Widok Bioindykacyjne poszukiwania talu na terenach południowej Polski

K

D

, A

K

i M

K

BIOINDYKACYJNE POSZUKIWANIA TALU NA TERENACH PO£UDNIOWEJ POLSKI

TAL — TOKSYCZNOŒÆ,
RÓD£A SKA¯ENIA

Tal jest pierwiastkiem silnie toksycznym, choæ tylko sporadycznie badanym. Wielu spe-cjalistów uwa¿a, ¿e jego oddzia³ywanie na or-ganizmy krêgowców mo¿e byæ bardziej nie-bezpieczne ni¿ rtêci, kadmu czy o³owiu (MANZO i SABBIONI 1988, NRIAGU 1998). Naj-bardziej dobitnym œwiadectwem toksycznoœci talu jest fakt, ¿e pierwiastek ten od lat 20. ubieg³ego stulecia wchodzi³ w sk³ad trutek na szczury oraz insektycydów jako podstawowy, bardzo skuteczny sk³adnik. W 1965 r. rz¹d ame-rykañski, ze wzglêdu na zagro¿enie dla ludzi i zwierz¹t, wyda³ zakaz produkcji pestycydów talowych. Podobnie post¹pi³o wiele krajów rozwiniêtych, zgodnie z obowi¹zuj¹cymi od 1973 r. zaleceniami WHO (NRIAGU1998). Nie wykorzystuje siê ju¿ równie¿ talu w terapiach medycznych, choæ stosowano go przez wiele dekad — na zasadach chemioterapii — do zwal-czania chorób wenerycznych, czerwonki, gru-Ÿlicy i niektórych odmian grzybic skóry. W wie-lu krajach wprowadzono tak¿e zakaz wytwa-rzania preparatów depiluj¹cych, zawie-raj¹cych tal. W pañstwach ubo¿szych pestycy-dy talowe — zw³aszcza rodentycypestycy-dy — s¹ jednak nadal w u¿yciu ze wzglêdu na niskie koszty produkcji.

Obecnie tal ma znacznie mniejsze zastoso-wanie, g³ównie do produkcji: szkie³ o du¿ej gê-stoœci i wspó³czynniku za³amania œwiat³a (kryszta³ów, sztucznej bi¿uterii, soczewek optycznych), wyposa¿enia elektronicznego

(komór fotoelektrycznych, liczników scyntyla-cyjnych), termometrów do pomiaru niskich temperatur oraz stopów odpornych na koro-zjê. Wykorzystywany jest tak¿e jako katalizator do syntez organicznych i znacznik scyntygra-ficzny w diagnostyce uk³adu krwionoœnego (KEMPER i BERTRAM 1991, KELNER 1994, NRIAGU 1998)

Œwiatowe zapotrzebowanie przemys³u na tal w latach 70. i 80. XX w. by³o niewielkie — ok. 12–18 ton/rok, a w latach 90. ok.10–15 ton. Obecnie, ze wzglêdu na potencjalne problemy œrodowiskowe, produkcja jeszcze bardziej zmniejsza siê (KEMPERi BERTRAM1991, WHO 1996, NRIAGU 1998 ).

Tal jest srebrzystoszarym metalem z grupy borowców (grupa 13, dawniej IIIa) o liczbie atomowej 81, masie atomowej 204,37 i wyso-kiej gêstoœci d=11.86 g/cm3. Pierwiastek ten wystêpuje na +1 i +3 stopniu utlenienia (KEMPER i BERTRAM 1988, KELNER 1994, NRIAGU 1998).

Przez ludzi tal jest pobierany drog¹ pokar-mow¹, wdychany wraz z py³ami oraz mo¿e byæ wch³aniany poprzez skórê. Zatrucia ostre s¹ przewa¿nie efektem bezpoœredniego spo¿ycia zwi¹zków talu, zatrucia chroniczne — skutkiem d³ugotrwa³ego przebywania w ska¿onym œro-dowisku.

G³ówn¹ przyczyn¹ toksycznych w³aœciwo-œci talu jest jego podstawianie siê zamiast pota-su w wielu reakcjach biochemicznych.

Numer 2

(255)

Strony 151–163

Wywo³uje zatem zmiany takich podstawowych procesów fizjologicznych jak neurotransmisja czy pobudzenie komórek miêœniowych. Zastê-puj¹c K+, tal inhibuje funkcjonowanie wa¿-nych enzymów — np. kinaz czy ATP-az. Wykazu-je du¿e powinowactwo do grup sulfhydrylo-wych -SH, które maj¹ istotne znaczenie w wielu klasach enzymów, takich jak hydrolazy, oksy-doreduktazy czy transferazy. Inaktywacja grup sulfhydrylowych powoduje wzrost przepusz-czalnoœci b³on mitochondrów, zaburzaj¹c ich funkcjonowanie. Tal wywo³uje tak¿e nieod-wracalne uszkodzenia rybosomów (MANZO i SABBIONI 1988, SAGER 1994, WHO 1996, REPETTO i wspó³aut. 1998).

Efektem zmian na poziomie molekularnym s¹ zaburzenia: uk³adu pokarmowego, central-nego i obwodowego uk³adu nerwowego oraz uk³adu sercowo-naczyniowego. Obserwuje siê te¿ zmiany dermatologiczne (MANZO i SABBIONI 1988, KABATA-PENDIAS i PENDIAS

1979, SAGER1994, REPETTOi wspó³aut. 1998). Szczególnie niebezpieczna dla ludzi dys-funkcja centralnego uk³adu nerwowego obja-wia siê bezsennoœci¹, nadmiern¹ nerwowo-œci¹, ogólnym pogorszeniem siê sprawnoœci in-telektualnej, psychozami, halucynacjami. W miarê obni¿aj¹cej siê sprawnoœci miêœni poja-wia siê bezw³ad ruchowy, parali¿ miêœni ocznych (towarzyszy mu opadanie powiek) i twarzowych, a wreszcie œpi¹czka. Jednym z wczesnych objawów ze strony uk³adu nerwo-wego s¹ bóle i zaburzenia czucia dolnych koñ-czyn, drêtwienie palców oraz nadmierna su-biektywna reakcja na dzia³anie bodŸców skór-nych (tzw. bóle fantomowe). Efektem zabu-rzeñ uk³adu autonomicznego jest stopniowe przyspieszanie czynnoœci serca (czêstoskurcz) oraz wzrost ciœnienia krwi. Zmienia siê tak¿e obraz krwi — obni¿a stê¿enie hemoglobiny, zmniejsza liczba erytrocytów, limfocytów, p³ytek krwi (MANZOi SABBIONI 1988, KELNER

1994, WHO 1996, REPETTOi wspó³aut. 1998). Uszkadzaj¹c rybosomy oraz utrudniaj¹c tworzenie po³¹czeñ S–S pomiêdzy resztami cy-steinowymi w keratynie tal wyraŸnie inhibuje proces keratynizacji. Efektem jest niepra-wid³owy wzrost paznokci oraz pojawianie siê na skórze rozleg³ych plam pozbawionych w³osów, prowadz¹ce do ca³kowitego wy³ysie-nia. Wypadanie w³osów, bia³e pó³ksiê¿ycowate linie na paznokciach (tzw. linie Mee) i czarn¹ pigmentacjê korzeni w³osów uwa¿a siê za wa¿-ne cechy diagnostyczwa¿-ne œwiadcz¹ce o zatruciu talem. W zwi¹zku z niszczeniem gruczo³ów

po-towych, co zwykle poprzedzanie jest nadmier-nym poceniem siê, skóra przybiera niekiedy such¹, nieomal ³uskowat¹ postaæ (MANZO i SABBIONI 1988, WHO 1996, NRIAGU 1998).

