono, Ŝe wpływ SO 2 na rośliny jest uzaleŝniony od wielu czynników, przy czym najwaŝniejsze to: stęŝenie, czas ekspozycji, wraŝliwość danego gatunku roślinności, temperatura, wilgotność względna, obecność innych zanieczyszczeń i ich stęŝenia. Do organizmu człowieka SO 2 absorbowany jest do organizmu przez błonę śluzową nosa i górnego odcinka dróg oddechowych. Absorpcja SO 2 wzrasta wraz ze wzrostem jego stęŝenia w powietrzu. Niewielkie ilości docierają do dolnego odcinka dróg oddechowych. Z dróg oddechowych SO 2 dociera do krwioobiegu. Największym zagroŝeniem dla zdrowia ludzi jest występowanie (szczególnie w okresie zimy) epizodów bardzo wysokiego stęŝenia SO 2, pyłów i innych 35

36 zanieczyszczeń w trakcie zjawiska czarnego smogu. Synergistyczne działanie SO 2 wspólnie z pyłami moŝe wtedy stanowić nawet śmiertelne zagroŝenie. Liczne udokumentowane badania wskazują, ze ekspozycja ludzi na wysokie stęŝenia SO 2 powoduje następujące objawy: choroby górnego odcinka układu oddechowego (np. bronchit), przewlekłe zapalenie oskrzeli, zaostrzenie chorób układu krąŝenia, zmniejszona odporność płuc na infekcje. Najbardziej na szkodliwe działanie SO 2 naraŝone są dzieci, ludzie starsi oraz osoby przewlekle chore na schorzenia sercowo-naczyniowe lub obciąŝone chronicznymi chorobami układu oddechowego (astma, rozedma płuc). Aktualnie obowiązujące w Europie wartości zalecane (WHO) i graniczne (UE) stęŝeń przedstawia poniŝsze zestawienie: - 500µg*m -3 jako średnia 10 min (WHO) - 125µg*m -3 (WHO) i µg*m -3 (UE) jako średnia 24 godz. - 50µg*m -3 (WHO) i 40-60µg*m -3 (UE) jako wartość średnioroczna W Polsce obowiązująca wartość dopuszczalnego średniorocznego stęŝenia SO 2 w powietrzu wynosi 40µg*m -3. W Kielcach w roku 2010 stęŝenie siarki w powietrzu oznaczone na podstawie jej kumulacji w plechach porostu pustułki pęcherzykowatej (Hypogymnia physodes) było niewielkie i wynosiło 1,533 mg*kg -1 s.m. NajwyŜsze było na skrzyŝowaniach (1,790 mg*kg -1 s.m), następnie na osiedlach (1,438 mg*kg - 1 s.m), w punktowych (1,423 mg*kg -1 s.m) oraz skwerze i placach (1,284 mg*kg - 1 s.m) Ryc. 23. Przestrzenny rozkład zanieczyszczenia powietrza siarką w Kielcach w roku 2010 przedstawia Rycina 24 36

37 Ryc. 24 Rozkład zanieczyszczeń siarka (S) w Kielcach w 2010 roku Podsumowanie Kielce charakteryzują się układem przestrzennym sprzyjającym występowaniu zanieczyszczeń powietrza. Gęsta zabudowa, szczególnie w centrum miasta i na osiedlach oraz zminimalizowana powierzchnia zieleni zmieniają bilans cieplny miasta, wpływając na róŝnice temperatur, wielkość opadów atmosferycznych i zachmurzenie. Roczny przebieg aktywności wiatru w Kielcach wskazuje na dwa okresy: jesienno-zimowy, ze wzmoŝoną aktywnością wiatru z kierunków południowych i wiosenno-letni, z wiatrami z kierunku północnego. Miasto znajduje się w strefie średniej i małej wietrzności. Najsilniejszy wiatr występuje zimą i na początku wiosny, 37

