Zanieczyszczenie powietrza metalami ciężkimi w rejonie huty cynku i ołowiu w Bukownie koło Olkusza

Wojciech Dmuchowski a,b,*, Barbara Gworek b,c, Dariusz Gozdowski b, Aneta Baczewska a, Agnieszka Muszyńska c a Ogród Botaniczny Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN, Warszawa; b Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Warszawa; c Instytut Ochrony Środowiska Państwowy Instytut Badawczy, Warszawa Zanieczyszczenie powietrza metalami ciężkimi w rejonie huty cynku i ołowiu w Bukownie koło Olkusza Air pollution with heavy metals in the vicinity of zinc and lead smeltery at Bukowno near Olkusz Dokonano oceny zanieczyszczenia powietrza metalami na podstawie składu chemicznego mchów. Do badań wykorzystano mech naturalnie rosnący w rejonie Olkusza Pleurosium schreberi oraz transplantowany Sphagnum fallax (metoda moss bag) z terenu uznanego za niezanieczyszczony. Kompleks metalurgiczny Bolesław zidentyfikowano jako wyraźne źródło emisji przede wszystkim ołowiu, kadmu, cynku i arsenu, w mniejszym stopniu miedzi i żelaza, a w najmniejszym chromu i niklu. Zanieczyszczenie powietrza ołowiem było 350 razy większe, arsenem 184, kadmem 74, a cynkiem 47 razy większe w porównaniu z terenami niezanieczyszczonymi. Mimo różnic bezwzględnych w akumulacji metali ciężkich w mchach między dwiema metodami badawczymi, potwierdzony statystyczną analizą obraz zanieczyszczenia powietrza na mapach imisji ołowiu, kadmu, cynku i arsenu, był podobny. Pleurosium schreberi moss from the heavy metals-polluted Olkusz region (i) and Sphagnum fallax moss transplanted from non-polluted Augustów region and exposed in bags for 12 weeks during summer time in the Olkusz region (ii) were dry mineralized in a muffle furnace, dissolved in 30% HCl soln. and analyzed for Pd, Cd, Zn, Cu, Fe, Cr, Ni and AS contents by at. absorption spectrometry. The metal contents in (i) and (ii) were correlated to show the extent of air pollution with the metals. In the polluted region, the air pollution with Pb was 350 times, with As 184 times, with Cd 74 times, and with Zn 47 times higher than in the nonpolluted area. The picture of air pollution with Pb, Cd, Zn and As was on the immission maps similar in both cases according to both methods as verified by statistical anal. Pomiary imisji zanieczyszczenia powietrza wymagają długoterminowego pobierania próbek oraz dużej liczby punktów pomiarowych. Możliwość wykonywania takich pomiarów z użyciem sprzętu technicznego jest ograniczona, głównie z powodu wysokich kosztów oraz braku odpowiednio wrażliwych i niedrogich technik, które pozwalają na jednoczesny pomiar wielu substancji zanieczyszczających powietrze 1). W Polsce pomiary imisji zanieczyszczenia powietrza z użyciem aparatury pomiarowo-kontrolnej wykonywane są głównie w miastach, w ramach Państwowego Monitoringu Środowiska. Na obszarach rolniczo-leśnych liczba punktów pomiarowych jest znikoma. Zastosowanie metod bioindykacyjnych daje szansę na znaczną intensyfikację badań zanieczyszczenia powietrza, szczególnie pierwiastkami śladowymi. Biomonitoring w ogólnym znaczeniu może być definiowany jako użycie roślin i zwierząt w celu uzyskania ilościowych i jakościowych informacji na temat pewnych cech charakterystycznych biosfery 2). Mchy należą do najczęściej wykorzystywanych biowskaźników zanieczyszczenia środowiska. Wykorzystywana jest ich właściwość jako bardzo dobrego akumulatora metali. Zawartość metali ciężkich w mchach jest związana z ich stężeniem w powietrzu 3, 4). Mchy