Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 1 Izvirni znanstveni članek / Original scientific paper PREHOD KOVIN IZ TAL V TKIVA IZBRANIH VRST PROSTOŽIVEČIH ŽIVALI: PRIMER VELIKEGA VRHA TRANSFER OF METALS FROM SOIL TO TISSUES OF SELECTED FEE-LIVING ANIMALS: A CASE STUDY FOR VELIKI VRH Samar AL SAYEGH PETKOVŠEK1, Nataša KOPUŠAR2, Boštjan POKORNY3, Davorin TOME4, Boris KRYŠTUFEK5 (1) Eurofins ERICo Velenje, Inštitut za ekološke raziskave d.o.o., Koroška cesta 58, 3320 Velenje, Slovenija; samar.petkovsek@erico.si (2) Eurofins ERICo Velenje, Inštitut za ekološke raziskave d.o.o., Koroška cesta 58, 3320 Velenje, Slovenija; natasa.kopusar@erico.si (3) Eurofins ERICo Velenje, Inštitut za ekološke raziskave d.o.o., Koroška cesta 58, 3320 Velenje, Slovenija; Visoka šola za varstvo okolja, Trg mladosti 7, 3320 Velenje, Slovenija; Gozdarski inštitut Slovenije, Večna pot 2, 1000 Ljubljana; bostjan.pokorny@erico.si (4) Nacionalni inštitut za biologijo, Večna pot 111, 1000 Ljubljana, Slovenija, davorin.tome@nib.is (5) Prirodoslovni muzej Slovenije, Prešernova 20, 1000 Ljubljana, Slovenija; bkrystufek@pms-lj.si IZVLEČEK V raziskavi smo analizirali prenos kovin iz gozdnih in travniških tal v male sesalce (rumenogrla miš, gozdna in poljska vo- luharica), veliko sinico in lisico, ki živijo na območju Velikega Vrha. Hkrati smo ocenili tveganje za te organizme na podlagi primerjave določenih vsebnosti v rastlinskih in živalskih tkivih s kritičnimi ter dopustnimi vsebnostmi in izračunom kvocienta tveganja (HQ) na podlagi vnosa kovin s prehrano. Izjema je bila velika sinica, ki smo jo pri izračunu HQ nadomestili s kosom, ki se pogosto prehranjuje z deževniki. Ugotovili smo, da so gozdni in travniški ekosistemi na območju Velikega Vrha, ki je bil zlasti v preteklosti izpostavljen velikim izpustom iz Termoelektrarne Šoštanj, zmerno obremenjeni s Pb (gozdna tla, živalska tkiva), Hg (gozdna tla, živalska tkiva) in Cd (travniška tla, korenine trav, detelj in zeli). Vendar tveganja za prostoživeče živali (navadna lisica, rumenogrla miš, poljska in gozdna voluharica) in deževnike nismo ugotovili, saj so bile določene vsebnosti Hg, Pb in Cd nižje od kritičnih (mali sesalci, lisica) oziroma letalnih (smrtnih) vsebnosti (deževniki). Obstaja pa verjetnost za tveganje zaradi vnosa Hg v lisico prek gozdne voluharice in zaradi vnosa Pb v kosa prek deževnikov, vendar samo v primeru, če bi ta prehranska vira sestavljala vsaj polovico diete omenjenih organizmov. Ključne besede: kovine, termoelektrarna, Hg, Pb, mali sesalci, velika sinica, ocena tveganja ABSTRACT We studied transfer of metals from soil to tissues of selected free-living animals: small mammals (Myodes glareolus, Microtus arvalis, Apodemus flavicollis), Parus major and red fox (Vulpes vulpes), inhabiting Veliki Vrh, Slovenia. At the same time, we assessed the risk for these organisms on the basis of comparison with metal levels in plant and animal tissues to effect con- centrations for liver, critical levels of metals, defined in Slovene legislation and Hazard Quotient calculation. The exception was Parus major. This passerine bird was replaced with Turdus merula which feeds on earthworms. Our results show that meadow and forest ecosystems at Veliki Vrh, which was exposed (especially in the past) to high levels of pollutants (including metals) from thermal power plant, are moderately polluted with Pb (forest soil, animal tissues), Hg (forest soil, animal tissues) and Cd (meadow soil, roots of grass and clovers). Nevertheless, the risk for selected free-living animals was in general insignificant, since the levels of Hg, Pb and Cd were below critical (small mammals, red fox) and lethal levels (earthworms). However, there is a probability of risk due to the intake of mercury in red fox through Myodes glareolus and of Pb in Turdus merula through earthworms, if these food sources would constitute at least half of the diet of these organisms. Key words: metals, Thermal Power Plant, Hg, Pb, small mammals, Parus major, risk assessment GDK 114.268:148.2+149(045)=163.6 Prispelo / Received: 20. 7. 2017 DOI 10.20135/ASetL.114.1 Sprejeto / Accepted: 29. 9. 2017 1 UVOD 1 INTRODUCTION Izpusti iz termoenergetskih objektov so vir one- snažil, ki se lahko kopičijo v vseh okoljskih segmentih (Mandal in Sengupta, 2006; Al Sayegh Petkovšek, 2013; Kabir in sod., 2012; Banerjee in sod., 2015; Chesoh in Lim, 2015). Med onesnažili je posebna pozornost na- menjena kovinam, ki so predmet pričujoče raziskave. Kovine so uvrščene v sam vrh najbolj nevarnih snovi zaradi strupenosti, sposobnosti kopičenja v prehranje- valnih verigah in dolgoživosti v okolju (ATSDR, 2013). Tako je npr. arzen (As) uvrščen na prvo, svinec (Pb) na drugo, živo srebro (Hg) na tretje in kadmij (Cd) na sed- mo mesto seznama nevarnih snovi visoke prioritete (ibid.). Kovine lahko prehajajo iz tal prek prehranjeval- nih verig v tkiva prostoživečih živali, med katere uvr- 2 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... ščamo tudi male sesalce, zveri in ptice pevke (Bennet in sod., 2007; Sneddon in sod., 2009; Van der Brink in sod., 2010; Al Sayegh Petkovšek in sod., 2015). Mali sesalci (npr. rumenogrla miš Apodemus flavi- collis (Melchior, 1834)), gozdna voluharica Myodes gla- reolus (Schreber, 1780) in poljska voluharica Microtus arvalis (Pallas, 1779)) se pogosto uporabljajo v ekoto- ksikoloških študijah in biomonitoringih (Pankakovski in sod., 1994; Stancley in Rosce, 1996; Hamers in sod., 2006; Bennet in sod., 2007; Marques in sod., 2007; Lavengood in Heske, 2008; Wijnhoven in sod., 2008; Martiniakova in sod., 2010a, b; Salinska in sod., 2012; Sanchez-Chardi in Nadal, 2007; Sanchez-Chardi in sod., 2007a, 2007, 2009, 2013; Tête in sod., 2014; Al Saye- gh Petkovšek in sod., 2010a, 2014, 2015). Za tovrstne raziskave so mali sesalci primerni zaradi številnih la- stnosti: vsebnosti onesnažil v njihovih tkivih so odsev izpostavljenosti onesnažilom, so splošno razširjeni, njihov življenjski prostor je omejen, imajo ustaljene prehrambne navade, rodnost je velika in jih je enostav- no vzorčiti (Sánchez-Chardi in sod., 2007; Levengood in Heske 2008). Zaradi majhne telesne teže in visokega metabolizma so bolj izpostavljeni onesnažilom kot ve- čji sesalci (Shore in Rattner 2001; Damek-Poprawa in Sawicka-Kapusta, 2003, 2004). Hkrati so mali sesalci vmesna stopnja med nižjimi in višjimi trofičnimi nivoji, saj so pomembni v prehrani mesojedih ptic in sesalcev (npr. Reinecke in sod., 2000; Sánchez-Chardi in Nadal, 2007; Levengood in Heske, 2008; Wijnhoven in sod., 2008), kamor uvrščamo tudi red zveri, vključno z na- vadno lisico (Vulpes vulpes (Linnaeus, 1758)). Ptice so pomemben in pogosto uporabljen kazalec onesnaženosti in sprememb v okolju (Eans in sod., 1999; Dmowski, 2000; Becker, 2003; Dauwe in sod., 2004; Roodbergen in sod., 2008; Gomez-Ramirez in sod., 2014). Ptice pevke so uporabni kazalci točkov- nih virov onesnaženja v kopenskih ekosistemih in za ocenitev okoljskih tveganj (Dauwe in sod., 2003, 2004; Scheifler in sod., 2006). Še posebej primerna je velika sinica Parus major (Linnaeus, 1758), ki je pogosta vr- sta, ki se prehranjuje na majhnem območju in jo je raz- meroma lahko ujeti. Vsebnosti kovin v perju so pravilo- ma odsev koncentracij kovin v krvi v kratkem obdobju rasti peres, ko so le-ta v stiku s krvožilnim sistemom. Kovine v krvožilje vstopajo prek vnosa s prehranski- mi viri ali s sproščanjem iz notranjih organov (Burger, 1993; Costa in sod., 2013). Tudi z določitvijo vsebnosti kovin v različnih tki- vih/vzorcih (npr. jetra, ledvice, mišice, dlaka) lisice ocenjujemo obremenjenosti okolja s kovinami (Dip in sod., 2001; Hoekstra in sod., 2003; Millán in sod., 2008; Bilandžić in sod., 2010; Dobrzański in sod., 2014). V zadnjem obdobju so slednje ocenjevali v urbanih, su- burbanih in ruralnih območij na Hrvaškem (Bilandžić in sod., 2010) in Poljskem (Dobrzański in sod., 2014). Namen raziskave je bil ovrednotiti prenos kovin iz gozdnih in travniških tal z območja Velikega Vrha, izpo- stavljenega emisijam iz Termoelektrarne Šoštanj (TEŠ), v rastlinska ter živalska tkiva (mali sesalci, ptice pevke, navadna lisica). Sočasno smo ocenili tveganje, ki jih s ko- vinami obremenjena tla predstavljajo za te organizme. Veliki Vrh leži v neposredni bližini TEŠ, ki je v preteklo- sti izpustila v okolje velike količine plinastih onesnažil in prahu. Pred postavitvijo čistilnih naprav so bile letne emisije žveplovega dioksida zabeležene v intervalu od 123.382 t (1983) do 80.516 t (1995), emisije prahu pa od 3.151 t (1980) do 8.121 t (1993) (Al Sayegh Petkovšek, 2013). Po postavitvi čistilnih naprav v letih 1995 in 2000 so se emisije