Kumulacja talu mo¿e zaburzaæ tak¿e rozród ssaków. Uszkodzeniu ulegaj¹ j¹dra i obni¿a siê ruchliwoœæ plemników. U ludzi obserwowano obni¿enie popêdu p³ciowego i impotencjê. Opinie na temat teratogennego wp³ywu talu s¹ bardzo zmienne. Choæ tal przenika przez ³o¿y-sko, w wielu przypadkach intoksykacji tym pierwiastkiem kobiet w ci¹¿y, nie stwierdzano pojawienia siê wad wrodzonych u potomstwa. Obserwowano jednak wyraŸne zmniejszenie siê ciê¿aru p³odu. Zaburzenia rozwoju p³odu wi¹¿¹ siê najczêœciej z achondroplazj¹ — nie-prawid³owoœciami procesu kostnienia, co szczególnie czêsto obserwowano u ptaków. Nie ma wyraŸnych dowodów kancerogennego oddzia³ywania talu (MANZO i SABBIONI 1988, LEONARD i GERBER 1997, WHO 1996, GREGOTTI i FAUSTMAN 1998).

Minera³y zawieraj¹ce tal, takie jak np. loran-dyt TlAsS₂, crookezyt (Cu, Tl, Ag)₂Se czy hu-tchinsonit (Pb, Tl)₂ (Cu,Ag)As₅S_10,wystêpuj¹ w przyrodzie bardzo rzadko i nie maj¹ komer-cyjnego znaczenia. Tal stanowi przede wszyst-kim domieszkê rud cynku, ¿elaza, miedzi i o³owiu; towarzyszy zw³aszcza siarczkom tych metali (ALLOWAY1990, NRIAGU1998). Wed³ug ZITKO(1975) koncentracja talu w minera³ach mo¿e osi¹gaæ wartoœæ: w galenie PbS, 1.4–20 mg/kg, w sfalerycie ZnS, 8–45 mg/kg i pirycie FeS₂

,

Uwalnianie talu do œrodowiska wi¹¿e siê g³ównie z dzia³alnoœci¹ hut (Pb, Zn, Cd, Fe),ce-mentowni, zak³adów produkcji kwasu siarko-wego oraz elektrowni spalaj¹cych wêgiel ka-mienny. Obliczono, ¿e wraz z ró¿nego typu od-padami przemys³owymi rocznie na œwiecie do œrodowiska dostaje siê nawet do 5000 ton talu (WHO 1996); jest to znacznie wiêcej ni¿ wyno-si przemys³owe zapotrzebowanie.

SCHOLL (1980) stwierdzi³, ¿e gleby w po-bli¿u starych kopalñ cynku w Badenii-Wirtem-bergii zawiera³y 0.1–73 mg Tl/kg (œr. 14.7), a w pobli¿u cementowni 0.1–15 mg/kg (œr. 1.4). Zwykle stê¿enie talu w glebach nieska¿onych waha siê w granicach 0.2–1.0 (C RÖSS-MANN1984), 0.02–2.8 (KABATA-PENDIAS i PENDIAS 1999) lub wynosi œrednio 0.2 mg/kg (NRIAGU1998). Œredni¹ zawartoœæ Tl w wêglu szacuje siê na 0,05 mg/kg (NRIAGU 1998), w wêglach na obszarze Stanów Zjednoczonych — 0,1 mg/kg (KABATA-PENDIASi PENDIAS1999).

Py³y lotne z cementowni mog¹ zawieraæ na-wet do kilku tysiêcy mgTl/kg (SCHOLL1980; œr. badanych próbek 428 mg/kg; zakres 42–2370). Jeden z lepiej udokumentowanych w Europie przypadków powa¿nego ska¿enia œrodowiska zwi¹zkami talu dotyczy³ w³aœnie emisji z ce-mentowni. Resztki pirytów po przeróbce w kombinacie górniczo-hutniczym, zawieraj¹ce ok. 400 mg/kg Tl, wykorzystywano w cemen-towni Lengerich w Westfalii jako dodatek do produkcji wysokiej klasy cementu. Przez kilka lat emisje talu siêga³y tu 3–5 kg/dzieñ (SCHOER

1984, ALLOWAY 1990, KEMPER i BERTRAM

1991).

Przyk³adami innego typu œrodowiskowego oddzia³ywania talu mog¹ byæ:

— zatrucia lisów, borsuków i kun rodenty-cydami talowymi w Danii (CLAUSEN i KARLOG

1974, MUNCH i wspó³aut. 1974);

— zatrucia bielików amerykañskich nad Wielkimi Jeziorami w USA/Kanadzie w latach 70 ubieg³ego wieku (NRIAGU 1998).

U ssaków stwierdza siê kumulacjê talu g³ównie w nerkach (nawet w stê¿eniach 10 x wiêkszych ni¿ w innych tkankach), w miêœniu sercowym, gruczo³ach œlinowych, j¹drach, miêœniach szkieletowych, tarczycy i nadner-czach. Pierwiastek ten mo¿e siê tak¿e odk³adaæ we w³osach i koœciach. Niektórzy autorzy pod-kreœlaj¹, ¿e u zatrutych talem ludzi równie du¿e stê¿enia wystêpowa³y zarówno w nerkach, jak i miêœniu sercowym (TALAS i WELLHONER

1983, MANZO i SABBIONI 1988, WHO 1996, NRIAGU1998). Tal przechodzi tak¿e przez ba-rierê krew-mózg (RIOS i wspó³aut. 1989, NRIAGU 1998).

Poziom talu we krwi, moczu oraz w³osach mo¿e byæ wskaŸnikiem stopnia intoksykacji tym pierwiastkiem (MANZO i SABBIONI1988, WHO 1996, NRIAGU1998). Przyjmuje siê stê-¿enia 0.001–0.015 mg Tl/kg we w³osach (SCHOER 1984, CISZEWSKI i wspó³aut. 1997, NRIAGU 1998), 2 mg/l we krwi (KEMPER i BERTRAM1991) oraz ok. 0.3–0.4mg Tl/l w mo-czu (DOLGNERi wspó³aut. 1983, WHO 1996) za typowe dla osób nieska¿onych. Stê¿enie

po-wy¿ej 50mg Tl/L w moczu powinno byæ trak-towane jako bardzo niepokoj¹ce, a 300mg Tl/l jako krytyczny limit intoksykacji (MANZO i SABBIONI 1988, KEMPER i BERTRAM 1991, WHO 1996). U 80% ludzi mieszkaj¹cych w po-bli¿u cementowni Lengerich wykazano w mo-czu podwy¿szone stê¿enia talu — maksymal-nie do 74.5mg Tl/l (DOLGNERi wspó³aut. 1983, ALLOWAY1990). W Polsce, du¿o wy¿sze od na-turalnych, stê¿enia talu stwierdzono we w³osach pracowników fabryki akumulatorów (CISZEWSKIi wspó³aut. 1997; 0.93–9.9 mg/kg; œr. 4.68).

Wydalanie talu odbywa siê g³ównie z mo-czem oraz ka³em, w mniejszym stopniu ze ³zami i œlin¹, jest jednak procesem powolnym (MANZOi SABBIONI1988, REPETTOi wspó³aut. 1998).

Naturalna zawartoœæ talu w tkankach zwie-rzêcych waha siê od 0.00X do 0.X mg/kg s.m. (MANZO i SABBIONI 1988, KEMPER i BERTRAM

1991, NRIAGU1998, KABATA-PENDIASi PENDIAS

1999). Naturalna zawartoœæ Tl w roœlinach wy-nosi: w warzywach 0,02–0,3 mg/kg, w trawach 0,02–0,6 mg/kg, w koniczynach 0,008–0,01 (KABATA-PENDIAS i PENDIAS 1999). Szacunko-we naturalne stê¿enie talu w roœlinie „wzorco-wej” okreœlono na 0,05 mg/kg s.m. (MARKERT

1992). Szczególnie wyraŸn¹ tendencjê do ku-mulowania talu wykazuj¹ roœliny z rodzaju

Brassica (kapusta g³owiasta, rzepa, kalarepa,

rzepak, jarmu¿), znacznie wiêksz¹ ni¿ np. mar-chew czy seler. Gatunki te zdecydowanie nie s¹ zalecane do uprawy na terenach zagro¿onych emisjami talowymi (SCHOLL 1980, MAKRIDIS i AMBERGER1989). LEHNi BOPP(1987) wykazali, ¿e rzepak kumulowa³ ponad 1000 razy wiêcej talu ni¿ ró¿ne gatunki zbó¿. Stê¿enie talu w ka-pustnych wyraŸnie wzrasta wraz z obni¿aniem pH, co na terenach zindustrializowanych zda-rza siê doœæ czêsto (SAGER 1998).