są grupą roślin, która posiada wiele cech dobrego biowskaźnika 5, 6). Wiele gatunków mchów ma szeroki zasięg geograficzny i występuje obficie w bardzo różnorodnych siedliskach. Nie mają one kutikuli i epidermy, dzięki czemu ich liście są łatwo przepuszczalne dla jonów metali. Mchy są pozbawione korzeni i tkanek przewodzących, Dr hab. Wojciech DMUCHOWSKI, prof. nadzw. w roku 1972 ukończył studia w Szkole Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. Pracuje na Wydziale Rolnictwa i Biologii SGGW i w Ogrodzie Botanicznym-Centrum Zachowanie Bioróżnorodności Biologicznej PAN na stanowisku kierownika Pracowni Ekologii Roślin. Specjalność ekologia, ochrona środowiska. * Autor do korespondencji: Ogród Botaniczny Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa, tel./fax: (22) 754-14-26, e-mail: dmuchowski@ob.neostrada.pl Prof. dr hab. Barbara GWOREK notkę biograficzną i fotografię Autorki drukujemy w bieżącym numerze na str. 267. 90/2(2011) 223

czerpią sole mineralne głównie z opadów atmosferycznych i suchej depozycji. Ich budowa anatomiczna powoduje, że praktycznie nie występuje przemieszczanie się metali między kolejnymi przyrostami. Dzięki identyfikacji i separacji rocznych przyrostów możliwa jest ocena zanieczyszczenia w kolejnych latach. Aktywnie rosnąca część mchu czerpie pokarm ze stale obumierających części, nie ma więc praktyczne kontaktu z podłożem, a metale pobierają głównie pasywnie w wyniku prostego procesu wymiany jonów. Sucharová i Suchara 7) wymieniają ograniczenie w wykorzystaniu mchów w monitoringu zanieczyszczenia powietrza dużych obszarów, polegające na trudności ze znalezieniem jednego gatunku na całym obszarze badań oraz wpływie różnych warunków klimatycznych na akumulacje metali, które nie są jednoznacznie określone. Analiza chemiczna mchów pozwala określić tylko uśrednioną depozycję metali. Zalety badań biomonitoringowych z zastosowaniem mchów przeważają jednak nad ich ograniczeniami. Pierwsze badania nad wykorzystaniem mchu Pleurosium schreberi do oceny zanieczyszczenia powietrza metalami wykonali w Szwecji Rühling i Tyler 8) oraz Tyler 5) w późnych latach sześćdziesiątych XX w. Metoda ta stosowana jest w wielu krajach w różnych środowiskach. Grodzińska i współpr. 6, 9, 10) badali zanieczyszczenie powietrza metalami ciężkimi w Parkach Narodowych, regionach przemysłowych i na całym terytorium Polski, Steinnes i współpr. 11) na terytorium Norwegii, Sucharowá i Suchara 7) na terytorium Czech, a Herpin i współpr. 12) w Niemczech. Trudności ze znalezieniem właściwego gatunku mchu występują najczęściej na obszarach miejskich i przemysłowych. Transplantacyjna metoda moss bag jest modyfikacją wcześniej stosowanych metod oceny stopnia zanieczyszczenia powietrza. Jako pierwsi metodę zastosowali Goodman i Roberts 13) oraz Roberts 14) w badaniach zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi wokół fabryki metalurgicznej w Wlk. Brytanii. Metoda ta polega na umieszczeniu mchu, zebranego w terenie stosunkowo mało zanieczyszczonym, w plastikowej siatce i następnie ekspozycji w badanym, najczęściej zanieczyszczonym terenie. Metoda moss bag znalazła zastosowanie przy opracowywaniu map imisji zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi w Warszawie 15, 16), Belgradzie 17), Neapolu 18) i Sofii 19). Innym zastosowaniem jest ocena oddziaływania pojedynczych emitorów zanieczyszczeń i regionów przemysłowych (chlor-alkali w Finlandii 20), huty ołowiu i cynku w Kanadzie 21), elektrownie w Hiszpanii 