SO2 in prahu bistveno zmanjšale; v letu 2012 je TEŠ v zrak izpustila 3.998 t SO2 in 227 t prahu (Agencija RS za okolje, 2017). Poleg plinastih onesnažil je bilo po nekaterih ocenah v obdobju 1980–2006 v zrak emitiranih 22,7 t Pb, 0,26 t Cd, 0,3 t Hg, 5,1 t As in 299 t Zn na leto (Pokorny, 2003; Poličnik, 2008). Posledično so se kovine kopičile v različnih okoljskih segmentih in še po- sebej na hribovitem obrobju Šaleške doline, kjer leži tudi Veliki Vrh (Pokorny, 2003; Poličnik, 2008; Vrbič Kugonič, 2009; Jelenko in Pokorny, 2010; Al Sayegh Petkovšek in Pokorny, 2013). Biomonitoring gozdnega ekosistema, kjer so opravljali meritve vsebnosti žvepla, antioksidan- tov in pigmentov v iglicah smreke v daljšem časovnem obdobju (1991 do 2008), je pokazal, da je območje Veli- kega Vrha najbolj izpostavljeno izpustom iz TEŠ (Al Saye- gh Petkovšek, 2008; Al Sayegh Petkovšek, 2013). V sklopu raziskave smo testirali hipoteze, da so (i) izpusti iz termoelektrarne izvor kovin v tleh; (ii) vseb- nosti kovin v talnih, rastlinskih in živalskih vzorcih z območja Velikega Vrha večje v primerjavi z referenč- nim območjem; (iii) gozdna in travniška tla na območju Velikega Vrha različno obremenjena s kovinami, kar se kaže v vsebnostih izmerjenih kovin v jetrih malih se- salcev, vzorčenih na obeh območjih; (iv) kovine lahko prehajajo iz gozdnih in travniških tal v tkiva prostoži- večih živali prek prehranskih virov, kar lahko pomeni tveganje zanje. 2 MATERIAL IN METODE DELA 2 MATERIAL AND METHODS 2.1 Opis območja raziskave 2.1 Study area Raziskovalno območje smo izbrali na Velikem Vrhu v Šaleški dolini, ki leži v severnem delu osrednje Slo- venije. Veliki Vrh doseže nadmorsko višino 560 m in je od TEŠ oddaljen 2,5 km JZ. Geološka podlaga je meša- Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 3 na, prevladuje pa silikatna matična kamnina. Razisko- valno območje smo razdelili na dve ploskvi (slika 1). Prvo ploskev smo izbrali v gozdnem sestoju. V združbi acidofilnega bukovega gozda s kostanjem (Castanea- Fagetum sylvaticae (Mar. & Zup. 79) Mar. & Zup.) je naj- pogostejša drevesna vrsta bukev (Fagus sylvatica L.), pogosteje se pojavljata graden (Quercus petraea (Mat- tuschka) Liebel.), rdeči bor (Pinus sylvestris L.), pravi kostanj (Castanea sativa Mill.) in smreka (Picea abies (L.) Karst.). Druga raziskovalna ploskev (travnik) na območju Velikega Vrha je bila izbrana v okolici avto- matske merilne postaje TEŠ (postaja ANAS) v okolici kmetije Pusovnik (slika 1). Referenčno, neonesnaženo območje smo izbrali v Krajinskem parku Logarska dolina, kjer ni velikih vi- rov kovin (Agencija RS za okolje, 2017). Logarska do- lina leži v Kamniško-Savinjskih Alpah, raziskovalno območje pa leži v osrednjem delu doline (Polanc), kjer so se razvila evtrična rjava tla na moreni in pobočnem grušču. Raziskovalni območji smo izbrali v mešanem gozdu, kjer uspeva sekundarni smrekov gozd na rasti- šču Anemone-Fagetum (Gerl, 2004), in na travniku ob gozdnem robu. 2.2 Vzorčenje 2.2 Sampling procedure Talne, rastlinske in živalske vzorce smo na obmo- čju Velikega Vrha in referenčnega območja (Logarska dolina, Polanc) vzorčili v obdobju od leta 2011 do leta 2014 (preglednica 1; slika 1). Talne vzorce smo vzorči- li jeseni 2011, upoštevaje ustrezen standard (ISO/DIS 1031-1-6) in zakonodajo (Pravilnik o obratovalnem monitoringu tal pri vnosu nevarnih snovi in rastlinskih hranil v tla (Ur. l. RS, št. 55/97)). Vzorčenje gozdnih tal smo opravili v dveh globinah (0-6 cm in 6-12 cm), vzorčenje travniških tal pa v globini od 0-12 cm. Združen vzorec trav, detelj in zelišč smo vzorčili po- leti 2012 na treh lokacijah posameznega raziskovalne- ga območja in vzorce razdelili na nadzemni del in ko- renine. Dodatno smo v letih 2013 in 2014 vzorčili plo- Slika 1: Karta raziskovalnega območja v okolici Termoelek- trarne Šoštanj (TEŠ) (Veliki Vrh) z vzorčnimi mesti za tla (rumena barva), rastline (zelena barva) in deževnike (rdeča barva). Z rjavo barvo so označene lokacije, kjer smo name- stili gnezdilnice, in z rumeno šrafuro območji, kjer smo na- mestili pasti za male sesalce. Rastlinski vzorci so označeni s številkami: združen vzorec trav, detelj in zelišč (1), navadna borovnica (2), orlova praprot (3), bukev – plod (4) in črni be- zeg – plod (5). Fig. 1: Map of study area in the vicinity of the Šoštanj Ther- mal Power Plant (TEŠ) (Veliki Vrh) and sampling sites for soil (yellow colour), plants (green colour), earthworms (red colour) and nestlings (brown colour). Areas, where traps for small mammals were set, are highlighted in yellow hatch- ing pattern. Plant samples are marked with figures: com- posite samples of grass and clovers (1), Vaccinium myrtillus (2), Pteridium aquilinum (3), Fagus sylvatica – fruits (4) and Sambucus nigra – fruits (5). 4 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... dove in liste grmovnih ter drevesnih vrst. Rastlinske vzorce smo v plastičnih vrečkah prenesli v laboratorij. Na izbranih lokacijah za analizo tal na travniku na območju Velikega Vrha in referenčnega območja (Lo- garska dolina – Polanc), oziroma v neposredni bližini, smo vzorčili deževnike v letu 2012. Na vsaki lokaciji smo vzorčili dva do pet vzorcev tal (50 x 50 x 25 cm glo- boko). Na terenu smo vzorce pregledali, ročno pobrali posamezne deževnike in jih za vsako lokacijo združili v skupen vzorec (po trije skupni vzorci z Velikega Vrha oziroma z referenčnega območja) (preglednica 1). V la- boratoriju smo deževnike sprali z destilirano vodo in jih določili z uporabo ustrezne literature (Mršič, 1997). V talnih vzorcih z Velikega Vrha smo določili štiri vrste (Aporrectodea rosea, Dendrobaena octaedra, Eisenia fetida, Lumbricus rubellus) in v talnih vzorcih z refe- renčne lokacije pet vrst deževnikov (Aporrectodea ro- sea, Aporrectodea smaragdina, Dendrobaena octaedra, Lumbricus rubellus, Octodrilus complanatus). Po opra- vljeni vrstni določitvi smo deževnike pustili stradati teden dni v hladilniku, jih večkrat sprali z destilirano vodo, da smo odstranili izločke, in nato zamrznili. Na območju Velikega Vrha in referenčnega obmo- čja smo vzorčili male sesalce na gozdni ploskvi in na bližnjem travniku julija in avgusta 2012. Pasti smo nastavili v popoldanskem času in jih pregledali nasle- dnje jutro. Ujete male sesalce smo določili do vrste na terenu in jih nato prenesli v laboratorij. V laboratoriju smo posameznim osebkom odstranili jetra, jih stehtali in zamrznili. Vzorce jeter navadne lisice smo pridobili v sklopu rednega odstrela navadnih lisic na območju Velikega Vrha v letu 2012. Preglednica 1: Število vzorcev glede na tipe/vrste, vzorčene na območju Velikega Vrha in referenčnega območja (Logar- ska dolina, Polanc) Table 1: Number of samples per species/type of samples from Veliki Vrh and the reference area (Logar Valley, Polanc) Slovensko ime/ vrsta vzorca Latinsko ime Lokacija Veliki Vrh Logarskadolina TALNI VZORCI Talni vzorci (0-6 cm) / gozd 6 3 Talni vzorci (6-12 cm) / gozd 6 3 Talni vzorci (0-12 cm) / travnik 5a 3 RASTLINSKI VZORCI (korenine, nadzemni del, plodovi) Brogovita: plod Viburnum opulus L. gozd 0 3 Bukev: plod Fagus sylvatica L. gozd 3 0 Črni bezeg: plod Sambucus nigra L. gozd 3 3 Mokovec: plod Sorbus aria (L.) Crantz gozd 0 3 Navadna borovnica Vaccinium myrtillus L. gozd 3 0 Orlova praprot Pteridium aquilinum (L.) Kuhn. gozd 3 0 Ostrolistni javor: plod Acer platanoides L. gozd 0 3 Rdeči dren: plod Cornus sanguinea L. gozd 0 3 Združen vzorec trav, detelj, zelib / travnik 6 6 ŽIVALSKI VZORCI (deževniki, jetra, repna peresa) Gozdna voluharica Myodes glareolus (Schreber, 1780) gozd + travnik 3 + 1 15 + 0 Ilirska voluharica Microtus liechtensteini (Wettstein, 1927) gozd 0 2 Navadna lisica Vulpes vulpes L. gozd 3 0 Poljska voluharica Microtus arvalis (Pallas, 1779) travnik 4 0 Rumenogrla miš Apodemus flavicollis (Melchior, 1834) gozd + travnik 15 + 15 13 + 0c Velika sinica Parus major Linnaeus, 1758 gozd 4 15d Združen vzorec deževnikov / travnik 3 3 Opombe: a: Med talne smo vključili tudi vzorce, ki so 400 m oddaljeni od postaje ANAS. b: Analizirali smo posebej korenine in nadzemni del; pri ostalih vzorcih smo analizirali nadzemni del oziroma liste oziroma plodove, kjer je tako navedeno. c: Na območju Logarske doline (lokacija Polanc) smo vse male sesalce ujeli na gozdni ploskvi. d: V vzorec smo vključili tudi vzorce z drugih referenčnih območij (Krim, Pohorje). Notes: a: Soil samples, which were more distant (400 m from ANAS station), were also included. b: Roots and above-ground parts were analysed separately; in other samples we analysed only the above-ground parts or fruits, where so indicated. c: All small mammals from the reference area (Logar Valley, Polanc) were captured on forest plot. d: Samples from other reference locations were also included (Krim, Pohorje). Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 5 Štiri (Veliki Vrh) oziroma osem gnezdilnic (refe- renčno območje) smo namestili na drevesa gozdnih ploskev. Med vzorce z referenčne lokacije (Logarska dolina) smo vključili tudi vzorce z drugih referenčnih območij (Krim, Pohorje). V spomladanskem obdobju v letih od 2011 do 2014 smo vzorčili repna peresa 8-12 dni starih mladičev velike sinice (Parus major L.). Re- pna peresa iz ene gnezdilnice smo združili v skupen vzorec, ki smo ga shranili na T = -2 0C. 2.3 Kemijske analize 2.3 Chemical analyses Sveže vzorce tal smo posušili na temperaturi do 36 oC, homogenizirali in presejali skozi plastično sito, velikosti por 2 mm. Rastlinske vzorce smo sušili v su- šilniku pri 28 oC do konstantne teže. Talne, rastlinske in živalske vzorce smo homogenizirali z visokofrekvenč- nim mlinčkom s keramičnim nožem (Büchi-Mixer B-400). Nato smo vse obravnavane vzorce razkrojili v mikrovalovni napravi (Milestone Ethos Plus; masa vzorca okoli 0,5 g; reagent: 10 ml ultračiste HNO3 z do- datkom KMnO4; Tmax = 180 oC) in v njih določili vsebno- sti kovin (vsi vzorci) in celokupnega žvepla (S) (gozdna tla). Določili smo vsebnosti arzena (As), svinca (Pb), kadmija (Cd), bakra (Cu), cinka (Zn) in molibdena (Mo) z metodo induktivno sklopljene plazme z masnospek- trometrično detekcijo (ICP-MS; Hewlett Packard) ter vsebnosti Hg s hidridno tehniko na atomskem absorp- cijskem spektrometru (Perkin Elmer SIMAA 6000). Celotno žveplo v gozdnih tleh smo analizirali z elemen- tnim analizatorjem ELTRA CHS 580 s sežigom vzorca v toku kisika in detekcijo z IR-celico. Vsi vzorci so bili analizirani v ERICovem laborato- riju. Pri analizah smo uporabili standardne referenčne materiale za tla (NIST SRM 2711, Montana Soil), ra- stlinska tkiva (IAEA-336, Trace and minor elements in Lichens) in živalska tkiva (BCR 185, bovine liver). Vseb- nosti kovin v tleh, rastlinah, deževnikih in perju velike sinice smo izrazili v mg / kg suhe teže snovi, vsebnosti kovin v jetrih pa v mg / kg sveže teže. Količino celotne- ga žvepla (S) v gozdnih tleh z območja Velikega Vrha smo prikazali v %. 2.4 Statistične analize, izračun BCF in kvocienta tveganja (HQ) 2.4 Statistical analyses, BCF and risk assessment calculation (HQ) Vse statistične analize smo opravili z uporabo pro- gramskega paketa Statistica for Windows 7.1 (STAT- SOFT, 2006). Parametrični t test smo uporabili za ana- lizo razlik v vsebnosti kovin med zgornjim in spodnjim slojem gozdnih tal. Razlike v vsebnostih kovin v talnih, rastlinskih in živalskih vzorcih na območju Velikega Vrha in referenčnega območja in med obema razisko- valnima ploskvama (gozd, travnik) na Velikem Vrhu smo testirali z neparametričnim Mann-Whitney U-te- stom. Kot statistično značilno smo privzeli rezultate, pri katerih je bila velikost statističnega tveganja p < 0,05. Z izračunom biokoncentracijskega faktorja (BCF), ki podaja razmerje med vsebnostjo kovin v deževnikih oziroma v rastlinskih vzorcih in tleh, smo ocenili ko- pičenje posameznih kovin, ki se pojavi, ko je BCF > 1. Oceno tveganja za izbrane organizme, ki jo podaja kvocient tveganja (HQ: Hazard Quotient), smo prikaza- li na podlagi dnevnega sprejema kovin (EDI: estimated daily intake) prek hrane (EDIf), izraženo v mg/kg. EDI je izračunan glede na izmerjene vsebnosti kovin v pre- hranskih virih (Ci: concentration of contaminant in food type i) (mg/kg), količino hrane, ki jo zaužije osebek (IRi: ingestion rate) (kg/dan), biodostopnost elementa (RAFi: relative absorption rate) in povprečno težo or- ganizma (BW: body weight), izraženo v kg (povzeto po Bennet in sod., 2007; Kaufman in sod., 2007). EDIf = Σ (Ci x IRi x RAFi) / BW HQ je kvocient, ki se izračuna kot celoten dnevni sprejem kovin prek hrane (f), deljen s TDI (dopusten dnevni vnos za posamezno kovino), ki ga enačimo z LOAEL (lowest observed adverse effect level), ali najniž- ja koncentracija kovine, pri kateri je že opazen učinek na izbrani organizem) (Sample in sod., 1996). HQ = EDIf / TDI 3 REZULTATI IN RAZPRAVA 3 RESULTS AND DISCUSSION 3.1 Vsebnosti kovin v talnih, rastlinskih in žival- skih vzorcih 3.1 Metal levels in soil, plant and animal sam- ples 3.1.1 Vsebnosti kovin v talnih vzorcih 3.1.1 Metal levels in soil samples V gozdnih tleh z Velikega Vrha smo določili pove- čane vsebnosti As (prekoračena opozorilna imisijska vrednost v obeh globinah), Pb (prekoračeni mejna in opozorilna imisijska vrednost) in Hg (prekoračena mejna imisijska vrednost), v travniških tleh pa poveča- ni vsebnosti As in Cd (prekoračeni mejni imisijski vre- dnosti) (Uradni list RS, št. 68/1996) (preglednica 2). Vsebnosti Pb, Hg, Zn, Cu in Mo so bile statistično zna- čilno večje v primerjavi z referenčno lokacijo (primer- java, opravljena za gozdna tla) (preglednica 3). Zlasti 6 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... velike razlike so bile opažene za Hg, Mo in Pb, kjer so bile povprečne vsebnosti Hg 22-krat, Mo 8,7-krat in Pb 6,2-krat večje od referenčne vsebnosti (Logarska do- lina, Polanc) (preglednici 4, 5). Tudi primerjava z lite- raturnimi vrednostmi je pokazala, da so bile vsebnosti As, Pb, Hg in Mo na obeh ploskvah ter Cd v travniških tleh večje od svetovnega povprečja, ki je za As med 0,1 mg/kg in 20 mg/kg, za Pb med 10 mg/kg in 30 mg/kg, za Hg med 0,01 mg/kg in 0,4 mg/kg, za Mo med 0,16 mg/kg in 2,6 mg/kg in za Cd < 1 mg/kg (Alloway, 1995; Kabata-Pendias, 2001). Vsebnosti Zn in Cu v analizira- nih gozdnih in travniških tleh z območja Velikega Vrha so primerljive z neonesnaženimi območji (ibid.). Z namenom preverjanja hipoteze, da so izpusti iz TEŠ izvor kovin in celotnega žvepla v gozdnih tleh, smo testirali razliko v vsebnosti kovin in celotnega žvepla v zgornjem in spodnjem sloju gozdnih tal. Za travniška tla tovrstne analize nismo opravili zaradi verjetnega premeščanja tal po globini zaradi kmetovanja. Vseb- nosti Hg, Mo in celotnega žvepla (S) so bile statistično značilno večje v zgornjem sloju tal (0-6 cm) v primer- javi s spodnjim slojem tal (6-12 cm) (Hg: p = 0,01 in t = 4,13; Mo: p = 0,001 in t = 7,10); za celotno žveplo je bilo slednje visoko značilno (p = 0,0007; t = 7,31) (preglednica 2). Tudi vsebnosti Pb so bile povečane v zgornjem sloju gozdnih tal, vendar statistično nezna- Preglednica 2: Vsebnosti kovin (mg/kg suhe teže) in ce- lotnega žvepla (%) v talnih vzorcih, vzorčenih na gozdni in travniški ploskvi na Velikem Vrhu Table 2: Metal levels (mg/ kg dw) and total sulphur (%) in soil samples, sampled on forest and meadow plots of Veliki Vrh Preglednica 3: Statistično značilne razlike med Velikim Vr- hom in referenčno lokacijo za izbrane vzorce Table 3: Significance of differences between Veliki Vrh and the reference area for selected samples Pb Cd Hg Zn Cu Mo As S 85a 100b 530c 1 2 12 0,8 2 10 200 300 720 60 100 300 10 40 200 20 30 55 / GOZDNA TLA 0 – 6 cm 175 ± 22,0 d (159 – 201) 0,35 ± 0,24 (0,25 – 0,85) 1,08 ± 0,06 (1,02 – 1,15) 158 ± 19,9 (128 – 171) 17,9 ± 3,75 (15,5 – 25,1) 4,33 ± 0,60 (3,70–5,40) 32,0 ± 7,36 (27,4 – 46,8) 0,10 ± 0,60 (0,08–0,14) 6 – 12 cm 163 ± 18,0 (140 – 194) 0,35 ± 0,25 (0,24 – 0,85) 0,93 ± 0,07 (0,86 – 1,04) 204 ± 24,8 (160 – 233) 14,8 ± 1,27 (12,7 – 16,5) 2,40 ± 0,27 (2,00–2,79) 42,3 ± 10,1 (32,8 – 60,8) 0,03 ± 0,27 (0,03–0,04) 0 –12 cm (povprečje) 168 ± 20,1** (140 – 201) 0,35 ± 0,23** (0,24 – 0,85) 1,01 ± 0,10** (0,86 – 1,15) 181 ± 31,1 (128 – 233) 16,3 ± 3,10** (12,7 – 25,1) 3,36 ± 1,1** (2,0 – 5,40) 37,2 ± 10,0 (27,4 – 60,8) 0,07 ± 0,04 (0,03–0,14) TRAVNIŠKA TLA 0 – 12 cm 49,4 ± 31,5**(26,7 – 104) 1,04 ± 0,24** (0,76 – 1,32) 0,21 ± 0,12** (0,05 – 0,38) 174 ± 14,8 (158 – 196) 31,6 ± 12,8** (19,6 – 52,3) 0,94 ± 0,08** (0,85 – 1,0) 26,8 ± 41,7 (5,00 – 101) / Opombe: a: Mejna imisijska vrednost; b: Opozorilna imisijska vrednost; c: Kritična imisijska vrednost (Ur. l. RS, št. 68/1996) d: Povprečna vrednost s standardno deviacijo (SD) z minimalno in maksimalno vrednostjo v oklepaju. Označili smo statistično značilno različne vsebnosti kovin v gozdnih (povprečje) in travniških tleh in stopnjo značilnosti teh razlik (*: p < 0,05; **: p < 0,01; ***: p < 0,001). Notes: a: Limit values, b: Alert threshold and c: Critical levels of metals defined by Slovenian legislation (Official Gazette of RS, No. 68/1996). d: The mean metal concentrations with standard deviation (SD) and with minimal and maximal values in parentheses. We marked statistically significantly differences between metal levels in forest and meadow soil (*: p < 0,05; **: p < 0,01; ***: p < 0,001). Pb Cd Zn Hg Cu Mo Tla ** ns ** ** ** * Trave, zeli: korenine