W Stanach Zjednoczonych przyjêto, ¿e stê-¿enie talu w wodzie pitnej nie powinno prze-kraczaæ 2 mg/l (Environmental Protection Agency, EPA). W Polsce norma nie zosta³a usta-lona.

SKA¯ENIE TALEM OKOLIC BUKOWNA

Pierwsze informacje o podwy¿szonych po-ziomach talu w tkankach krêgowców z terenu po³udniowej Polski otrzymano w 1995 r., ba-daj¹c przy pomocy spektrometrii masowej z indukcyjnie sprzê¿on¹ plazm¹ (ICP-MS)

kon-centracjê wielu pierwiastków œladowych w sterówkach srok (DMOWSKI 1997, 1999, 2000). Stosowanie piór ogonowych srok w analizie œrodowiskowej nale¿y obecnie do wy-próbowanych, standardowych metod

bioin-dykacyjnych, a informacje o stanie ska¿enia œrodowiska mo¿na uzyskiwaæ w ten sposób bez potrzeby zabijania zwierz¹t. Próbki po-chodzi³y z wielu polskich obszarów zindu-strializowanych i kontrolnych, a ogromnym poziomem ska¿enia talem wyró¿nia³y siê pió-ra pozyskiwane od ptaków z okolic Kombina-tu Górniczo-Hutniczego „Boles³aw” w Bukow-nie ko³o Olkusza (Ryc. 1).

Wyniki te nale¿y odnosiæ do lat 1989-1993, gdy¿ w tym okresie od³awiane by³y sroki. Zebra-ny wówczas materia³ mia³ pos³u¿yæ do analiz Pb, Cd, Zn, i Cu przy realizacji projektu badawczego KBN (DMOWSKI i GOLIMOWSKI 1995) i tal nie by³ w nich uwzglêdniany. W tamtych latach tal w ogóle nie nale¿a³ do pierwiastków systema-tycznie badanych, m. in. ze wzglêdu na trudno-œci analityczne. Choæ towarzyszy rudom metali nie¿elaznych, nie by³ (i nadal nie jest) obejmo-wany standardowymi procedurami monitorin-gowymi. Przeprowadzenie analiz wielopier-wiastkowych, w tym tak¿e talu, by³o mo¿liwe dziêki dostêpowi do aparatury ICP-MS na Uni-wersytecie w Grazu (Austria), a tak¿e dziêki

³atwoœci przechowywania piór i wykorzysty-wania ich jako próbek retrospekcyjnych.

Wysoki poziom ska¿enia próbek biologicz-nych w rejonie Bukowna móg³ byæ spowodo-wany: (i) przeróbk¹ rud Zn-Pb, a g³ównie emi-sjami ze sk³adowisk odpadów poflotacyjnych, (ii) emisj¹ py³ów kominowych z kombinatu (ska¿enie talem mia³oby wówczas znaczny za-siêg), (iii) konsumowaniem przez sroki cia³

martwych szczurów pad³ych w wyniku dzia³ania trutek talowych (ska¿enie tym pier-wiastkiem by³oby wówczas ograniczone do osiedli ludzkich). Zwalczanie gryzoni rodenty-cydami mog³o wi¹zaæ siê z faktem, ¿e w owym czasie wielu mieszkañcom wsi Ujków Stary ko³o Bukowna, sk¹d pochodzi³y sroki, zapro-ponowano przesiedlenie z powodu silnego ska¿enia kadmem i o³owiem. W opuszczonych przez niektórych mieszkañców domach poja-wi³y siê dokuczliwe gryzonie.

Aby ustaliæ dok³adnie Ÿród³o (lub Ÿród³a) ska¿enia, w 1995 r. przeprowadzono ekspery-ment, w którym wykorzystano tkanki drob-nych gryzoni — myszy i nornic.

0 5 10 15 20 25 30 SZ O 8 9 SZ O 9 3 MS L8 9 MS L9 3 BU K OL A GL O SI E NH U WA R WA L PL O KOZ BEL MI E PI L RZ E KA M BI A LU G SA J Tl - pióra srok

Ryc. 1. Stê¿enia talu (mg/kg s.m.) w sterówkach srok z terenów o ró¿nym stopniu industrializacji (wg DMOWSKIEGO 2000, zmodyfikowane).

SZO — huta cynku „Szopienice”, MSL — huta cynku „Miasteczko Œl¹skie”, BUK — huta cynku „Boles³aw” w Bukow-nie, OLA — huta o³owiu „O³awa”, G£O — huta miedzi „G³ogów”, SIE — huta chromu „Siechnice”, NHU — stalownia w Nowej Hucie, WAR — stalownia w Warszawie, WA£ — koksownia w Wa³brzychu, P£O — rafineria w P³ocku, KOZ — elektrownia „Kozienice”, BE£ — elektrownia „Be³chatów”, MIE — Miedzeszyn, suburbium Warszawy, PI£ — fa-bryka lamp rtêciowych w Pile, RZE — fafa-bryka lamp rtêciowych w Rzeszowie, KAM — Kampinoski Park Narodowy, BIA — Bia³owieski P.N., £UG — stacja naukowa UW ko³o Miko³ajek, SAJ — stacja terenowa UW ko³o E³ku.

W Zak³adzie Ekologii Uniwersytetu War-szawskiego od wielu ju¿ lat testowane s¹ gatun-ki zwierz¹t i tkangatun-ki najbardziej przydatne w ocenie stanu ska¿enia œrodowiska. Zastosowa-na dwustopniowa biodetekcja Zastosowa-nale¿y do ruty-nowych metod wykorzystywanych przez Zak³ad: bardzo czêsto pierwszych informacji o wystêpowaniu ska¿enia dostarczaj¹ tkanki srok, Pica pica (w przypadku niektórych pier-wiastków wystarcz¹ nawet pióra), a nastêpnie Ÿróde³ ska¿enia poszukuje siê badaj¹c koncen-tracjê danego pierwiastka w tkankach gryzoni. Centrum ska¿enia wyznaczaj¹ wzrastaj¹ce po-ziomy badanego pierwiastka w tkankach tych drobnych ssaków zasiedlaj¹cych dany teren, g³ównie myszy z rodzaju Apodemus oraz nor-nic rudych, Clethrionomys glareolus.

Badania srok traktuje siê jako etap wstêpny, gdy¿ ptaki te — w porównaniu z gryzoniami — maj¹ znacznie wiêkszy zasiêg penetracji. Wiel-koœæ terytorium osobniczego srok szacowana jest na 10–50 ha (DECKERT1980, GAST 1984), zaœ gryzoni — z regu³y na 0,0X–0.X ha (MAZURKIEWICZ 1983, KOZAKIEWICZ i SZACKI

1995). Zarówno sroka, jak i gryzonie spe³niaj¹ wiele kryteriów dla tzw. dobrych bioindykato-rów kumulacyjnych (ELLENBERG 1982, PEAKALL1992, KLEINi PAULUS1995, DMOWSKI

1999), zw³aszcza zaœ istotne znaczenie ma ich osiad³oœæ i nie podejmowanie d³ugodystanso-wych migracji oraz pospolite wystêpowanie w wielu biotopach.