22), fabryki akumulatorów w Piastowie 23), huty niklu i ołowiu w Norwegii 24) ) oraz szlaków komunikacyjnych 25). Przy porównywaniu wyników zanieczyszczenia powietrza Pb trzeba uwzględnić fakt, że w związku z zastosowaniem benzyn bezołowiowych zanieczyszczenie to znacznie się zmniejszyło. I tak np. w latach 1985 1990 zawartość ołowiu w mchu zmniejszyła się w Danii o 60%, w Norwegii o 40%, a w Szwecji i Finlandii o 30% 26). W 1985 r. zanieczyszczenie Pb w północnych rejonach Norwegii, Szwecji i Finlandii było mniejsze niż 10 mg/kg 27). W latach 1995 1996 najniższe zawartości ołowiu w mchu wynosiły w Austrii 2,1 mg/kg, w Niemczech 1,7 mg/kg, a w Finlandii 0,5 mg/kg 26). W Czechach minimalna wartość zmniejszyła się z 4,1 mg/kg w 1995 r. 7) do 1,8 mg/kg w 2000 r. 7). Na terenach przemysłowych, w latach 1995 1996, maksymalne zawartości wynosiły w Niemczech 78 mg/kg, w Finlandii 19,2 mg/kg, na Litwie 33 mg/kg 26), a w Czechach w 2000 r. 48 mg/kg 7). Specyfika metody moss bag (S. fallax) powoduje, że możliwe było porównywanie wyników z danymi literaturowymi tylko w przypadku zastosowania identycznej metodyki. Dmuchowski i Bytnerowicz 16) badając zanieczyszczenie powietrza w Warszawie w latach 1992 2004, w 1992 r. uzyskali maksymalną akumulację Pb w mchu S. fallax w wysokości 49,4 mg/kg. Tłowe zawartości Cd w P. schreberi na Grenlandii wynosiły do 0,1 mg/kg, a w północnych rejonach Norwegii, Szwecji i Finlandii poniżej 0,2 mg/kg 27). Mech z okolic będących pod wpływem emisji przemysłowych kumulował do 1,52 mg/kg w Finlandii 28), w Czechach 7) do 2,24 mg/kg a we Francji 29) do 1,0 mg/kg. W Warszawie w eksponowanym mchu S. fallax oznaczono zawartość Cd w pobliżu huty stali na Bielanach maksymalnie 1,18 mg/kg 16). Zawartość Zn w P. schreberi z terenów stosunkowo mało zanieczyszczonych, w 1995 r., wynosiła w Niemczech 14 mg/kg, w Austrii 16 mg/kg, w Finlandii 18 mg/kg, na Białorusi 24 mg/kg, a w Czechach 24 ppm 26). W znajdującym się pod wpływem emisji przemysłowych Ojcowskim Parku Narodowym zawartość Zn w mchu sięgała 307 mg/kg, w GOP nie przekraczała 877 mg/kg 10). W 1995 r. w przemysłowym regionie Francji zawartość Zn w mchach sięgała 43 mg/kg 29), a w Czechach 149 mg/kg 7). Dmuchowski i Bytnerowicz 16) w Warszawie w mchu S. fallax oznaczyli zawartość Zn nie więcej niż 168 mg/kg. Dane literaturowe dotyczące zawartości As w tkankach mchów są nieliczne. W Polsce w województwie podlaskim (1998 r.) zawartość As w mchach mieściła się w przedziale 0,12 1,16 mg/kg, w regionach silnie zanieczyszczonych w GOP wynosiła do 2,8 mg/kg, a w Legnicko- Głogowskim Zagłębiu Miedziowym do 6,0 mg/kg 10). We Francji maksymalna zawartość As w mchach wyniosła 1,0 mg/kg 29), a w Czechach 1,4 mg/kg 7). Celem badań była ocena wpływu huty cynku i ołowiu oraz składowiska odpadów w rejonie Olkusza na stan zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi poprzez pomiar składu chemicznego mchów naturalnie rosnących w tym rejonie oraz transplantowanych z terenów uznanych za niezanieczyszczone. Obszar badań Rejon olkuski jest jednym z najbardziej zanieczyszczonych metalami ciężkimi rejonów Polski, gdyż występuje tam duża koncentracja przemysłu wydobywczego i przetwórczego cynku i ołowiu 30). W hutnictwie metali kolorowych ze złoża uzyskuje się łącznie ok. 50 60% metalu, a resztę stanowią straty występujące m.in. podczas wzbogacania kopaliny oraz procesu metalurgicznego 31). Hutnictwo w okolicach Olkusza ma bogatą historię. Jego początki sięgają XIII w. (hutnictwo srebra, a