ns ns * * ns ns Apodemus flavicollis *** ** * ns * * Myodes glareolus ns ns ** ns ns ns Parus major ns ns ns ** ns ns Deževniki ns * * ns ns ns Opombe / Notes: *: p < 0,05; **: p < 0,01; ***: p < 0,001 Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 7 Preglednica 4: Razmerje med določenimi vsebnostmi Pb, Cd in Hg v tleh in bioti (rastlinski in živalski vzorci) z območja Ve- likega Vrha in med določenimi vsebnostmi kovin z referenč- nega območja oziroma z dopustnimi in kritičnimi vsebnostmi Table 4: Ratio between determined Pb, Cd and Hg levels in soil and biota sampled at Veliki Vrh and int reference area, and between tolerable/critical values Tip vzorca Referenca MDK/kritične vrednosti vir Pb Gozdna tla: 0-6 cm 6,2 2,0; 1,74; 0,3a Uradni list RS, št. 68/1996b Gozdna tla: 6-12 cm 5,8 1,92; 1,63; 0,31 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 3,1 0,9; 0,7; 0,1 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 0,9 0,04 Uradni list RS, št. 101/2006 Trave, zeli: korenine 0,8 0,36 Uradni list RS, št. 101/2006 Sambus nigra 0,1 0,05 Ur. l. SFRJ, št. 59/83; Ur. l. RS, št. 69/2003c Apodemus favicollis 2,7 0,06 – 0,03 Ma, 1996 Myodes glareolus 1,6 0,06 – 0,03 Ma, 1996 Parus major 2,0 / / Deževniki 1,8 / / Cd Gozdna tla: 0-6 cm 0,5 0,3; 0,2; 0,03 Uradni list RS, št. 68/1996 Gozdna tla: 6-12 cm 0,5 0,3; 0,2; 0,03 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 3,0 1,3; 0,6; 0,1 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 2,7 0,2 Uradni list RS, št. 101/2006 Trave, zeli: korenine 3,9 3,9 Uradni list RS, št. 101/2006 Sambus nigra 1 0,03 Ur. l. SFRJ, št. 59/83; Ur. l. RS, št. 69/2003 Apodemus favicollis 1,4 0,3 – 0,01 Ma in sod., 1991; Wijnhoven in sod., 2008 Myodes glareolus 0,7 0,56 – 0,02 Ma in sod., 1991; Wijnhoven in sod., 2008 Parus major 1,7 / / Deževniki 1,9 0,17 Hobbelen in sod., 2004 Hg Gozdna tla: 0-6 cm 22 1,3; 0,5; 0,1 Uradni list RS, št. 68/1996 Gozdna tla: 6-12 cm 19 1,2; 0,5; 0,1 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 5,8 0,4; 0,1; 0,03 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 1,6 0,4 Uradni list RS, št. 101/2006 Trave, zeli: korenine 2,8 0,7 Uradni list RS, št. 101/2006 Sambus nigra 1,0 0,3 Ur. l. SFRJ, št. 59/83; Ur. l.RS, št. 69/2003 Apodemus favicollis 3,8 0,01 Sánchez Chardi in sod., 2007 Myodes glareolus 7,2 0,01 Sánchez Chardi in sod., 2007 Parus major 5,7 / / Deževniki 0,9 / / Opombe: a: Razmerje je podano glede na mejno, opozorilno in kritično imisijsko vrednost za posamezno kovino.b: Za maksimal- no dovoljene vsebnosti kovin v tleh glej tudi preglednico 2. c: Dopustne vrednosti za plodove so določene upoštevaje Uradni list SFRJ, št. 59/83 in Uradni list RS, št. 69/03. /: Ni podatka za MDK (maksimalno dovoljeno vsebnost) oziroma kritično koncen- tracijo za posamezno kovino in tkivo. S krepkim tiskom smo označili razmerje, ki prikazuje, da so vsebnosti v vzorcih z Velikega Vrha večje od referenčnih / mejnih / kritičnih vrednosti. Notes: a: Ratio is shown according to limit values, alert threshold and critical levels of metals defined by Slovenian legislation. b: For tolerable values see also Table 2. c: Tolerable values for fruits are defined according to the Official Gazette SFRJ, No. 59/83 and Official Gazette RS, No. 69/0. d: No data for tolerable values and critical values. With bold we marked the ratio showing that metal content in the sample from Veliki Vrh is increased in comparison with reference / limit / critical values. 8 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... Preglednica 5: Razmerje med določenimi vsebnostmi Pb, Cu in Mo v tleh in bioti (rastlinski in živalski vzorci) z območja Velikega Vrha in med določenimi vsebnostmi kovin z referenč- nega območja oziroma z dopustnimi in kritičnimi vsebnostmi Table 5: Ratio between determined Zn, Cu and Mo levels in soil and biota sampled at Veliki Vrh and in reference area, and between tolerable/critical values Tip vzorca Referenca MDK / kritične vrednosti vir Zn Gozdna tla: 0-6 cm 4,2 0,8; 0,5; 0,2 Uradni list RS, št. 68/1996** Gozdna tla: 6-12 cm 5,4 1,0; 0,7; 0,3 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 2,9 0,9; 0,6; 0,2 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 1,0 / / Trave, zeli: korenine 1,7 / / Sambus nigra 0,9 / / Apodemus favicollis 1,0 0,2 Šwiergosz-Kowalevska in sod., 2005, Schleich in sod., 2010 Myodes glareolus 1,4 0,3 Šwiergosz-Kowalevska in sod., 2005, Schleich in sod., 2010 Parus major 0,9 / / Deževniki 3,1 1,9 – 0,8 Hobbelen in sod., 2004 Cu Gozdna tla: 0-6 cm 2,5 0,30; 0,18; 0,06 Uradni list RS, št. 68/1996 Gozdna tla: 6-12 cm 2,1 0,25: 0,15; 0,05 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 1,6 0,35; 0,21; 0,07 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 1,2 0,35 Uradni list RS, št. 101/2006 Trave, zeli: korenine 1,5 0,64 Uradni list RS, št. 101/2006 Sambus nigra 0,9 / / Apodemus favicollis 1,1 / / Myodes glareolus 1,2 / / Parus major 2,0 / / Deževniki 0,9 0,4-0,3 Hobbelen in sod., 2004 Mo Gozdna tla: 0-6 cm 8,7 0,4; 0,1; 0,02 Uradni list RS, št. 68/1996 Gozdna tla: 6-12 cm 4,8 0,2; 0,1; 0,1 Uradni list RS, št. 68/1996 Travniška tla: 0-12 cm 0,04 0,01; 0,001; 0,002 Uradni list RS, št. 68/1996 Trave, zeli: nadz. del 0,5 / / Trave, zeli: korenine 0,6 / / Sambus nigra 1,1 / / Apodemus favicollis 0,8 / / Myodes glareolus 1,0 / / Parus major 1,2 / / Deževniki 1,2 / / Opombe: a: Razmerje je podano glede na mejno, opozorilno in kritično imisijsko vrednost za posamezno kovino.b: Za maksimal- no dovoljene vsebnosti kovin v tleh glej tudi preglednico 2. c: Dopustne vrednosti za plodove so določene upoštevaje Uradni list SFRJ, št. 59/83 in Uradni list RS, št. 69/03. /: Ni podatka za MDK (maksimalno dovoljeno vsebnost) oziroma kritično koncen- tracijo za posamezno kovino in tkivo. S krepkim tiskom smo označili razmerje, ki prikazuje, da so vsebnosti v vzorcih z Velikega Vrha večje od referenčnih / mejnih / kritičnih vrednosti. Notes: a: Ratio is shown according to limit values, alert threshold and critical levels of metals defined by Slovenian legislation. b: For tolerable values see also Table 2. c: Tolerable values for fruits are defined according to the Official Gazette SFRJ, No. 59/83 and Official Gazette RS, No. 69/0. /: No data for tolerable values and critical values. With bold we marked the ratio showing that metal content in the sample from Veliki Vrh is increased in comparison with reference / limit / critical values. Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 9 čilno. Nasprotno je bila vsebnost As v zgornjem sloju gozdnih tal statistično značilno manjša v primerjavi s spodnjo plastjo tal (p = 0,0000 in t = 12,7). V preteklo- sti je bilo na območju Malega in Velikega Vrha opravlje- no večje število meritev As v talnih vzorcih (Kugonič in Stropnik, 2001; Vrbič Kugonič, 2009). Praviloma je vsebnost As naraščala z globino, kar kaže na vpliv matične kamnine, zagotovo pa so k povečanim vseb- nostim prispevali tudi izpusti iz TEŠ (ibid.). Pridobljeni rezultati v sklopu te raziskave nakazujejo antropogen vnos S, Pb, Hg in Mo v gozdna tla na območju Velikega Vrha. Slednje je primerljivo z ugotovitvami raziskave o onesnaženosti gozdnih rastišč (Al Sayegh Petkovšek, 2008), kjer so ugotovili, da so bile vsebnosti Pb, Cd in Hg v gozdnih tleh hribovitega obrobja Šaleške doline statistično značilno večje v zgornjem sloju tal, slednje so povezali z antropogenim vnosom teh kovin (meri- tev za Mo niso opravili). Tudi Vrbič Kugonič (2009) je ugotovila, da sta Cd in Pb v travniških tleh na območju Šaleške doline antropogenega izvora, in zaključila, da se kovine najverjetneje širijo s prevladujočimi vetrovi skupaj z izpusti prahu iz TEŠ. 3.1.2 Vsebnosti kovin v rastlinskih vzorcih 3.1.2 Metal levels in plant samples Določili smo vsebnosti kovin v različnih rastlinskih vzorcih (združen vzorec trav, detelj in zelišč (nadzemni del in korenine); nadzemnih delih orlove praproti (Pte- ridium aquilinum (L.) Kuhn.) in navadne borovnice (Va- ccinium myrtillus L.); plodovih lesnatih vrst (bukev Fa- gus sylvatica L., črni bezeg Sambucus nigra L.), ki smo jih vzorčili na območju Velikega Vrha. Vsebnosti kovin v združenem vzorcu trav, detelj in zelišč smo primer- jali z zakonsko določenimi vsebnostmi za krmo (Ur. l. RS, št. 101/2006), z literaturnimi vrednostmi (Kabata- Pendias, 2001) (preglednica 6) in z referenčno lokacijo (preglednici 4, 5). V vseh rastlinskih vzorcih smo dolo- čili vsebnosti Pb, Cd, Hg, Zn, Cu in Mo, le vsebnosti As Preglednica 6: Vsebnosti kovin (mg/kg suhe teže) v rastlin- skih vzorcih, vzorčenih na gozdni in travniški ploskvi na Ve- likem Vrhu Table 6: Metal levels (mg/kg dw) in plant samples, sampled on