Pozyskiwane w 1995 r. w rejonie Bukow-na/Olkusza gryzonie by³y od³awiane na czte-rech powierzchniach po³o¿onych w ró¿nej od-leg³oœci od kombinatu (Ryc. 2; DMOWSKI i wspó³aut. 1996, 1998). Wiêkszoœæ powierzch-ni mia³a charakter obszarów leœnych, a tylko jedna (A — Ujków Stary) znajdowa³a siê w obrê-bie osiedla ludzkiego. Osobniki kontrolne, po-tencjalnie nieska¿one, pozyskiwano na tere-nach dawnego województwa czêstochowskie-go i poznañskieczêstochowskie-go.

Jeszcze zanim przyst¹piono do analiz stê¿e-nia talu w wybranych tkankach gryzoni, uzy-skano poœredni dowód obecnoœci tego pier-wiastka w œrodowisku. W punkcie B (bór so-snowy ko³o osiedla Starczynów) schwytano kil-ka myszy zaroœlowych, Apodemus sylvaticus, z wyraŸnymi cechami alopecji (o³ysienia). Ubyt-ki sierœci wystêpowa³y szczególnie licznie w tylnej czêœci grzbietu i u nasady ogona (Ryc. 3).

Analizy tkanek gryzoni wykonywane me-tod¹ AAS wykaza³y, ¿e stê¿enia talu w nerkach wszystkich osobników od³awianych w pobli¿u

punktów A i B by³y bardzo wysokie (zakresy stê¿eñ odpowiednio: 3,14–34,27 oraz 2,02–33,33 mg/kg s.m.) oraz, ¿e tylko czêœæ gry-zoni z terenów C i D wykazywa³a podwy¿szony poziom talu (Ryc. 4). U pozosta³ych stê¿enia przyjmowa³y wartoœci poni¿ej granicy ozna-czalnoœci, podobnie jak u wszystkich zwierz¹t z obszarów kontrolnych (DMOWSKIi wspó³aut. 1998). Pozwoli³o to wyeliminowaæ emisje ko-minowe jako Ÿród³o ska¿enia, gdy¿ wówczas ska¿enie, w mniejszym lub wiêkszym stopniu, dotyczy³oby wszystkich osobników. Ska¿enie talem próbek z obszarów leœnych, odleg³ych od osiedli ludzkich, œwiadczy³o natomiast o tym, ¿e rodentycydy talowe nie mog¹ byæ g³ówn¹ przyczyn¹ ska¿enia talem w tym regio-nie.

Stê¿enia talu w w¹trobach gryzoni równie¿ by³y bardzo wysokie — maksymalnie do 14,52

Ryc. 2. Lokalizacja obszarów kontrolnych (1, K-2) i miejsc od³owu gryzoni w rejonie Bukowna (A, B, C, D).

mg/kg s.m u nornicy z boru w rejonie Starczy-nowa. Analiza danych, uwzglêdniaj¹ca wzrost lub zmniejszenie siê stê¿eñ talu w badanych tkankach gryzoni wykaza³a, ¿e g³ówne Ÿród³o ska¿enia powinno znajdowaæ siê pomiêdzy punktami A i B, co dok³adnie pokrywa siê z lo-kalizacj¹ stawów osadowych gromadz¹cych odpady poflotacyjne po wstêpnej przeróbce rud cynkowo-o³owianych. Zbiorniki te maj¹

charakter wypiêtrzonej na 25–30 m ogromnej ha³dy, a do wnêtrza tego niby-krateru s¹ dopro-wadzane rurami p³ynne odpady (Ryc. 5). Stawy nieczynne (nr 1, 2, 3 i 3a) zajmuj¹ ³¹cznie po-wierzchniê 71 ha, staw czynny (nr 4), po³o¿ony blisko osiedla Starczynów — 37 ha (GÓRECKAi BELLOK 1998).

Pobrana w 1996 r. przez pracowników Zak³adu Ekologii UW i zanalizowana w Central-nym Laboratorium ChemiczCentral-nym Pañstwowe-go Instytutu GeologicznePañstwowe-go w Warszawie próbka szlamu z obrze¿a ha³dy zawiera³a 149 mg Tl/kg s. m. Obecnie stwierdza siê regular-nie w odpadach poflotacyjnych 30–40 mg/kg (dane dyrekcji KGH „Boles³aw”, za pras¹ lo-kaln¹ 2001).

W latach 1997–98 przeprowadzono kom-pleksowe badania roœlin, grzybów i zwierz¹t w pobli¿u osiedli Starczynów i Ujków Stary (DMOWSKIi BADUREK2001, 2002). Od³awiane zwierzêta nale¿a³y do gatunków pospolicie wy-stêpuj¹cych w okolicach stawów osadowych oraz reprezentowa³y ró¿ne grupy systematycz-ne i ró¿systematycz-ne poziomy troficzsystematycz-ne. By³y to m. in. bez-krêgowce — owady, paj¹ki, œlimaki oraz krê-gowce — g³ównie gryzonie i p³azy. Ponadto analizowano stê¿enie talu w mchach i poro-stach, w warzywach i owocach z przydomo-wych ogródków oraz w owocach mog¹cych stanowiæ pokarm migruj¹cych ptaków. Ze wzglêdu na koszty, liczbê niektórych próbek znacznie ograniczono, ale by³a ona wystar-czaj¹ca do stwierdzenia czy podwy¿szony

po-ziom talu jest charakterystyczny dla wielu bio-tycznych elementów œrodowiska.

Wysokie stê¿enia talu odnotowano we wszystkich próbkach w¹trób (od 3.42 do 49.57 mg/kg) oraz miêœni gryzoni (od 3.45 do 10.67 mg/kg s.m.). Talem silnie ska¿one by³y tak¿e p³azy, a szczególnie wysokie stê¿enia

stwier-Ryc. 3. WyraŸne ubytki sierœci w tylnej czêœci grzbietu i u nasady ogona jednej z myszy zaroœlo-wych Apodemus sylvaticus z okolic Bukowna.

0,01 0,1 1 10 100 K1 K2 A B C D

Ryc. 4. Stê¿enia talu w nerkach gryzoni (wartoœci œrednie dla ró¿nych gatunków; mg/kg s.m.) z okolic KGH „Boles³aw” (A, B, C, D) i terenów kontrolnych (K-1, K-2) (wg DMOWSKIEGOi wspó³aut. 1998, zmo-dyfikowane).

dzono w ich jajnikach — do 51.61 mg/kg (Ryc. 6). Nie wykazano tendencji do biomagni-fikacji talu, t.j. wzrostu stê¿enia na coraz wy¿-szych poziomach troficznych. U mrówek rud-nic, Formica rufa, czy paj¹ków-pogoñców Ly-cosidae, podobnie jak u wszystkich bezkrê-gowców z terenów kontrolnych (rolniczych okolic E³ku i Miko³ajek), poziom talu nie prze-kracza³ granic oznaczalnoœci (Tabela 1).

Niepokoj¹co wysokie stê¿enia talu (œr. 33.48) wykazano u œlimaków-œliników Arion

sp., byæ mo¿e ze wzglêdu na ich od¿ywianie siê

grzybami — naturalnymi kumulatorami wielu metali ciê¿kich. Œlimaki te s¹ chêtnie zjadane

przez licznych konsumentów wy¿szych rzê-dów, w tym tak¿e krêgowce.