od XVIII w. hutnictwo cynku i ołowiu). Tereny te obecnie są również silnie uprzemysłowione 32). Jednym z najważniejszych zakładów przemysłowych w tym rejonie jest Kombinat Górniczo-Hutniczy Bolesław, zlokalizowany w pobliżu miejscowości Bukowno k. Olkusza, który rozpoczął działalność w 1952 r. Szacuje się, że do 1996 r. uzyskano z rud ok. 0,1 mln t ołowiu i 2,2 mln t cynku. W połowie lat dziewięćdziesiątych XX w., już po zakończeniu produkcji ołowiu (w 1989 r.), emitował nadal 30 tys. t/r pyłów zawierających metale ciężkie 33). Obszar badań jest bardzo silnie zanieczyszczony metalami ciężkimi, co potwierdziły liczne badania 30, 32, 34) o tradycjach przemysłowych sięgających XIII w. Pozyskiwanie cynku i ołowiu wiąże się Dr inż. Dariusz GOZDOWSKI w roku 1999 ukończył studia na Wydziale Rolnictwa i Biologii Szkole Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. Obecnie jest adiunktem w Katedrze Doświadczalnictwa i Bioinformatyki SGGW. Specjalność zastosowania metod statystycznych, systemy informacji geograficznej (GIS). Mgr Aneta Helena BACZEWSKA w roku 2008 ukończyła studia na Wydziale Rolnictwa i Biologii w Szkole Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. Od 2008 r. jest doktorantką w Pracowni Ekologii Roślin w Ogrodzie Botanicznym CZRB PAN w Powsinie. Specjalność ekologia, ochrona środowiska. 224 90/2(2011)

zwykle z emisją pyłów i innych zanieczyszczeń zawierających ołów, cynk, miedź i kadm 35). Na badanym obszarze zlokalizowana jest m.in. hałda odpadów i osadnik odpadów poflotacyjnych, powstających w efekcie przeróbki rud cynkowo-ołowiowych. Pyły z tych składowisk odpadów (wysokość 25 30 m, powierzchnia 109 ha) są rozwiewane, przyczyniając się do zanieczyszczenia okolicznych terenów 36, 37). Emisja pyłowa z kominów Kombinatu może rozprzestrzeniać się na znacznie większe odległości. Dotyczy to także innych położonych w pobliżu zakładów przemysłowych (np. Huta Katowice). Dodatkowym problemem jest reemisja z zanieczyszczonego nieosłoniętego podłoża. Do badań wybrano obszar o wymiarach 14 14 km, który podzielono na 49 mniejszych kwadratów, o długości boku równej 2 km. Położony był on na wschód od Olkusza i sięgał swoją zachodnią granicą do przedmieść tej miejscowości (rys. 1). Konkretne miejsca zbioru mchu Pleurosim schreberi i punkty ekspozycji transplantowanego mchu Sphagnum fallax położone były w odległości nie większej niż 10 m od siebie, wewnątrz kwadratu. W pobliżu hałdy odpadów zlokalizowano dodatkowo 4 punkty pomiarowe, a w 4 kwadratach nie znaleziono odpowiedniego stanowiska z mchem P. schreberi. Część doświadczalna Metodyka badań W badaniach zastosowano dwie metody bioindykacji zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi, polegające na określeniu składu chemicznego mchu. Był to mech Pleurozium schreberi naturalnie rosnący na badanym terenie, oraz mech Sphagnum fallax, pochodzący z terenów niezanieczyszczonych (metoda transplantacyjna moss-bag). Procedurę zbioru próbek i przygotowania ich do analiz wykonano zgodnie z wytycznymi programu Europejskiego 9). Mech zbierano z obszarów leśnych, ale z terenu odkrytego, w pewnej odległości od drzew, aby uniknąć filtrującego wpływu ich koron, co mogłoby znacząco wpłynąć na wyniki 27). Z powierzchni ok. 20 m 2 pobierany był jedynie gametofit bez podłoża (jego części zielone), reprezentujące ostatnie 3 lata. Dla uzyskania homogennego materiału, mech oddzielono od liści, igieł, cząstek gleby i innych zanieczyszczeń. Niemyty mech suszono w temp. 70 C, a po