38 co wynika z duŝych gradientów barycznych i oŝywionej cyrkulacji atmosferycznej o tej porze roku. Dobowe zmiany prędkości wiatru modyfikuje turbulencja i konwekcja oraz zabudowa. W mieście lepiej przewietrzane są ulice równoległe do głównych kierunków wiatru. Na ulicach prostopadłych do nich często powstaje tzw. cień wiatrowy sprzyjający kumulowaniu się zanieczyszczeń. Najbardziej niekorzystne warunki wentylacji występują w śródmieściu. WaŜnym wskaźnikiem wentylacji miasta są cisze atmosferyczne, które w Kielcach osiągają 15,5% w roku. Występują one najczęściej jesienią, z maksimum w październiku, kiedy wilgotność względna powietrza osiąga wartości powyŝej 70%. Tak duŝa ilość dni bezwietrznych powoduje występowanie zastoisk zanieczyszczonego powietrza. Zjawisko to dodatkowo potęguje występowanie mgieł inwersyjnych, które w mieście najczęściej występują właśnie w październiku.. Ponadto Kielce połoŝone są w strefie o stosunkowo niekorzystnych warunkach dla pionowej wymiany powietrza. W ciągu roku notuje się od 23% do 29% godzin z równowagą chwiejną. Dla wentylacji miasta niekorzystna jest takŝe stała równowaga dynamiczna, która występuje głównie zimą, a więc w okresie wzmoŝonej aktywności mieszkańców związanej z sezonem grzewczym. W okresie lata podwyŝszona, w stosunku do otaczających terenów, temperatura i obniŝona wilgotność sprawiają, Ŝe Kielce stanowią miejską wyspę ciepła. W tych niekorzystnych warunkach meteorologicznych do powietrza emitowane są zanieczyszczenia z lokalnych emitorów zlokalizowanych wewnątrz miasta (zakłady przemysłowe, ciepłownia, kotłownie osiedlowe, emitory niezorganizowane, komunikacja samochodowa), które dodatkowo wzbogacane są emisją z zakładów przemysłu cementowego połoŝonych na kierunku dominujących wiatrów. W związku z brakiem takich badań jak prowadzone są w Kielcach dokonano porównania na podstawie literatury. Na tle innych miast w Polsce i Europie, w których przeprowadzono podobne badania w przeszłości, Kielce nie 38

39 przedstawiają się korzystnie. Nadal wyŝsza jest zawartość miedzi (1,5 krotnie ) w Kielcach w porównaniu z Poznaniem (Kepel 1999), 1,9 razy od Haify w Izraelu (Garty i in.2004 ), 4,8 razy od stęŝeń notowanych w centrum miasta Cassino we Włoszech (Conti i in.2004), 2,6-krotnie od notowanych w Oulu w Finlandii (Garty i in.1997 ). Zawartość ołowiu w plechach porostów badano najczęściej. NajwyŜsze wartości stwierdzono w Budapeszcie (1,6 razy więcej niŝ w Kielcach). W pozostałych analizowanych miejscowościach stęŝenia ołowiu były niŝsze od notowanych w Kielcach. I tak: w Poznaniu 3,5-krotnie, w Legnicy 8,3-krotnie, w Oulu 3-krotnie. Źródła pochodzenia zanieczyszczeń we wszystkich analizowanych przypadkach były jednakowe. NajwyŜsze stęŝenia notowano w wzdłuŝ ciągów komunikacyjnych i na skrzyŝowaniach (Cuny i in. 2000, Garty i in. 1997), co potwierdzają równieŝ badania przeprowadzone w Kielcach. O wielkości zanieczyszczenia metalami cięŝkimi decydowała tam głównie intensywność ruchu kołowego. Garty i in. (1997) zanotowali wysoką zawartość Zn, Pb, Fe i Cu w plechach Hypogymnia physodes transplantowanych w pobliŝu ulic o podwyŝszonym natęŝeniu ruchu kołowego. Źródłem WWA i metali cięŝkich na skrzyŝowaniach poza spalinami są ścierające się w czasie hamowania opony, klocki hamulcowe i asfalt. Na podstawie badań wykonanych w ciągu 8 miesięcy 2010 roku uzyskano informacje, które pozwalają na wyciągnięcie następujących wniosków: 1. największe obciąŝenie środowiska w mieście są ze strony metali cięŝkich w kolejności Zn>Pb>Cu>Cr>Cd>S>WWA 2. spośród obszarów zaprojektowanych do badania najwyŝsze stęŝenia występują w kolejności na: skrzyŝowaniach, placach i skwerach, osiedlach oraz w tzw. punktach. Jest to prawidłowość związana z intensywnością ruchu samochodowego w mieście 3. do najbardziej zanieczyszczonych miejsc w mieście naleŝą: 39