Stê¿enie talu w roœlinach z terenów nieska-¿onych mieszcz¹ siê zwykle w zakresie 0.03–0.1 mg/kg suchej masy (BOWEN 1979). Znaczna czêœæ próbek warzyw (liœci i korzeni pietruszki, marchwi, buraka) z Ujkowa Starego i Starczynowa zawiera³a od 1.2 do 3.7 mg Tl/kg s.m. (DMOWSKIi BADUREK2001, 2002). Œwiad-czy to o powa¿nym zagro¿eniu okolicznej lud-noœci. Niemiecki Federalny Urz¹d ds. Zdrowia uzna³ za dopuszczalny poziom talu w ¿ywno-œci, w tym w owocach i warzywach — 0,1 mg/kg œwie¿ej masy oraz w rzepaku (Brassica napus) — 1 mg/kg suchej masy (KEMPER i BERTRAM

1991, CRÖSSMANN 1994). Wed³ug ameryka-ñskiej organizacji Occupational Safety and He-alth Administration (OSHA) dopuszczalna ³¹czna dawka dziennego poboru talu (ADI) wraz z p³ynami, po¿ywieniem i wdychanym powietrzem nie powinna przekraczaæ 15.4 mi-krogramów, co jest dok³adnie zgodne z propo-zycj¹ ZARTNER-NYILAS i wspó³aut. (1983) i zbli¿on¹ do propozycji EWERSA (1988; 14 mg/dzieñ). Konsumpcja zaledwie kilku gra-mów korzenia pietruszki czy marchewki z ogródków w Starczynowie jest równoznaczna z przekroczeniem tej normy.

We wszystkich próbkach owoców (np. wi-nogronach, borówkach) z rejonu Bukowna stwierdzono stê¿enia talu poni¿ej granicy ozna-czalnoœci (DMOWSKI i BADUREK 2002). Jest to

Ryc. 5. Wysychaj¹ce odpady poflotacyjne we wnêtrzu wypiêtrzonego na 25–30 m zbiornika osadowego ko³o KGH „Boles³aw” w Bukownie.

Bezkrêgowce Tereny Stê¿enia Tl

paj¹ki-krzy¿aki Araneus sp. Ujków stary 4.72

paj¹ki-pogoñce Lycosidae Starczynów <g.o.

œlimaki-œliniki Arion sp. Starczynów 33.48

biedronki siedmiokropki Coccinella septempunctata Starczynów 3.39

pasikonikowate Tettigonidae Ujków stary 5.37

mrówki rudnice Formica rufa Starczynów <g.o.

pluskwiaki tarczówkowate Pentatomidae Ujków stary <g.o. paj¹ki-pogoñce Lycosidae tereny kontrolne <g.o. œlimaki-œliniki Arion sp. tereny kontrolne <g.o. pasikonikowate Tettigonidae tereny kontrolne <g.o. pluskwiaki tarczówkowate Pentatomidae tereny kontrolne <g.o.

< g.o. — poni¿ej granicy oznaczalnoœci

Tabela 1. Przyk³adowe stê¿enia talu (mg/kg s.m; wartoœæ uœredniona) w bezkrêgowcach z okolic Bu-kowna i terenów kontrolnych (wg DMOWSKIEGO i BADUREK 2001)

zgodne z tendencj¹ do znacznie wiêkszej kumu-lacji w korzeniach czy pêdach ni¿ owocach, wy-kazywan¹ przez wiele metali ciê¿kich.

Poza emitowaniem py³ów zawieraj¹cych tal, stawy osadowe ko³o Starczynowa mog¹ byæ ta-k¿e przyczyn¹ innych problemów ekologicz-nych:

— odciekaj¹ca u spodu ha³dy woda jest po-przez system kana³ów zawracana do kopalni, ale p³ynie wieleset metrów na otwartej prze-strzeni. Kontakt z wod¹ mo¿e stanowiæ za-gro¿enie dla licznych gatunków zwierz¹t, np. p³azów — które, jak wykaza³y badania — kumu-luj¹ znaczne iloœci talu. Na zatrucia nara¿one s¹

tak¿e inne krêgowce — potencjalni konsumen-ci tych p³azów. Bardzo nieliczne s¹ dane o wp³ywie talu na rozwój jaj i form m³odocia-nych s³odkowodm³odocia-nych krêgowców. O takiej tok-sycznoœci mo¿na wnioskowaæ np. na podsta-wie eksperymentów LEBLANCAi DEANA(1984), którzy stwierdzili, ¿e prze¿ywalnoœæ m³odego narybku drobnych ryb karpiowatych z rodzaju

Pimephales by³a wyraŸnie ograniczona przy

ekspozycji w wodzie o stê¿eniu 40mg Tl/l, a ¿a-den osobnik nie prze¿y³ w wodzie o stê¿eniu 350mg/l. Letalne dla kijanek w próbie

72-godz-innej by³o stê¿enie 400 mg Tl /l (ZITKO i CARSON 1975);

— ze wzglêdu na spokój i brak zagro¿enia ze strony drapie¿ników, na tafli szlamu czêsto od-poczywaj¹ przelotne ptaki, w tym tak¿e zalicza-ne do gatunków ³ownych. Mog¹ ozalicza-ne przyczy-niaæ siê do transportu ska¿eñ na znaczne od-leg³oœci;

— odpady poflotacyjne z Bukowna, a tak¿e Trzebionki, s¹ od wielu lat transportowane do Szopienic (dzielnica Katowic, ok. 5 km na wschód od centrum aglomeracji) i poddawa-ne dalszej przeróbce w Hucie Metali Nie¿ela-znych „Szopienice”. Otrzymywany w piecach

fluidyzacyjnych tlenek cynku ³ugowany jest nastêpnie kwasem siarkowym. Po elektrolizie siarczanu cynku i uzyskaniu czystego cynku, szlamy o wysokiej zawartoœci Zn, H2SO4 (i

talu?) sk³adowane s¹ w stawach osadowych na terenie huty (dane HMN „Szopienice; informa-cja ustna). Do 1989 r. szlamy te wybierano i poddawano przeróbce w piecach prze-wa³owych Zak³adów „Orze³ Bia³y” w Pieka-rach Œl¹skich. Po zamkniêciu tych zak³adów, w latach 1989–2000, szlamy zalega³y w sta-wach osadowych na terenie huty.

SKA¯ENIE TALEM REGIONU SZOPIENIC

Informacja o wykorzystywaniu odpadów poflotacyjnych w Szopienicach sta³a siê punk-tem wyjœcia do dalszych badañ

bioindykacyj-nych i poszukiwania kolejbioindykacyj-nych obszarów po³udniowej Polski ska¿onych zwi¹zkami talu. 10.99 5.09 15.39 51.61 11.33 0 10 20 30 40 50 60

watroba miesnie kosci jajnik tresc zoladka

Ryc. 6. Stê¿enia talu (mg/kg s.m.) w tkankach wewnêtrznych i treœci ¿o³¹dka ¿aby trawnej (Rana tem-poraria) z okolic Bukowna.

Zastanawiaj¹ce by³o, ¿e tal nie ujawni³ siê — i to dwukrotnie, w roku 1989 i 1992 — w pió-rach srok od³awianych na terenie Szopienic. Mog³o to wynikaæ z zupe³nie innego usytuowa-nia stawów osadowych w Szopienicach ni¿ w Bukownie. W Bukownie stawy maj¹ charakter wysokiego wypiêtrzenia, wokó³ którego pod-sychaj¹ce odpady poflotacyjne rozwiewane s¹ przez wiatr. W Szopienicach stawy osadowe s¹ rozleg³ym zag³êbieniem w ziemi, chronionym

wysokimi obwa³owaniami. Ogranicza to emi-sje py³owe, a tym samym mo¿liwoœæ wnikania talu do piór tak zwan¹ „drog¹ egzogenn¹” — z powierzchni piór (patrz: zasady dystrybucji metali ciê¿kich w piórach; DMOWSKI 1999, 2000). ¯yj¹ce w pewnej odleg³oœci od stawów osadowych sroki w Szopienicach mog³y zatem pobieraæ tal g³ównie z pokarmem. Tal, wyno-szony poza obrêb stawów osadowych np. przez bezkrêgowce, móg³ kumulowaæ siê we krwi, a nastêpnie tkankach wewnêtrznych pta-ków i w znacznie mniejszym stopniu przenika³ do piór, ni¿ mia³o to miejsce u osobników z Bu-kowna.