zmieleniu do czasu analiz przechowywano w szczelnym plastikowym pojemniku. Do ekspozycji wykorzystano mech Sphagnum fallax (poprzednia nazwa Sphagnum recurvum) zebrany w Puszczy Augustowskiej uznawanej za teren najmniej zanieczyszczony w Polsce 9, 38). Przed ekspozycją został on oczyszczony z trawy, liści i innych zanieczyszczeń, przemyty w wodzie destylowanej i wysuszony w temp. 50 C. Do momentu ekspozycji był przechowywany w eksykatorze. Przygotowanie do ekspozycji polegało na odważeniu ok. 1 g powietrznie suchego mchu i umieszczenie w plastikowej siatce o małych oczkach, a następnie zanurzeniu w destylowanej wodzie do pełnego nasączenia i uformowaniu kul o średnicy 4 5 cm. Tak przygotowany mech był eksponowany przez 12 tygodni w okresie letnim. Siatki z mchem umieszczone były na wysokości ok. 3 metrów. Po ekspozycji mech Sphagnum fallax przygotowano do analiz wg zasad podanych powyżej. Oznaczenia chemiczne Po uprzedniej suchej mineralizacji mchów w piecu muflowym i roztworzeniu w 30-proc. spektralnie czystym kwasie solnym 39) oznaczono zawartość miedzi, żelaza, cynku, ołowiu, kadmu, chromu i niklu techniką spektrofotometrii absorpcji atomowej przy zastosowaniu aparatu Perkin Elmer 1100A, a arsenu techniką spektrofotometrii absorpcji atomowej z generacją wodorków przy zastosowaniu przystawki FIAS 200 40). Kontrolę stanowiły próbki mchów P. schreberi i S. fallax zbierane w Puszczy Augustowskiej 9, 38). W opracowaniu statystycznym zastosowano analizę regresji (funkcja logarytmiczna) dla określenia zależności między ocenianymi metodami bioindykacji oraz wyliczono podstawowe parametry charakteryzujące rozkład wartości zanieczyszczenia dla tych metod 41). Obliczenia wykonano, stosując pakiet Statistica 8.0. Wyniki przedstawiono w formie map imisji zanieczyszczeń, wykreślonych numerycznie za pomocą oprogramowania MapInfo. Rys. 1. Teren badań i lokalizacja punktów pomiarowych Fig. 1. Area of research and siting of measurements points Lek. wet. Agnieszka MUSZYŃSKA w roku 2006 ukończyła studia na Wydziale Medycyny Weterynaryjnej w Szkole Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. Jest asystentem w Instytucie Ochrony Środowiska Państwowym Instytucie Badawczym. Specjalność ekotoksykologia. Omówienie wyników i dyskusja Wyniki przestrzennego zanieczyszczenia powietrza przedstawiono w formie map z izoliniami (rys. 2). Izolinie różnicują strefy zanieczyszczenia proporcjonalnie do zawartości metali ciężkich akumulowanych w bioindykatorach, tj. w eksponowanym S. fallax (metoda moss bag) i w rosnącym P. schreberi. Metody różnicuje przede wszystkim czas ekspozycji, w przypadku S. fallax 12 tygodni, a mchu P. schreberi ok. 3 lata. W tabeli przedstawiono podstawową statystykę opisową uzyskanych wyników. Rozkład izolinii na mapach (rys. 2) wskazuje na Kombinat Górniczo-Hutniczy Bolesław (huta i hałda odpadów) jako na bardzo duże źródło zanieczyszczenia powietrza Pb, Cd, Zn i As. W przypadku 90/2(2011) 225

Fe, Cr i Ni uwidocznił się wpływ położonego na zachód od terenu badań GOP. Zanieczyszczenie Cu mierzone jej zawartością w P. schreberi było znacznie większe niż w przypadku S. fallax (metoda moss bag). Szczególnie wyraźne zróżnicowanie wyników zaobserwowano dla Pb, Cd, Zn i As. Akumulacja Pb w P. schreberi w pobliżu kompleksu metalurgicznego Bolesław (maksymalny wynik) była 22 razy większa niż w punkcie o najmniejszym zanieczyszczeniu i 353 razy większa niż w kontroli, dla As odpowiednio 47 i 52 razy większa, dla Zn 15 i 47, a dla Cd 5 i 74. Akumulacja Pb w S. fallax była 64 razy większa niż w punkcie o najmniejszym zanieczyszczeniu i 184 razy większa niż w kontroli, dla Cd odpowiednio 48 i 117 razy większa, Zn 51 i 70, a dla As 114 i 155. Rys. 2. Mapy imisji zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi dla 2 metod bioindykacyjnych Fig. 2. Immision maps of air pollution with heavy metals for 2 bioindicative methods 226 90/2(2011)