forest and meadow plots of Veliki Vrh Pb Cd Zn Hg Cu Mo Naravne vsebnostia 5 – 101 0,05 – 0,201 27 – 1501 0,03 – 0,861 1,80 – 10,11 0,33 – 1,501 Povečane / toksične vsebnosti 30 – 3001 5,0 – 301 100 – 4001 1 – 31 20 – 1001 10 – 501 Dopustne vsebnosti (krma) 0,5 – 101; 302, 3 0,05 – 0,51; 12, 3 50 – 100 1 / 0,13 5 – 20 1 / Dopustne vsebnosti (plodovi)b 0,6 0,3 / / / / GOZD Pteridium aquilinum: nadzemni del 0,68 ± 0,01c (0,67–0,69) 0,09 ± 0,02 (0,08–0,12) 39,5 ± 4,10 (35,6–43,7) 0,11 ± 0,01 (0,11–0,12) 7,20 ± 0,14 (7,07–7,35) 0,33 ± 0,02 (0,31–0,36) Vaccinium myrtillus: nadzemni del 0,70 ± 0,14 (0,60–0,86) 0,08 ± 0,01 (0,08–0,09) 13,4 ± 1,36 (12,3–14,9) 0,07 ± 0,01 (0,06–0,08) 8,06 ± 1,54 (6,48–9,55) 0,17 ± 0,29 0,0–0,51) Fagus sylvatica: plod 0,04 ± 0,07(0,0–0,13) 0,12 ± 0,01 (0,11–0,13) 16,7 ± 3,03 (13,2–18,6) 0,02 ± 0,01 (0,01–0,03) 14,1 ± 1,66 (12,3–15,7) 0,67 ± 0,25 (0,38–0,86) Sambucus nigra: plod 0,03 ± 0,06(0,0–0,10) < 0,02 (0,00–0,13) 12,7 ± 2,55 (10,7–14,9) 0,02 ± 0,01 (0,01–0,03) 6,08 ± 40,1 (6,23–5,30) 1,47 ± 0,93 (0,67–2,49) TRAVNIK Trave, zelišča: nadzemni del 1,23 ± 0,76(0,48–2,00) 0,19 ± 0,13 (0,12–0,34) 40,8 ± 0,81 (40,3–41,7) 0,04 ± 0,02 (0,02–0,06) 8,67 ± 1,27 (7,20–9,5) 2,2 ± 0,78 (1,60–3,10) Trave, zelišča: korenine 10,9 ± 10,9(4,60–23,5) 3,00 ± 1,83 (0,91–4,30) 67,9 ± 12,1 60,1–81,9) 0,07 ± 0,01 (0,06–0,08) 16,0 ± 7,12 (8,4–22,5) 1,23 ± 0,06 (1,20–1,30) Opombe: Naravne, povečane/toksične in dopustne vrednosti za rastline so povzete po naslednjih virih: 1: Kabata-Pendias in Pendias, 2001, 2: Chaney, 1989; 3: Uradni list RS, št. 101/06. b: Dopustne vrednosti za plodove so določene upoštevaje Uradni list SFRJ št. 59/83 in Uradni list RS, št. 69/03. c: Povprečna vrednost in standardna deviacija (SD) z minimalno in maksimalno vrednostjo sta v oklepaju. Notes: a: Normal, excessive/toxical and tolerable value for herbs are summarized from the following references: 1: Kabata-Pendias, 2001, 2: Chaney, 1989; 3: Official Gazette of RS, No. 101/06. b: Tolerable values for fruits are defined according to the Official Ga- zette SFRJ, No. 59/83 and Official Gazette RS, No. 69/03. c: The mean metal concentrations with standard deviation (SD) and with minimal and maximal values are in parentheses. 10 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... so bile praviloma pod mejo analitske metode z izjemo korenin združenega vzorca trav, detelj in zelišč, kje so bile povprečne vsebnosti As zabeležene med 0,12 mg/ kg in 1,0 mg/kg. Vsebnosti Cd, Cu, Hg in Zn v koreninah trav, detelj in zeli z območja Velikega Vrha so večje v primerjavi z referenčno lokacijo, za vsebnosti Hg in Zn je razlika statistično značilna (preglednica 3). Vsebnosti Hg v orlovi praproti so izenačene z dopustno vsebnostjo, vsebnosti Cd v koreninah trav, detelj in zeli pa prekora- čujejo to vrednost (Ur. l. RS, št. 101/2006) (pregledni- ca 6). Vsebnosti drugih kovin v vseh tipih rastlinskih vzorcev so primerljive z referenčnimi vrednostmi iz literature. Izjema so koncentracije Mo v nadzemnem delu združenega vzorca tal, detelj in zelišč z območja Velikega Vrha, ki so nekoliko nad naravnimi vsebnost- mi (svetovno povprečje), ki je med 0,33 in 1,50 mg/kg (Kabata-Pendias, 2001). 3.1.3 Vsebnosti kovin v živalskih vzorcih 3.1.3 Metal levels in animal samples Vsebnosti kovin (Pb, Cd, Hg, Zn, Cu, Mo, As) smo določili v tkivih izbranih skupin živalskih organizmov (deževniki, jetra malih sesalcev in navadne lisice, per- je velike sinice) (preglednica 7). Določene vsebnosti smo primerjali s kritičnimi vrednostmi za jetra malih sesalcev (Ma in sod., 1991; Ma, 1989, 1996; Šwiergo- sz-Kowalevska in sod., 2005; Sánchez Chardi in sod., 2007; Wijnhoven in sod., 2008; Schleich in sod., 2010), z vsebnostmi kovin v deževnikih, pri katerih prihaja do subletalnega učinka (Hobbelen in sod., 2004), s podat- ki drugih raziskav in z referenčno lokacijo (Logarska Preglednica 7: Vsebnosti kovin (mg/kg sveže teže) v dežev- nikih, jetrih malih sesalcev in navadne lisice ter repnih pere- sih velike sinice, vzorčenih na gozdni in travniški ploskvi na Velikem Vrhu Table 7: Metal levels (mg/ kg fw) in earthworms, liver of small mammals and red fox and tail feathers of great tit (Parus ma- jor), sampled on forest and meadow plots of Veliki Vrh Pb Cd Hg Zn Cu Mo Kritične konc.a Subletalni učinekb 1,43-2,86 / 0,25-7,24 100 30 / 133 414-1029 / 40-55,1 / / GOZD Apodemus flavicollis 0,08 ± 0,04 c (0,04 – 0,21) 0,07 ± 0,05* (0,01 – 0,19) 0,23± 0,19*** (0,02 – 0,57) 26,4 ± 3,69** (20,4 – 33,6) 4,87 ± 0,80 (3,50 – 6,60) 1,00 ± 0,36 (0,42 – 1,60) Myodes glareolus 0,08 ± 0,03(0,05 – 0,11) 0,14 ± 0,05 (0,10 – 0,20) 0,43 ± 0,29 (0,22 – 0,76) 39,0 ± 8,60 (29,1 – 44,2) 6,37 ± 1,54 (4,60 – 7,40) 1,21 ± 0,34 (0,83 – 1,50) Parus major 2,23 ± 2,11(0,62 – 5,30) 0,12 ± 0,20 (0,00 – 0,42) 3,69 ± 1,57 (2,46 – 6,00) 111 ± 21,8 (81,4 – 128) 18,2 ± 17,9 (6,30 – 44,59 0,26 ± 0,23 (0,00– 0,45) Vulpes vulpes 0,11 ± 0,03(0,07 – 0,13) 0,40 ± 0,62) (0,03– 1,11) 0,07 ± 0,03 (0,04 – 0,10) 27,6 ± 1,27 (26,1 – 28,3) 7,77 ± 3,62 (3,60 – 10,2) 0,67 ± 0,08 (0,58 – 0,75) TRAVNIK Apodemus flavicollis 0,07 ± 0,05(0,01 – 0,19) 0,15 ± 0,13* (0,03 – 0,54) 0,05± 0,10*** (0,01 – 0,41) 31,1 ± 4,16** (24,4 – 36,7) 5,29 ± 0,78 (3,70 – 6,50) 1,01 ± 0,24 (0,64 – 1,60) Microtus arvalis 0,04 ± 0,02(0,01 – 0,06) 0,11 ± 0,06 (0,05 – 0,17) 0,01 ± 0,003 (0,004 – 0,01) 22,7 ± 3,56 (19,1 – 36,7) 4,80 ± 1,04 (3,50 – 5,90) 1,45 ± 0,24 (1,10 – 2,10) Myodes glareolus 0,04 0,26 0,01 34,0 5,50 1,20 Deževniki 22,8 ± 10,8(10,5 – 31,0) 17,1 ± 6,83 (11,1 – 24,6) 0,60 ± 0,06 (0,41 – 1,05) 793 ± 352 (509 – 1187) 15,6 ± 1,90 (13,4 – 16,9) 1,41 ± 0,25 (1,23 – 1,70 Opombe: a: Kritične koncentracije za male sesalce so povzete iz naslednjih referenc: Ma, 1996 (Pb); Ma in sod., 1991, Wijnho- ven in sod., 2008 (Cd); Sánchez Chardi in sod., 2007 (Hg), Šwiergosz-Kowalevska in sod., 2005, Schleich in sod., 2010 (Zn). b: Koncentracije v tkivih deževnikov, pri katerih prihaja do subletalnega učinka (Hobbelen in sod., 2004). c: Povprečna vrednost in standardna deviacija (SD) z minimalno in maksimalno vrednostjo sta v oklepaju. S krepkim tiskom smo označili vsebnosti, ki se statistično značilno razlikujejo med gozdno in travniško ploskvijo (*: p < 0,05; **: p < 0,01; ***: p < 0,001). Notes: a: Effect concentrations for small mammals are summarized from the following references: Ma, 1996 (Pb); Ma et al., 1991, Wijnhoven et al., 2008 (Cd); Sánchez Chardi et al., 2007 (Hg), Šwiergosz-Kowalevska et al. 2005, Schleich et al., 2010 (Zn). b: Internal concentration in earthworms, which show (sub)lethal effect (Hobbelen et al., 2004). c: The mean metal concentrations with standard deviation (SD) and with minimal and maximal values in parentheses. With bold we marked statistically significant differences betwe- en forest and meadow plots (*: p < 0.05; **: p < 0.01; ***: p < 0.001). Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 11 dolina, Polanc) (preglednici 4, 5). V vseh tkivih/vzorcih smo določili vsebnosti izbranih kovin z izjemo As, ki je bil praviloma pod mejo določljivosti analitske metode. Izjema so bili deževniki, kjer so bile izmerjene vredno- sti večje kot meja določljivosti analitske metode (6,82 mg/kg ± 0,89; min. = 5,85 mg/kg, mak. = 7,60 mg/kg). Vsebnosti Pb, Cd, Zn, Hg in Cu v deževnikih so pri- merljive z neonesnaženimi ter urbanimi območji in bistveno nižje od onesnaženih območij, kot so okolice rudnikov (Morgan in Morgan, 1988, 1999; Kennete in sod., 2002; Nahmain in sod., 2007) in topilnic svinca ter cinka (Holmstrup in sod., 2011). Hkrati so določe- ne vsebnosti kovin večje od tistih v vplivnem območju naftne industrije (Nei in sod., 2009) in na pehotnih streliščih Slovenske vojske z izjemo Pb (Al Sayegh Pet- kovšek in sod., 2009). Vsebnosti Pb, Cd, Zn in Mo v de- ževnikih z Velikega Vrha so večje od vsebnosti v dežev- nikih z referenčne lokacije (Logarska dolina), za Cd in Zn je razlika tudi statistično značilna (preglednica 3). Vsebnosti Pb, Cd, Hg in Zn v jetrih malih sesalcev z območja Velikega Vrha so bile nižje od kritičnih kon- centracij (preglednica 7), pri katerih pričakujemo ne- gativne vplive na organizem. Vsebnosti Pb, Cd in Zn so primerljive z neonesnaženimi območji, le v posame- znih primerih/osebkih dosegajo vrednosti, ki so pri- merljive z nekaterimi onesnaženimi območji oziroma s spodnjim intervalom določenih vrednosti (Damek- Poprawa in Sawicka-Kapusta, 2003; Sánchez Chardi in sod., 2007, 2007a; Sánchez-Chardi in Nadal, 2007). Vsebnosti Mo so povečane in primerljive z onesnaženi- mi območji, kot so rudarska območja in območja odla- gališč (Sánchez Chardi in sod., 2007a, b). Tudi vsebno- sti Hg v jetrih gozdne voluharice in