Siêgniêto zatem po resztki g³êboko za-mro¿onych tkanek wewnêtrznych srok pozy-skiwanych w Polsce w latach 1989–92 (ich wiêkszoœæ wykorzystano wczeœniej do badañ Pb i Cd w ramach projektu badawczego KBN). Analizy ICP-MS w pe³ni potwierdzi³y hipotezê o znacznym ska¿eniu talem tak¿e okolic Szo-pienic (Ryc. 7). Spoœród badanych hut cynku jedynie Huta Cynku „Miasteczko Œl¹skie” wyda-je siê byæ Ÿród³em emisji znacznie mniejszych

iloœci talu, prawdopodobnie ze wzglêdu na sto-sowanie do produkcji cynku materia³u bar-dziej uszlachetnionego — koncentratów cynko-wych m.in z Chile, Peru, Kanady, po separacji nieu¿ytecznych sk³adników rud.

W latach 1998–2000, metod¹ ICP-AES, przeprowadzono kompleksowe analizy roœlin, grzybów i zwierz¹t z okolic stawów osado-wych w Szopienicach, pozyskuj¹c w miarê mo-¿liwoœci podobne gatunki jak we

wczeœniej-szych badaniach na terenie Bukowna (GIERA£TOWSKA i wspó³aut. 2001, Dmowski, Giera³towska i Karas, dane nieopublikowane). Analizy te potwierdzi³y wystêpowanie wyso-kiego ska¿enia talem tak¿e w rejonie Szopienic. Stê¿enia talu w tkankach drobnych ssaków znacznie przekracza³y poziom 0.00X–0.X mg/kg suchej masy, typowy dla obszarów nie-ska¿onych. Œrednie stê¿enia talu w nerkach, w¹trobach i koœciach myszy zaroœlowych wy-nosi³y odpowiednio: 15.9, 12.4 i 13.7 mg/kg, a w nerkach i w¹trobach ryjówek aksamitnych,

Sorex araneus, odpowiednio: 5.8 i 9.1 mg/kg.

Jedzenie miejscowych warzyw, podobnie jak w okolicach Bukowna, mo¿e byæ powa¿nym Ÿród³em ska¿enia; liœcie pietruszki zawiera³y do 4.0, a korzenie pietruszki — do 2.2 mg Tl/kg s. m. Szczególnie niepokoj¹ce by³y wysokie stê-¿enia talu stwierdzone w d¿d¿ownicach

Lum-bricus sp. (16.7–35.1) oraz pasikonikach z

ro-dziny Tettigonidae (24.7–83.6), które s¹ wyko-rzystywane jako pokarm przez wiele grup zwierz¹t — konsumentów wy¿szych rzêdów (GIERA£TOWSKA i wspó³aut. 2001). Bezskoru-0 1 2 3 4 5 6 SZ O 8 9 SZ O 9 3 MSL 8 9 MSL 9 3 BU K OL A GL O SI E NH U WA R WA L PL O KOZ BEL MI E PI L RZ E KA M BI A LU G SA J

Tl - nerki srok

Ryc. 7. Stê¿enia talu (mg/kg s.m.) w nerkach srok (DMOWSKI1999). Opis miejsc od³owu — jak na Ryc.1

60 50 40 30 20 10 0

powe œlimaki-œliniki zawiera³y od 2.3 do 26.6 mg Tl/kg. Podobnie jak w próbach z Bukowna nie wykazano tendencji do biomagnifikacji

talu w ³añcuchach pokarmowych (Dmowski Giera³towska i Karas, dane nieopublikowane).

NEGACJE I POTWIERDZENIA

Informacje zg³aszane Pañstwowej Inspek-cji Ochrony Œrodowiska i Sanepidowi nie spo-wodowa³y wszczêcia na obydwu terenach kompleksowych badañ, które uwzglêdnia³yby ca³y szereg próbek œrodowiskowych (roœliny u¿ytkowe i dzikie, zwierzêta dzikie i hodowla-ne, tkanki ludzkie) czy bada³yby stan zdrowia miejscowej ludnoœci pod k¹tem objawów ska-¿enia talem. Powo³ywano siê przy tym na brak norm, czêsto wrêcz bagatelizuj¹c problem i wykazuj¹c jednoczeœnie ca³kowit¹ nieumiejêt-noœæ czerpania informacji z badañ bioindyka-cyjnych. Równie¿ od hut trudno by³o uzyskaæ jakieœ dane dotycz¹ce pomiarów stê¿eñ tego pierwiastka. Dominowa³a odpowiedŸ: „nie jest badany” lub „nie jest objêty systematycznym monitoringiem”.

Stoi to w wyraŸnej opozycji do danych o geologicznych uwarunkowaniach obecnoœci talu w rejonie Bukowna-Olkusza. Charaktery-stycznym zespo³em typochemicznym pier-wiastków œladowych œl¹sko-krakowskich rud cynkowo-o³owiowych s¹ arsen, tal i german. Wed³ug CABA£Y(1996) nieu¿yteczne sk³adniki tych rud (siarczki ¿elaza, materia³y ilaste, nie-flotowalne frakcje siarczków cynku i o³owiu) w wiêkszoœci przechodz¹ do szlamów poflota-cyjnych. A zatem tal, arsen, mangan, nikiel i se-len, które s¹ zwi¹zane z siarczkami ¿elaza, pra-wie w ca³oœci trafiaj¹ do odpadów. Autor pod-kreœla³, ¿e w stawach osadowych, najdrobniej-sze frakcje odpadów gromadz¹ siê w

przypo-wierzchniowych warstwach i ³atwo mog¹ byæ transportowane przez wiatr, zanieczyszczaj¹c w ten sposób znaczn¹ czêœæ rejonu olkuskiego. Przeprowadzenie odwiertów w stawach osad-czych Bukowna i pobranie próbek osadów z ró¿nej g³êbokoœci w 1991 r. (a wiêc w okresie zbli¿onym do lat od³owu srok w tamtym regio-nie) pozwoli³o oszacowaæ iloœæ zgromadzone-go wówczas talu w nieczynnych stawach 1,2, 3 i 3a na 664.9 ton! (GÓRECKA i BELLOK 1998). Bardzo wysok¹ zawartoœæ talu w rudach Zn-Pb z ró¿nych miejsc regionu olkuskiego wykazy-wali wczeœniej GÓRECKA (1993) — ok 500 mg/kg oraz HARAÑCZYK(1962) — 3505 mg/kg. Najnowsze badania LISA i wspó³aut. (2001) zwracaj¹ uwagê na problem osadów rzek i stru-mieni okolic Bukowna. Maksymalne stê¿enie 146,57 mg Tl/kg stwierdzono w próbce osadu strumienia Warwas drenuj¹cego rejon huty. Wysokie stê¿enia autorzy stwierdzili tak¿e w aluwiach Bia³ej Przemszy (do 25,23 mg/kg po-ni¿ej ujœcia potoku Warwas).

Badania prowadzone niedawno przez bota-ników w rejonie Bukowna wykaza³y, ¿e korze-nie roœlin porastaj¹cych ha³dê o³owiowo-cyn-kow¹ ko³o Boles³awia zawieraj¹ tak¿e podwy¿-szone stê¿enia talu, np. babka w¹skolistna

Plantago lanceolata — œr. 45 mg/kg s.m czy

goŸdzik kartuzek, Dianthus carthusianorum — œr. 9 mg Tl /kg s.m. (ten ostatni skumulowa³ w pêdzie 13 mgTl/kg s.m) (WIERZBICKA i wspó³aut. 2001).