Tabela. Podstawowe parametry statystyczne charakteryzujące zawartość metali ciężkich dla dwóch metod bioindykacyjnych (metoda moss bag i mech P. schreberi), mg/kg Table. Basic statistical parameters characterizing heavy metal content for the moss bag and P. schreberi moss bioindicative methods Pb Cd Zn Cu Fe Cr Ni As S. fallax, moss bag Mediana 17,3 1,33 101 3,6 425 1,64 1,20 0,45 Minimum 7,2 0,39 48 2,6 276 1,13 0,98 0,15 Maksimum 461 18,67 2436 8,6 3630 3,31 2,35 17,11 Dolny kwartyl 11,9 0,76 81 3,46 374 1,52 1,09 0,25 Górny kwartyl 26,1 2,20 153 4,3 635 1,74 1,34 0,75 Kontrola 2,5 0,16 35 3,9 243 0,98 0,95 0,11 P. schreberi Mediana 158,1 6,71 446 12,8 2710 6,38 4,45 1,47 Minimum 48,8 3,27 129 6,4 1176 2,37 1,50 0,23 Maksimum 1096 17,70 1990 23,6 5431 22,47 12,31 11,00 Dolny kwartyl 107,2 4,39 236 10,1 2090 5,44 3,62 0,97 Górny kwartyl 289,0 9,65 751 15,4 3765 7,39 5,13 3,29 Kontrola 3,1 0,24 42 4,2 252 2,2 1,37 0,21 (współczynniki determinacji 0,53 i 0,54). Uzyskane funkcje regresji dla Pb, Zn, Cd i As pozwalają zatem na dość dobre szacowanie zanieczyszczenia za pomocą jednej metody na podstawie wyników drugiej (silne zależności dodatnie, statystycznie istotne przy poziomie p < 0,001). Wyniki dla pozostałych 4 pierwiastków charakteryzowały się znacznie słabszą zależnością między obiema badanymi metodami. Dla Fe zależność była statystycznie istotna (p < 0,05), ale dość słaba (R 2 = 0,22), natomiast dla Ni, Cr i Cu nie stwierdzono statystycznie istotnych zależności. Można zatem stwierdzić, że dla tych 3 pierwiastków wyniki mogą być rozbieżne dla obu metod bioindykacji. Przyczyną różnic mogły być zmiany w składzie emisji metali, oddziałujące na P. schreberi przez 3 lata, a na S. fallax przez 12 tygodni. Wnioski Kombinat Górniczo-Hutniczy Bolesław zidentyfikowano jako bardzo silne źródło emisji przede wszystkim ołowiu, kadmu, cynku i arsenu. Zanieczyszczenie powietrza ołowiem w rejonie Kombinatu było 350-krotnie wyższe, arsenem 180-krotnie, a kadmem 74-krotnie wyższe w porównaniu z terenami uważanymi za niezanieczyszczone. Ocena zależności między metodami bioindykacyjnymi Na podstawie uzyskanych wyników (tabela) wykazano, że zawartość metali ciężkich była znacznie większa w rosnącym mchu P. schreberi w porównaniu z mchem S. fallax (metoda moss bag). Przeciętny poziom akumulacji metali ciężkich wyrażony jako mediana był ok. 3 razy większy dla As, Cu, Ni i Cr i ponad 9-krotnie większy dla Pb. Pozostałe parametry charakteryzujące poziom akumulacji metali ciężkich dla tych dwóch badanych metod były również zazwyczaj kilkukrotnie większe dla metody wykorzystującej P. schreberi w porównaniu z metodą moss bag. Jedynie w przypadku wartości maksymalnych różnice między metodami były dla większości metali znacznie mniejsze. W niektórych przypadkach stwierdzono nawet większy maksymalny poziom akumulacji As, Zn, i Cd dla metody moss bag niż dla P. schreberi. Przyczyną tych różnic był znacznie dłuższy czas ekspozycji mchu, który dla P. schreberi wynosił ok. 3 lata, a w metodzie moss bag 12 tygodni. Ocena zależności między wynikami uzyskiwanymi