rumenogrle miši, ki smo jih ujeli v gozdu, so bile povečane in primerljive z območji odlagališč (Sánchez Chardi in sod., 2007), vendar bistveno manjše od kritične koncentracije (30 mg/kg) (Sánchez Chardi in sod., 2007). Hkrati smo pri- merjali vsebnosti kovin v jetrih gozdne voluharice in Slika 2: Primerjave vsebnosti Hg in Cd v gozdnih in travni- ških tleh ter v jetrih rumenogrle miši Apodemus flavicollis, ujetih na območju gozdne in travniške ploskve. Z rdečo lini- jo smo označili mejno imisijsko vrednost za Hg in Cd (Ur. l. RS, št. 68/1996); z modro črto pa kritično koncentracijo Cd za jetra malih sesalcev (Ma in sod., 1991, Wijnhoven in sod., 2008). Fig. 2: Comparisons between Hg and Cd levels in forest and meadow soil and in liver of Apodemus flavicollis, collected in the forest and meadow research area. Red lines indicate limit values for Hg and Cd (Official Gazette RS, No. 68/1996). Blue lines indicate effect concentrations for small mammals according to Ma et al., 1991 and Wijnhoven et al., 2008. Primerjava vsebnosti Hg v gozdnih in travniških tleh na Velikem Vrhu Mann Whitney U test: p = 0,002 Median 25%-75% Min-Max gozd travnik 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 H g (m g/ kg ) Primerjava med vsebnostjo Cd v gozdnih in travniških tleh na Velikem Vrhu Mann Whitney U test: p = 0,002 Median 25%-75% Min-Max gozd travnik 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 Cd (m g/ kg ) Primerjava med vsebnostjo Hg v jetrih Apodemus flavicollis z Velikega Vrha Mann Whitney U test: p = 0,001 Median 25%-75% Min-Max gozd travnik -0,1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 H g (m g/ kg ) Primerjava vsebnosti Cd v jetrih Apodemus flavicollis z Velikega Vrha Mann Whitney U test: p = 0,02 Median 25%-75% Min-Max gozd travnik -0,1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 C d (m g/ kg ) 12 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... rumenogrle miši, vzorčenih na območju Velikega Vrha in Logarske doline, in ugotovili, da so vsebnosti Pb, Cd, Hg, Zn in Cu v jetrih obeh vrst malih sesalcev pravi- loma večje na območju Velikega Vrha (izjema je Cd v gozdni voluharici in Zn v rumenogrli miši); za rumeno- grlo miš je slednje statistično značilno (izjema je Hg) (preglednica 3). Za gozdno voluharico smo statistično značilno razliko dokazali le za Zn. Za rumenogrlo miš smo opravili primerjavo med vsebnostmi kovin, določenimi v osebkih, ujetih na travniški oziroma gozdni ploskvi. Vsebnosti Hg v jetrih rumenogrle miši z gozdne ploskve so bile statistično značilno večje; nasprotno so bile vsebnosti Cd in Zn statistično značilno manjše v primerjavi z osebki, uje- timi na travniku (preglednica 7). Slednje ustreza vseb- nostim Hg in Cd v tleh, saj so bile vsebnosti Hg statistič- no značilno večje v gozdnih tleh (Hg: p = 0,0015 in z = 3,17), vsebnosti Cd pa v travniških tleh (Cd: p = 0,002 in z = 2,95), za Zn v gozdnih in travniških tleh pa nismo dokazali razlik (slika 2). Določene vsebnosti Pb v jetrih lisic z območja Ve- likega Vrha so primerljive s suburbanim okoljem na Hrvaškem (Bilandžić in sod., 2010) in praviloma nižje od vrednosti, ki so jih ugotovili v drugih evropskih raz- iskavah tako v urbanih kot ruralnih okoljih (Carsolini in sod., 1999; Hoekstra in sod., 2003; Alleva in sod., 2006; Millan in sod., 2008). Nasprotno so vsebnosti Cd in Hg večje od izmerjenih v suburbanih (Cd: 3,2- krat; Hg: 2,8-krat) in ruralnih območjih (Cd: 16,7-krat; Hg: 7,8-krat) na Hrvaškem (Bilandžić in sod., 2010), a hkrati nižje od izmerjenih v Italiji in v Španiji (Carsolini in sod., 1999; Millan in sod., 2008). Še zlasti je razlika velika za Hg, saj so bile vsebnosti Hg v jetrih navadne lisice z območja Velikega Vrha 2,3-krat (Italija) oziro- ma 5,6-krat (Španija) nižje. Velja poudariti, da so vse ugotovitve, ki se nanašajo na vsebnosti kovin v jetrih lisice z Velikega Vrha preliminarnega značaja zaradi premajhnega vzorca. Vsebnosti Hg, Cd, Pb, Cu in Mo v repnih peresih mladičev velike sinice iz gnezdilnic, postavljenih na območju Velikega Vrha, so večje od izmerjenih vseb- nosti v repnih peresih velike sinice z referenčnih lo- kacij (Logarska dolina, Krim, Pohorje) (preglednici 4, 5), vendar je bila statistično značilna razlika potrjena le za Hg (preglednica 3). Vsebnosti Hg, Cd, Pb in Cu z območja Velikega Vrha so večje (Hg: 8-krat, Cd: 4-krat; Pb in Cu: 2-krat) od določenih v okolici celulozne in- dustrije na Portugalskem (Costa in sod., 2013). Hkrati so vsebnosti Pb in Cd primerljive z onesnaženim ob- močjem (metalurška industrija) v Flandriji (Dauwe in sod., 2004) in nižje od onesnaženega območja v urba- nem okolju (Eans in sod., 1999). Najbolj se razlikujejo vsebnosti Hg, ki so bistveno večje (53-krat) od izmer- jenih v repnih peresih mladičev iz vplivnega območja metalurške industrije (Dauwe in sod., 2004). Vsebnosti kovin v perju so praviloma odsev koncentracij kovin v krvi v kratkem obdobju rasti peres, ko so le-ta v stiku s krvožilnim sistemom. Še posebej je slednje značilno za živo srebro (Hg) (Battaglia in sod., 2005; Dauwe in sod., 2004). Na podlagi primerjave z evropskimi razi- skavami ugotavljamo, da so vsebnosti Hg, Cd, Pb in Cu v repnih peresih mladičev velike sinice z območja Ve- likega Vrha večje oziroma primerljive z onesnaženimi območji. Velja pa opozoriti, da izmerjene vsebnosti Pb, Cd, Cu in Mo v repnem perju sinice zelo variirajo (pre- glednica 7) in zato morda niso realni kazalci onesnaže- nosti okolja. Vsebnosti kovin v repnih peresih mladičev velike si- nice smo primerjali tudi s podatki, ki so bili pridobljeni v sklopu raziskave vsebnosti kovin v krovnih peresih Preglednica 8: Primerjava BCF-faktorjev za izbrane kovine v rastlinskih vzorcih in deževnikih z območja Velikega Vrha Table 8: Comparison of BCF factors for selected metals in plant and animal samples Pb Cd Zn Hg Cu Mo Nadzemni del trav, detelj in zeli* 0,02 0,18 0,23 0,19 0,27 2,34 Korenine trav, detelj, zeli 0,22 2,88 0,39 0,33 0,51 1,31 Pteridium aquilinum: nadzemni del 0,04 0,26 0,22 0,11 0,44 0,10 Vaccinium myrtillus: nadzemni del 0,04 0,23 0,07 0,07 0,49 0,05 Fagus sylvatica: plod 0,0002 0,11 0,09 0,02 0,86 0,20 Sambucus nigra: plod 0,0002 0,09 0,07 0,02 0,37 0,44 Deževniki 1 1,20 12,3 2,60 2,52 0,76 0,36 Deževniki 2 0,68 8,42 4,33 1,68 0,69 0,55 Opombe: *: BCF smo za trave, detelje in zeli izračunali za travniška tla; pri ostalih vzorcih smo uporabili vsebnosti za gozdna tla. S krepkim tiskom smo označili BCF, ki so bili večji od 1. Notes: *: BCF of composite plant samples were calculated for meadow soil; other samples were compared with forest soil. Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 13 prsnega območja sedmih vrst ptic (6 vrst ujed in reč- ni galeb), ujetih na območju izbranih slovenskih mest oziroma krajev (Kozoderc, 2015). Na območju Velenja so v peresih dveh kanj določili primerljivo vsebnost Pb (2,45 μg/g), manj Cd (0,03 μg/g) in Cu (9,61 μg/g) ter več Zn (130,84 μg/g) in Mo (0,53 μg/g) kot v repnih peresih velikih sinic z območja Velikega Vrha. Samo vsebnosti Cd v repnih peresih velikih sinic z območja Velikega Vrha so presegle največjo določeno vsebnost Cd, upoštevaje vsa slovenska mesta. Ob primerjavi po- datkov za mladiče velike sinice in odrasle ujede mora- mo upoštevati, da direktna primerjava ni možna. Pravi- loma pričakujemo večje vsebnosti pri odraslih osebkih, ker so le-ti dlje izpostavljeni kovinam (Burger, 2009). Costa in sod. (2013) so slednje potrdili samo za As, Pb in Cd, vsebnosti Zn in Cu sta bili večji v perju mladičev, Preglednica 9: Kvocienti tveganja (HQ) in dnevni sprejemi Hg (EDI), izračunani za gozdno voluharico, rumenogrlo miš, kosa in lisico Table 9: HQ in EDI calculated for daily intake of Hg in Myo- des glareolus, Apodemus flavicollis, Turdus merula and Vulpes vulpes Prehranski viri EDI e (mg/kg bw day) HQ Hg Myodes glareolus (gozdna voluharica)a 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,004–0,009 0,02–0,03 100 % nadzemni del 0,004–0,013 0,02–0,05 100 % korenine 0,013–0,018 0,05-0,07 Apodemus flavicollis (rumenogrla miš)b 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,002–0,004 0,01–0,01 50 % nadzemni del + 40 % plodovi + 10 % deževniki 0,007–0,013 0,02–0,04 Turdus merula (kos)c 100 % plodovi 0,018 0,018 50 % plodovi + 50 % deževniki 0,19-0,48 0,22-0,54 Vulpes vulpes (lisica): GOZD d 50 % M. glareolus + 50 % plodovi 0,010-0,050 (0,020) 0,59-2,04 (1,16) 30 % M. glareolus + 60 % plodovi + 10 % deževniki 0,010-0,030 (0,020) 0,58-1,81 (1,04) 50 % A. flavicollis + 50 % plodovi 0,001-0,026 (0,010) 0,07-1,55 (0,64) 30 % A. flavicollis + 60 % plodovi + 10 % deževniki 0,001-0,026 (0,010) 0,27-1,51 (0,73) Vulpes vulpes (lisica): TRAVNIK 