PODSUMOWANIE

Przedstawione wyniki badañ œwiadcz¹ o bardzo wysokim ska¿eniu talem okolic zak³adów hutniczych w Bukownie i Szopieni-cach. Regiony te powinny byæ stale monitoro-wane, a liczba i spektrum analizowanych pró-bek — radykalnie zwiêkszone. Badaniami nale-¿y obj¹æ zarówno abiotyczne, jak i biotyczne elementy œrodowiska, w tym próbki produk-tów spo¿ywczych i tkanki ludzkie. Regularnie — obok Pb, Cd czy Zn — powinny byæ mierzone stê¿enia talu w wodach gruntowych i po-wierzchniowych. Niezbêdna jest równie¿ kon-trola stanu zdrowia mieszkañców tych

tere-nów i poszukiwanie metod ograniczenia ska¿e-nia, zw³aszcza emisji py³owych.

Systematycznie wykonywane musz¹ byæ pomiary stê¿eñ talu w moczu (i we krwi?) pra-cowników obu hut oraz osób mieszkaj¹cych w pobli¿u hut cynku, a szczególnie na terenach przyleg³ych do stawów osadowych. Miejscowa ludnoœæ powinna byæ informowana o tym, ¿e w ich œrodowisku oprócz o³owiu, cynku czy kadmu mo¿na siê tak¿e spodziewaæ talu (do czasu pojawienia siê w 2001 r. artyku³ów w prasie codziennej, by³ to fakt mieszkañcom zupe³nie nieznany). Musz¹ oni równie¿

wie-dzieæ, ¿e z ich upraw powinny byæ wyelimino-wane roœliny szczególnie kumuluj¹ce ten pier-wiastek, np. takie jak kapusta, rzepak, kalarepa czy sa³ata, a kumulacja talu w owocach jest znacznie mniejsza. Podobnym badaniom nale-¿a³oby pilota¿owo poddaæ okolice innych zak³adów przetwórstwa rud metali

nie¿ela-znych, a tak¿e — ze wzglêdu na doœwiadczenia innych krajów europejskich — okolice przy-najmniej niektórych cementowni.

Tal powinien byæ na sta³e w³¹czony do listy pierwiastków systematycznie monitorowa-nych w strefach oddzia³ywania wszystkich w/w typów zak³adów przemys³owych.

SEARCH FOR THALLIUM IN THE AREAS OF SOUTHERN POLAND BY MEANS OF BIOINDICATION METHODS

S u m m a r y Thallium is a highly toxic element. For this reason

it was applied in production of rodenticides and insec-ticides for many years. At present, after a ban on Tl rat poisons, it is used only in small amounts. At the begin-ning of the article, is presented the toxic impact of thallium at the molecular level, its cumulation in par-ticular plant and animal tissues as well as its influence on the condition of individuals and populations. In vertebrate tissues the element cumulates mostly in kidneys and livers and causes very severe neurologi-cal, gastrointestinal and cardiovascular disturbances.

Despite its toxicity, thallium is an element very rarely studied in Poland and it is not under any routine monitoring. The research, carried out in the 1990-ties at the Department of Ecology, Warsaw University, in industrialised areas, allowed to point out several re-gions of the country which are seriously threatened by thallium, as well as to indicate direct sources of pollu-tion. A two-step bioindication method was applied. Thallium concentrations were first measured in mag-pie feathers, and then in internal tissues of rodents. Polluted regions included mainly the surroundings of the zinc smelter“Boles³aw” in Bukowno near Olkusz and a non-ferrous metal smelter in Szopienice (district of

Katowice). The thallium originated from post-float-ation waste arising during Pb, Zn and Cd ore process-ing and stored in deposit reservoirs.

The study of many plants, fungi, invertebrates and rodents carried out afterwards at the Department of Ecology in both these areas pointed to Tl tissue con-centrations distinctly exceeding those that are typical for unpolluted samples, i.e. 0.00X-0.X mg/kg dry weight. In Bukowno the highest values were found: in kidneys of rodents — up to 34.27 mg/kg, in Arion slugs — up to 33.48, in ovaries of frogs — up to 51.61 mg/kg. In Szopienice the highest values were found in earth-worms — up to 35.1 mg/kg, and in bush crickets

Tettigonidae — up to 83.6 mg/kg. Inhabitants of the

vil-lages living in the vicinity of the reservoir in Bukowno can be threatened with Tl pollution for example due to direct consumption of vegetables that contained 1.28–3.70 mg/kg d.w. of thallium.

The mentioned above regions, as well as areas near other ore smelters should be constantly moni-tored for thallium. This article proposes a range of pre-ventive actions which would limit the influence of Tl pollution on humans and the environment.

LITERATURA ALLOWAYB., 1990. Heavy metals in soils . Blackie Acad.

& Professionals, London, Glasgow.

BOWENH., 1979. Environmental chemistry of the

ele-ments. Acad. Press London, New York, Toronto.

CABA£A J., 1996. Koncentracje pierwiastków œlado-wych w rudach Zn-Pb i mo¿liwoœci przechodze-nia ich do odpadów. Prace Nauk. GIG,

Konferen-cje 13, 17–32.

CISZEWSKIA., WASIAKW., CISZEWSKAW., 1997. Hair ana-lysis, Part 2, Differential pulse anodic stripping voltammetric determination of thallium in hu-man hair samples of persons in perhu-manent con-tact with lead in their workplace. Anal. Chim. Acta

343, 225–229.

CLAUSENB., KARLOGO., 1974. Loading with thallium

among wild animals of the Marten genus and badgers in Denmark. Nord. Vet.-Med. 26, 339–350.

CRÖSSMANNG. 1984. Thallium - eine neue

Umweltkon-taminante? Angew. Botanik 58, 3–10.

CRÖSSMANNC., 1994. Transfer und Akkumulation von

Thallium bei Gemuse und Obstarten. Verband

Deutscher Landw. Untersuchungs- und For-schungsanstalten Kongress, Jena.

DECKERTG., 1980. Siedlungsdichte und

Nahrungssu-che bei Elster, Pica pica L., und Nebelkrähe, Corvus corone cornix (L.). Beitr. Vogelk. 26,

305–334.

DMOWSKI K., 1997. Biomonitoring with the use of Magpie Pica pica feathers: heavy metal pollution in the vicinity of zinc smelters and national parks in Poland. Acta Orn. 32, 15– 23.

DMOWSKIK., 1999. Birds as bioindicators of heavy

me-tal pollution: review and examples concerning European species. Acta Orn. 34, 1–25.

DMOWSKIK., 2000. Environmental monitoring of he-avy metals with magpie (Pica pica) feathers — an example of Polish polluted and control areas. [W:] Trace elements in the environment. MARKERT B., FRIESE P. (red.) Elsevier Publ., Amsterdam,

DMOWSKIK., BADUREKM., 2001. Thallium

contamina-tion of selected biotic elements of ecosystems ne-ighboring the zinc smelter in Bukowno. Obieg

pierwiastków w przyrodzie. GWOREKB., MOCKAA. (red.). Monografia, Tom 1, Inst. Ochr. Œrod., War-szawa, 19–23.

DMOWSKIK., BADUREKM, 2002. Thallium

contamina-tion of selected plants and fungi in a vicinity of the Zinc Smelter“Boles³aw” in Bukowno (southern Poland). Acta Biol. Crac., ser. Bot. (w druku).

DMOWSKI K.., GOLIMOWSKI J., 1995. Pióra srok (Pica pica) jako materia³ bioindykacyjny dla oceny stopnia ska¿enia œrodowiska metalami ciê¿kimi.

Sprawozdanie z grantu KBN 6 6361 91 02 DMOWSKI, K., KOZAKIEWICZ, M., KOZAKIEWICZ, A., 1996.

Small mammal populations and community un-der conditions of extremely high thallium content in the environment. Proc. 4th SECOTOX Eur.

Conf. Ecotoxicol. Environ. Safety, Metz, France, 104

DMOWSKI, K., KOZAKIEWICZ, A., KOZAKIEWICZ, M., 1998.

Small mammal populations and community in conditions of extremely high thallium contamina-tion in the environment. Ecotoxicol. Env. Safety

41, 2–7.