z tych dwóch metod została wykonana z użyciem analizy regresji. Wykorzystano model funkcji logarytmicznej Y = a + b ln(x), gdyż taka funkcja dla prawie wszystkich metali dobrze opisywała zależność między wynikami uzyskiwanymi dla dwóch metod bioindykacji. Za zmienną niezależną (X) przyjęto dane dla metody moss bag, a zmienną zależną (Y) były dane z metody P. schreberi. Analiza statystyczna wyników wskazała (rys. 3), że silne zależności między tymi dwiema metodami występowały dla zawartości Pb i Zn (współczynniki determinacji wynosiły odpowiednio 0,73 i 0,66). Ocena zanieczyszczenia z użyciem tych dwóch metod pozwalała na uzyskanie podobnych wyników, ale dla metody moss bag były one proporcjonalnie kilkukrotnie mniejsze. Również dla Cd i As stwierdzono silne zależności między tymi dwiema metodami Rys. 3. Funkcje regresji przedstawiające zależności między wynikami otrzymanymi 2 metodami bioindykacyjnymi (moss bag i P. schreberi) dla badanych metali ciężkich Fig. 3. Regression functions showing relationships between results obtained by 2 bioindicative methods (moss bag and P. schreberi) for studied heavy metals 90/2(2011) 227

Mimo bezwzględnych różnic w akumulacji metali ciężkich w mchu rosnącym w rejonie Olkusza Pleurosium schreberi a transplantowanym Sphagnum fallax, obraz zanieczyszczenia powietrza na mapach imisji ołowiu, kadmu, cynku i chromu był podobny. Względny poziom zanieczyszczeń był w największym stopniu zgodny dla ocenianych metod bioindykacji w przypadku Pb, Cd, Zn i As (R 2 > 0,5), natomiast stosunkowo słabą zgodność stwierdzono w przypadku Cu, Cr i Ni. LITERATURA Otrzymano: 29-10-2010 1. K.J. Puckett, Bibliotheca Lichenologica 1988, 30, 231. 2. B. Wolterbeek, Environ. Pollut. 2002, 120, 11. 3. M.T.S.D. Vasconcelos, H.M.F. Tavares, Sci. Total Environ. 1998, 212, 11. 4. H.G. Zechmeister, K. Grodzińska, G. Szarek-Łukaszewska, [w:] Bioindicators and biomonitors (red. B.A. Markert, H.G. Breure i H.G. Zechmeister), Elsevier Science Ltd., 2003 r., 329. 5. G. Tyler, Proc. 2-nd Intern. Clean Air Congr., Washington, D.C., 1970 r., 129. 6. K. Grodzińska, Ochrona Przyrody 1980, 43, 9. 7. J. Sucharová, I. Suchara, Chemosphere 2004, 57, 1389. 8. A. Rühling, G. Tyler, J. Appl. Ecol. 1971, 8, 497. 9. K. Grodzińska, G. Szarek-Łukaszewska, B. Godzik, St. Braniewski, E. Budziakowska, B. Pawłowska, T. Zielonka, Ocena skażenia środowiska Polski metalami ciężkimi przy użyciu mchów jako biowskaźników, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa 1997 r. 10. K. Grodzińska, M. Frontasyeva, G. Szarek-Łukaszewska, M. Klich, A. Kucharska-Fabiś, T.M. Ostrovnaya, Environ. Monit. Assess. 2003, 87, 255. 11. E. Steinnes, J.E. Hanssen, J.P. Rambæk, Water Air Soil Pollut. 1994, 74, 121. 12. U. Herpin, U. Siewers, B. Markert, V. Rosolen, Environ. Sci. Pollut. Res. 2004, 11, 57. 13. G.T. Goodman, T.M. Roberts, Nature 1971, 231, 287. 14. T.M. Roberts, J. Environ. Plann. Pollut. Control. 1972, 1, 92. 15. W. Dmuchowski, Reports of the Botanical Garden of the Polish Academy of Sciences, Series: Monographs and Treatises 2005, 7, 1. LIGNITE. YOUR. ENGINES. 16. W. Dmuchowski, A. Bytnerowicz, Environ. Pollut. 2009, 157, 3413. 17. M. Aničić, M. Tasić, M.V. Frontasyeva, M. Tomašević, S. Rajšić, L.P. Strelkova, A. Popović, E. Steinnes, Environ. Chem. Letters 2008, 7, 55. 18. P. Adamo, S. Giordano, S. Vingiani, R.C. Cobianchi, Environ. Pollut. 2003, 122, 91. 19. O.A. Culicov, L. Yurukova, J. Atmosph. Chem. 2006, 55, 1. 20. M. Lodenius, Sci. Total Environ. 