50 % M. arvalis + 50 % plodovi 0,001-0,002 (0,001) 0,04-0,10 (0,08) 30 % M. arvalis + 60 % plodovi + 10 % deževniki 0,004-0,01 (0,007) 0,25-0,65 (0,38) 50 % A. flavicollis + 50 % plodovi 0,001-0,019 (0,004) 0,52-1,14 (0,18) 30 % A. flavicollis + 60 % plodovi + 10 % deževniki 0,004-0,02 (0,007) 0,26-1,27 (0,45) Opombe: a: Povprečna telesna teža je 0,0225 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,005 kg, in LOAEL je 0,269 mg metil Hg/kg telesne teže na dan (Sample et al., 1996). b: Povprečna telesna teža je 0,03 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,0034 kg, in LOAEL je 0,320 mg metil Hg/kg telesne teže na dan (Sample in sod., 1996). c: Povprečna telesna teža je 0,1025 kg; količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,093 kg, in LOAEL za Turdus migra- tus je 0,9 mg Hg/kg telesne teže na dan (Sample in sod., 1996). d: Povprečna telesna teža je 5,7 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ko jo osebek zaužije na dan je 0,5 kg in LOAEL je 0,017 mg metil Hg (Sample in sod., 1996). e: EDI in HQ sta izračunana glede na minimalno in maksimalno vsebnost v prehranskem viru. V oklepaju v nekaterih primerih navajamo še vrednosti EDI in HQ glede na povprečno določeno vsebnost Hg. Le v primeru ocenitve tveganja za lisico zaradi vnosa Hg z malimi sesalci smo opravili izračun posebej za gozdno oziroma travniško ploskev, upoštevaje osebke/vrste s teh ploskev. S krepkim tiskom smo označili HQ > 1. Notes: a: The average body weight is 0.0225 kg (Kryštufek, 1991), the food intake per day is 0.005 kg, and LOAEL is 0.269 metil Hg/kg bw per day (Sample et al., 1996). b: The average body weight is 0.03 kg (Kryštufek, 1991), the food intake per day is 0.0034 kg, and LOAEL is 0.320 metil Hg/kg bw per day (Sample et al., 1996). c: The average body weight is 0.1025 kg, the food intake per day is 0.093 kg, and LOAEL for Turdus migratus is 0.9 mg Hg/kg bw per day (Sample et al., 1996). d: The average body weight is 5,7 kg (Kryštufek, 1991), the food intake per day is 0,5 kg, and LOAEL is 0.017 mg Hg/kg bw per day (Sample et al., 1996). e: EDI and HQ represent values based on minimum and maximum concentrations determined in food items; in parentheses are EDI and HQ calculated on average values). Risk assessment of Hg contamination for red fox was calculated for forest and meadow research plot according to species of small mammals captured there. Bold figures indicate HQ > 1. 14 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... Preglednica 10: Kvocienti tveganja (HQ) in dnevni sprejemi Cd in Pb (EDI), izračunani za gozdno voluharico, rumenogrlo miš, kosa in lisico Table 10: HQ in EDI calculated for daily intake of Cd and Pb in Myodes glareolus, Apodemus flavicollis, Turdus merula and Vulpes vulpes Prehranski viri EDI e (mg/kg bw day) HQ Cd Myodes glareolus (gozdna voluharica)a 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,019–0,052 0,001-0,003 100 % nadzemni del 0,027–0,075 0,002–0,005 100 % korenine 0,200-0,960 0,012–0,06 Apodemus flavicollis (rumenogrla miš)b 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,002–0,004 0,007–0,01 50 % nadzemni del + 40 % plodovi + 10 % deževniki 0,007–0,014 0,02–0,04 Turdus merula (kos)c 100 % plodovi 0,054–0,063 0,003 50 % plodovi + 50 % deževniki 5,040–11,16 0,252-0,558 Vulpes vulpes (lisica)d 90 % mali sesalci + 10 % deževniki 0,100-0,230 0,03-0,04 50 % mali sesalci + 50 % plodovi 0,003-0,012 0,001-0,002 Pb Myodes glareolus (gozdna voluharica) 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,050-0,230 0,0004–0,002 100 % nadzemni del 0,107–0,444 0,0008–0,003 100 % korenine 1,022-5,220 0,008–0,039 Apodemus flavicollis (rumenogrla miš) 50 % nadzemni del + 50 % plodovi 0,030–0,120 0,002–0,0008 50 % nadzemni del + 40 % plodovi + 10 % deževniki 0,146–0,470 0,0009–0,003 Turdus merula (kos) 100 % plodovi 0,008–0,104 0,0007-0,009 50 % plodovi + 50 % deževniki 4,763-14,11 0,421-1,249 Vulpes vulpes (lisica) 90 % mali sesalci + 10 % deževniki 0,09-0,290 0,002-0,007 50 % mali sesalci + 50 % plodovi 0,002-0,01 0,0004-0,0003 Opombe: a: Povprečna telesna teža je 0,0225 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,005 kg, in LOAEL je 16,199 mg Cd/kg telesne teže na dan in 134,35 mg Pb/kg telesne teže (Sample et al., 1996). b: Povprečna telesna teža je 0,03 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,0034 kg, in LOAEL je 19,264 mg Cd/kg telesne teže na dan in 159,77 mg Pb/kg telesne teže na dan (Sample in sod., 1996). c: Povprečna telesna teža je 0,1025 kg; količina hrane, ki jo zaužije osebek na dan, je 0,093 kg, in LOAEL za Turdus migratus je 11,3 mg Pb/kg telesne teže na dan in 20 mg Cd/kg telesne teže na dan in (Sample in sod., 1996; Belskii in Belskaya, 2013). d: Povprečna telesna teža je 5,7 kg (Kryštufek, 1991); količina hrane, ki jo osebek zaužije na dan, je 0,5 kg. in LOAEL je 5,094 mg/kg telesne teže in 42,25 mg Pb/kg telesne teže (Sample in sod., 1996). e: EDI in HQ sta izračunana glede na minimalno in maksimalno vsebnost v prehranskem viru. Le v primeru ocenitve tveganja za lisico zaradi vnosa Hg z malimi sesalci smo opravili izračun posebej za gozdno oziroma travniško ploskev, upošte- vaje osebke/vrste s teh ploskev. S krepkim tiskom smo označili HQ > 1. Notes: a: The average body weight is 0.0225 kg (Kryštufek, 1991), the food intake per day is 0.005 kg, and LOAEL is 134.55 mg Pb/kg bw per day and 16.199 mg Cd/kg bw per day (Sample et al., 1996). b: The average body weight is 0.03 kg (Kryštufek, 1991), the food intake per day is 0.0034 kg, and LOAEL is 19.264 mg Cd/kg bw per day and 159.77 mg Pb/kg bw per day (Sam- ple et al., 1996). c: The average body weight is 0.0198 kg, the food intake per day is 0.02 kg, and LOAEL for Turdus migratus is 20 mg Cd/kg bw per day and 11.3 mg Pb/kg bw per day (Sample et al., 1996; Belskii and Belskaya, 2013). d: The average body weight is 5,7 kg, the food intake per day is 0.5 kg (Kryštufek, 1991), and LOAEL for Vulpes vulpes is 5.094 mg Cd/kg bw per day and 42.25 mg Pb/kg bw per day (Sample et al., 1996). e: EDI and HQ represent values based on minimum and maximum con- centrations determined in food items. Risk assessment of Hg contamination for red fox was calculated for forest and meadow research plots according to species of small mammals captured there. Bold figures indicate HQ > 1. Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 15 vsebnosti Hg pa se statistično značilno nista razliko- vali. Poudariti velja, da vsebnosti Hg, ki je v pričujoči raziskavi dosegal najvišje (relativne) koncentracije, v sklopu zgoraj omenjene raziskave (Kozoderc, 2015) niso določali. 3.2 Privzem kovin v prehranske vire izbranih prostoživečih živalih 3.2 Metal accumulation in diet of selected free- living animals Sposobnost izbranih rastlinskih vrst (trave, detelje in zeli, navadna borovnica, orlova praprot, plodovi bu- kve in črnega bezga), deževnikov in malih sesalcev z območja Velikega Vrha, da iz tal sprejemajo kovine, smo ugotavljali z izračunom biokoncentracijskega faktorja (BCF). V splošnem deževniki bistveno bolje sprejemajo kovine od rastlin. BCF > 1 v deževnikih smo izračunali za Cd (8,42-12,3), Zn (2,60-4,33), Hg (1,68-2,52) in Pb (1,20) (preglednica 8). Rezultati so primerljivi z ugoto- vitvami drugih raziskav, kjer so ugotovili kopičenje Zn, Cd, Cu in Pb v deževnikih (Kennette in sod., 2002; Nei in sod., 2009; Hirano in Tamae, 2011). Med rastlinskim vzorci smo BCF > 1 določili le za Cd v koreninah (2,88) in Mo, ki smo ga največ izmerili v koreninah (1,31) in nadzemnem delu (2,34); v vseh ostalih rastlinskih tki- vih je bil BCF manjši od 1. Glede na vse BCF je največji sprejem ugotovljen za Cd (korenine združenega vzorca trav, detelj in zeli; deževniki) in Mo (korenine in nadzemni del trav, zeli in detelj). Zaključimo lahko, da so predvsem deževni- ki (Cd, Zn, Hg in Pb) in korenine (Cd in Mo) lahko vir vnosa kovin v višje člene prehranjevalnih verig malih sesalcev in ptic pevk. 3.3 Izračun kvocienta tveganja (HQ) 3.3 Hazard Quotients (HQ) calculations Na podlagi dnevnega sprejema kovin prek prehran- skih virov v rumenogrlo miš, gozdno voluharico, (Abt in Bock, 1998), kosa in lisico smo izračunali kvocient tveganja, upoštevaje različno sestavo prehranskih vi- rov. Kljub temu, da smo analize kovin opravili v perju mladičev velike sinice, smo kvocient tveganja izraču- nali za drugega predstavnika ptic pevk. Izbrali smo kosa, ki se prehranjuje tudi z deževniki. Pri lisici velja upoštevati, da smo izračun tveganja opravili na podla- gi vnosa z jetri malih sesalcev, ki praviloma vsebujejo več kovin kot mišičnina. Primerjava vsebnosti kovin v mišičnini in jetrih rumenogrle miši in travniške