DOLGNER R., BROCKHAUS A., EWERS U., WIEGAND H., MAJEWSKIF., SODDERMANNH., 1983. Repeated

surve-illance of exposure of thallium in a population living in the vicinity of cement plant emitting dust containing thallium. Int. Arch. Occup. Env. Hlth.

52, 79–94.

ELLENBERG H. 1982. Was ist ein Bioindikator - Sind

Vögel Bioindikatoren? Seevögel (Wyd. Specj.),

153–158.

EWERSU. 1988. Environmental exposure to thallium. Sci. Tot. Env. 71, 285–292.

GASTF. 1984. Die Elster (Pica pica) als Bioindikator für die Belastung von Nahrungsnetzen durch Umweltchemikalien. Praca doktorska, Univ.

Saa-rbrücken, Niemcy.

GIERA£TOWSKA M., DMOWSKI K., KARAŒ A. 2001.

Thal-lium pollution in selected elements of ecosystems in the impact area of the Non-ferrous Metal Smel-ter “Szopienice” — Proc. 6thSECOTOX Eur. Conf. Ecotoxicol. Environ. Safety, Cracow, Poland, 106. GÓRECKAE. 1993. Genetic model of Zn-Pb deposit in

the Olkusz ore district (S. Poland). Arch. Miner.

99, 23–77.

GÓRECKAE, BELLOKA. 1998. Possibilities of metal use

from floatation wastes of zinc and lead ores (ZGH “Boles³aw”, the Olkusz region). [W:] Protection of the lithosphere. KOZ£OWSKI S. (red.). Pañstwowy Inst. Geol., Warszawa.

GREGOTTI C., FAUSTMAN E. 1998. Reproductive and

developmental toxicity of thallium. [W:] Thallium in the Environment. NRIAGU J. (red.). J. Wiley & Sons, New York, Chichester, Weinheim, 201–216. HARAÑCZYK C., 1962. Mineralogia kruszców

œl¹sko-krakowskich z³ó¿ cynku i o³owiu. Prace Kom.

Nauk Geolog. PAN, Oddzia³ w Krakowie, 8, 1–74. KABATA-PENDIASA., PENDIASH., 1979. Pierwiastki

œlado-we w œrodowisku biologicznym. Wydawnictwa

Geologiczne, Warszawa.

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia

pierwiastków œladowych. Wyd. Nauk. PWN,

War-szawa.

KELNERM., 1994. Thallium. [W:] Handbook on metals

in clinical and analytical chemistry. SEILER H., SIGELA., SIGELH. (red.). Marcel Dekker, Inc., New York, Basel, 601–610.

KEMPER F., BERTRAM H., 1991. Thallium. [W:] Metals

and their compounds in the environment.

MERRIANE. (red.). Weinheim VCH, 1227–1241. KLEIN R., PAULUS M., 1995. Umweltproben für die

Schadstoffanalytik im Biomonitoring. G. Fischer

Verlag, Jena, Stuttgart.

KOZAKIEWICZM., SZACKIJ., 1995. Mammal movements

in a landscape; patch restriction or nomadism.

[W:] Landscape approaches in mammalian

eco-logy and conservation. LIDICKERW. (red.). Univ. of Minnesota Press, Minneapolis, London, 78–94. LEBLANCG., DEANJ., 1984. Antimony and thallium

toxi-city to embryos and larvae of fathead minnow (Pimephales promelas). Bull. Env. Contam. Toxic.

32, 565–569.

LEHNH., BOPPM., 1987. Prediction of heavy metal

con-centrations in mature plants by chemical analysis of seedlings. Plant Soil 101, 9–14.

LEONARDA., GERBERG., 1997. Mutagenecity,

carcinoge-necity and teratogecarcinoge-necity of thallium compounds.

Mutation Research 387, 47–53.

LIS J., £UKASZEWSKI Z., PASIECZNA A., ZEMBRZUSKI W., KARBOWSKAB., 2001. Tal w gruntach i aluwiach w

rejonie wystêpowania z³ó¿ Pb-Zn na arkuszu S³awków. Sprawozdanie grantu KBN 9T.12B.

046.19

MAKRIDISH., AMBERGER A., 1989. Thallium-Aufnahme

aus Zementofenstäuben in Gefässversuchen mit Grünraps, Buschbohnen und Weidelgras. Landw.

Forsch. 42, 324–332.

MANZOL., SABBIONIE., 1988. Thallium. [W:] Handbook

on toxicity inorganic compounds. SEILERH., SIGEL

W. (red.). Marcel Dekker Ink. New York, Basel, 678–685.

MARKERT B., 1992. Multi-element analysis in natural

materials — analytical tools and biological qu-estions. [W:] Biogeochemistry of trace elements,

ADRIANOD. (red.). Lewis Publishers, Boca Raton.

MAZURKIEWICZ M., 1983. Spatial organization of the

population. [W:] Ecology of the Bank Vole.

PETRUSEWICZK. (red.). Polish Scientific Publishers, Warszawa, 117-128.

MÜLLERP., DMOWSKIK., GASTF., HAHNE., WAGNER G., 1984. Zum Problem der Bioindikation von

stan-dortspezifischen Schermetallbelastungen mit Vögelfedern. Wiss. Umwelt., 3, 139–144.

MUNCHB., CLAUSENB., KARLOGO., 1974. Thallium

po-isoning in red foxes (Vulpes vulpes) and badgers (Meles meles) in Denmark. Nord. Vet.-Med. 26,

323–338.

NRIAGUJ. 1998. Thallium in the Environment. J. Wiley & Sons, New York, Chichester, Weinheim. PEAKALLD., 1992. Animal biomarkers as pollution

in-dicators. Chapman and Hall, London.

REPETTOG., DELPESOA., REPETTOM., 1998. Human

NRIAGUJ. (red.). J. Wiley & Sons, New York, Chi-chester, Weinheim, 167–200.

RIOSC., GALVAN-ARZATES., TAPIAR., 1989. Brain

regio-nal thallium distribution in rats acutely intoxica-ted with Tl₂SO₄. Arch. Toxic. 63, 34–37.

SAGER M., 1994. Thallium. Toxicol. Environmental. Chemistry 45, 11–32.

SAGERM., 1998. Thallium in agricultural practice. [W:]

Thallium in the environment. NRIAGUJ. (red.). J. Wiley & Sons, New York, Chichester, Weinheim, 59–87.

SCHOERJ., 1984. Thallium. [W:] The handbook of

envi-ronmental chemistry. HUTZINGERO. (red.). Sprin-ger Verlag, Berlin, 148–214.

SCHOLLW., 1980. Bestimmung von Thallium in

ver-schiedenen anorganischen und organischen Ma-trices, ein einfeches photometrisches Routinever-fahren mit Brillantgrün. Landw. Forsch. 37,

275–286

TALASA., WELLHONERH., 1983. Dose-dependency of Tl+

kinetics as studied in rabbits. Arch. Toxic. 53,

9–16.

WHO, 1996. Thallium; Environmental health criteria

182. WHO Geneva.

WIERZBICKAM., SZAREK-£UKASZEWSKAG., GRODZIÑSKAK. 2001. Ska¿enie talem w po³udniowej Polsce. [W:]

Obieg pierwiastków w przyrodzie. GWOREK B., MOCKA A. (red.). Monografia, Tom 1, Inst. Ochr. Œrod., Warszawa, 124–129.

ZARTNER-NYILAS, VALENTINH., SCHALLERK.-H., SCHIELEB.

1983. Thallium — ökologische,

umweltmedizini-sche und industrielle Bedeutung, Agrar- und Umweltforschung in Baden-Würtemberg. Tom 3.

Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart.

ZITKO V., 1975. Chemistry, application, toxicity and

pollution potential of thallium. Technical Report

Number 518, Department of the Environment, Fisheries and Marine Service, Research and Deve-lopment Directorate, Biological Station, St. An-drews, New Brunswick, Canada.

ZITKOV., CARSONW., 1975. Accumulation of thallium

in clams and mussels. Bull. Env. Contam. Toxic.