1998, 213, 53. 21. F. Goodarzi, H. Sanei, W.F. Duncan, J. Environ. Monit. 2001, 3, 515. 22. A. Carballeira, J.A. Fernández, Chemosphere 2002, 47, 1041. 23. W. Dmuchowski, E. Sołtykiewicz, Ecol. Chem. Engin. 2005, 12, 1045. 24. E. Steinnes, M.V. Frontasyeva, S.F. Gundorina, Chem. Anal. 2008, 88, 877. 25. W. Dmuchowski, M. Badurek, Ecol. Chem. Engin. 2005, 12, 369. 26. A. Rühling, E. Steinnes, Atmospheric heavy metal deposition in Europe 1995-1996. NORD Environment, 1998 r. 27. K. Dmowski, M. Badurek, Acta Biologica Cracoviensia Ser. Botanica 2002, 44, 57. 28. P. Nuorteva, S. Autio, J. Lehtonem, A. Lepistö, S. Ojala, A. Seppänem, E. Tulisalo, P. Vei de, J. Viipuri, R. Williamo, Ann. Bot. Fennici. 1986, 23, 333. 29. L. Galsomiès, M.A. Letrouit, C. Deschamps, D. Savanne, M. Avnaim, Sci. Total Environ. 1999, 232, 39. 30. J. Appleton, K.M. Lee, K. Sawicka-Kapusta, M. Cooke, Environ. Pollut. 2000, 110, 441. 31. T. Przybylski, Zagrożenie środowiska przyrodniczego w województwie katowickim, Fundacja Ekologiczna Silesia, Katowice 1991 r. 32. M. Wierzbicka, G. Szarek-Łukaszewska, K. Grodzińska, Ecotox. Environ. Safety 2004, 59, 84. 33. J.F. Verner, M.H. Ramsey, B. Jedrzejczyk, Appl. Geoch. 1996, 11, 11. 34. B. Godzik, Polish Bot. Stud. 1993, 5, 113. 35. D.C. Adriano, Trace elements in the terrestrial environment, Springer- Verlag Inc., New York 1986 r. 36. J. Cabała, Prace Naukowe Głównego Instytutu Górnictwa 1996, 13, 17. 37. A. Rühling, Rasmussen, K. Pilegaard, A. Mäkinen, E. Steinnes, Survey of atmospheric heavy metal deposition in the Nordic countries -monitored by moss analyses. NORD: 21, 1987 r. 38. W. Dmuchowski, A. Bytnerowicz, Environ. Pollut. 1995, 87, 87. 39. S.E. Allen, H.M. Grishaw, J.A. Parkinson, C. Quarmby, Chemical analysis of ecological materials, Blackwell Scientific Publications, Osney Mead, Oxford 1974 r. 40. Perkin Elmer, Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry, Bodenseewerk, Pub. B. 1990, 353, 233. 41. R.R. Sokal, F.J. Rohlf, Biometry: the principles and practice of statistics in biological research, W.H. Freeman and Company, New York 1995 r. CHEMICAL PROCESS ENGINEERS Christchurch, New Zealand Solid Energy is New Zealand s largest producer of coal. But coal is not all we are about. Whilst proud of what we re achieving day in, day out, what we d like to talk to you about is the future - yours, ours, New Zealand s. As part of our goal to deliver secure, affordable, environmentally sustainable energy sources and products, we re looking for Chemical Engineers keen to join our lignite conversion team to develop our portfolio of projects ranging from pre-feasibility through to detailed design. This venture is the largest development in New Zealand and has truly huge economic potential for the country. If you re finding your sphere of work limiting or just wanting to explore new opportunities we are after fresh thinkers who want to get stuck in and shape the future of the programme. It s a role calling for experience and one that will see you exposed to multiple arenas - conversion of lignite to urea, transport fuel and briquettes and of course your chance to be involved in something that is very much cutting edge. Your future starts here, and it starts today. You are welcome to visit our website and click on the link Process Engineers for detailed information and application details. Alternatively email Bill McDonald to make further enquiries: bill.mcdonald@solidenergy.co.nz solidenergyjobs.co.nz 228 90/2(2011)