volu- harice s pehotnih strelišč SV je pokazala, da je vsebnost kovin v jetrih rumenogrle miši 20-krat (Mo) oziroma 2 do 3-krat večja (Cd, Cu, Zn) kot v mišičnini; v jetrih travniške voluharice je vsebnost 8 do 9-krat (Mo, Cd), 3,5-krat (Cu) oziroma 1,6-krat (Zn) večja kot v mišič- nini. Za Hg nimamo podatkov, za Pb so bile vsebnosti izenačene pri obeh vrstah (lastni neobjavljeni podatki; Al Sayegh Petkovšek in sod., 2010a). Tveganje smo oce- njevali za Pb, Hg in Cd, ki smo jih določili v povečanih vsebnostih v tleh. Za lisico smo oceno tveganja zaradi vnosa Hg z ma- limi sesalci opravili posebej za gozdno in travniško ploskev, upoštevaje osebke/vrste, ki smo jih tam uje- li (preglednica 9). Ugotovili smo, da tveganje obstaja za lisico, ki bi se prehranjevala z vsaj 50-odstotnim deležem malih sesalcev (gozdna voluharica in rume- nogrla miš), ujetimi na gozdni ploskvi, in če bi bile izmerjene vsebnosti celotnega Hg enake metil Hg. Po raziskavi prehrane lisice v kulturni krajini sestavljajo osebki iz družin voluharic in miši le 16-odstotni delež v poletni prehrani (Golavšek, 2008). Hkrati tveganje za Hg zmanjšuje tudi dejstvo, da smo izračun opravili na podlagi vnosa metil Hg z jetri in ne z mišičnino (pravi- loma so vsebnosti kovin večje v jetrih kot v mišičnini). Kljub slednjemu velja posebno omeniti prehranjevanje z gozdno voluharico, kjer je bil izračun HQ na podlagi določenih povprečnih vrednosti Hg v jetrih izenačen z 1 (HQ = 1,16) ob 50-odstotnem deležu gozdne voluha- rice v prehrani lisice. V primeru rumenogrle miši je bilo tveganje za lisico izračunano le v primeru, če bi upošte- vali maksimalno izmerjene vsebnosti Hg. Podobno ve- lja tudi za lisico, ki bi se prehranjevala z rumenogrlimi mišmi, ujetimi na travniku. Tveganja zaradi vnosa Cd in Pb nismo ugotovili, izjema je le kos v primeru Pb, če bi bil delež deževnikov v prehrani vsaj 50-odstoten (preglednica 10). Za potrditev ocene tveganja bi bilo smiselno razi- skati vsebnosti kovin v širšem spektru prehranskih vi- rov obravnavanih organizmov in še posebej lisice. Še zlasti bi bilo smiselno upoštevati vnos kovin v organi- zem lisic prek sadja. Raziskava prehrane lisice v kultur- ni krajini v Spodnji Savinjski dolini je namreč pokazala, da je v poletni prehrani lisic sadje zastopano s 47 % za- užite biomase; zlasti češnje so pomemben prehranski vir (30 %) (Golavšek, 2008). Pridobljeni rezultati so zagotovo osnova za natančnejšo ocenitev tveganja za organizme na območju Velikega Vrha in hkrati model za nadaljnje ekostoksikološke raziskave na degradira- nih / onesnaženih območjih. 4 ZAKLJUČKI 4 CONCLUSIONS V raziskavi smo analizirali prenos kovin iz gozdnih in travniških tal v tkiva izbranih prostoživečih živali (rumenogrla miš, gozdna in poljska voluharica, velika sinica in lisica) z območja Velikega Vrha. Hkrati smo 16 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... ocenili tveganje za te organizme na podlagi primerja- ve določenih vsebnosti v rastlinskih in živalskih tkivih s kritičnimi ter dopustnimi vsebnostmi in izračunom kvocienta tveganja na podlagi vnosa kovin v organizem s prehrano. Izjema je bila velika sinica, ki smo jo pri izračunu HQ nadomestili s kosom, ki se pogosto pre- hranjuje z deževniki. Na podlagi pridobljenih podatkov in opravljene primerjave z referenčnim območjem (Po- lanc v Logarski dolini) ugotavljamo: Primerjava vsebnosti kovin in žvepla v zgornjem in spodnjem sloju gozdnih tal z Velikega Vrha, ki so izpo- stavljena izpustom iz Termoelektrarne Šoštanj, naka- zuje antropogen vnos Pb, Hg, Mo in S v gozdna tla, saj so bile vsebnosti v zgornjem sloju tal praviloma stati- stično značilno večje kot v spodnjem sloju tal. V gozdnih tleh z Velikega Vrha smo ugotovili pove- čane vsebnosti As (prekoračena opozorilna imisijska vrednost v obeh globinah), Pb (prekoračeni mejna in opozorilna imisijska vrednost) in Hg (prekoračena mejna imisijska vrednost), v travniških tleh pa pove- čani vsebnosti As in Cd (prekoračeni mejni imisijski vrednosti). Povečane vsebnosti Pb, Hg in Mo v gozdnih tleh in Cd v travniških tleh na območju Velikega Vrha so se pokazale v večjih vsebnostih teh kovin (zlasti Pb in Hg) v živalskih vzorcih in v združenem vzorcu trav, detelj in zeli v primerjavi z referenčno lokacijo. Še po- sebej izrazite razlike smo ugotovili za Hg, kjer so bile izmerjene vsebnosti Hg v jetrih gozdne voluharice v povprečju 7,2 -krat večje, v jetrih rumenogrle miši 3,8- krat in v repnih peresih velike sinice 5,7-krat večje kot na referenčni lokaciji. Opazne razlike smo določili tudi za Pb, in sicer za jetra rumenogrle miši oziroma repna peresa velike sinice, kjer so bile ugotovljene vsebnosti 2,7-krat oziroma 2-krat večje v primerjavi z referenčno lokacijo v Logarski dolini. Pri vseh drugih kovinah so bile izmerjene vsebnosti do največ 1,9-krat večje, izje- ma je Zn v deževnikih (3,1-krat). Za rumenogrlo miš smo opravili primerjavo med vsebnostmi kovin, ugotovljenimi v osebkih, ujetih na travniški oziroma gozdni ploskvi. Vsebnosti Hg v jetrih rumenogrle miši z gozdne ploskve so bile statistič- no značilno večje; nasprotno so bile vsebnosti Cd in Zn statistično značilno manjše v primerjavi z osebki, ujetimi na travniku. Slednje ustreza vsebnostim Hg in Cd v tleh, saj so bile vsebnosti Hg statistično značilno večje v gozdnih tleh, vsebnosti Cd pa v travniških tleh, medtem ko za Zn v gozdnih in travniških tleh nismo dokazali razlik. Na podlagi izračuna BCF smo ugotovili, da so pred- vsem deževniki (Cd, Zn, Hg, Pb) in korenine (Cd, Mo) lahko vir vnosa kovin v organizme. Slednje nakazuje, da kovine lahko prehajajo iz tal v tkiva prostoživečih živali najverjetneje prek prehranskih virov. Zaključimo lahko, da so gozdni in travniški ekosi- stemi na območju Velikega Vrha, ki je bil zlasti v pre- teklosti izpostavljen velikim izpustom iz TEŠ, zmerno obremenjeni s Pb (gozdna tla, živalska tkiva), Hg (goz- dna tla, živalska tkiva) in Cd (travniška tla, korenine), vendar tveganja za prostoživeče živali (rumenogrla miš, poljska in gozdna voluharica, lisica) in deževnike praviloma nismo ugotovili, saj so bile določene vseb- nosti Hg, Pb in Cd nižje od kritičnih (mali sesalci, lisica) oziroma letalnih (smrtnih) vsebnosti (deževniki). Ob- staja pa verjetnost za tveganje za lisico zaradi vnosa Hg prek gozdne voluharice in za kosa zaradi vnosa Pb prek deževnikov, če bi ta prehranska vira sestavljala vsaj po- lovico diete omenjenih organizmov. Za potrditev ocene tveganja bi bilo smiselno raziskati vsebnosti kovin v širšem spektru prehranskih virov obravnavanih orga- nizmov. Pridobljeni rezultati pa so zagotovo osnova za natančnejšo ocenitev tveganja za organizme na obmo- čju Velikega Vrha in hkrati model za ekostoksikološke raziskave na degradiranih / onesnaženih območjih. 5 SUMMARY Transfer of metals from soil to tissues of selected free-living animals, i.e. small mammals (Myodes gla- reolus, Microtus arvalis, Apodemus flavicollis), Parus major and red fox (Vulpes vulpes), inhabiting Veliki Vrh, was studied. At the same time, risk assessment for these organisms was done on the basis of comparison of metal levels of plant and animal tissues to effect con- centrations for liver, critical levels of metals, defined in Slovene legislation and Hazard Quotient (HQ) calcula- tion. Parus major, a passerine bird, was replaced with Turdus merula which feeds on earthworms. On the ba- sis of presented results, the following conclusions co- uld have been made: Meadow and forest ecosystems at Veliki Vrh, which were exposed (especially in the past) to huge amount of pollutants (including metals) from thermal power plant, are moderately polluted with Pb (forest soil, animal tissues), Hg (forest soil, animal tissues) and Cd (meadow soil, roots of grass and clovers). Furthermo- re, the comparison of metal levels in the upper and lo- wer layers of forest soil indicate that thermal power plant can be an emission source of metals and sulphur, since Pb, Hg, Mo and S levels were statistically signifi- cantly higher in the upper soil (0-6 cm) in comparison with the lower forest soil (6-12 cm). The exception was Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 17 Pb, where the difference was insignificant. Comparison of levels of metals determined in liver of small mammals captured on forest and meadow re- search plots was made as well. Hg levels in liver of Apo- demus flavicollis from forest research plot were stati- stically significantly higher; on the contrary, Zn and Cd levels were statistically significantly lower in compa- rison with specimens from the meadow research plot. This corresponds to the determined levels of Hg and Cd in forest and meadow soil. These findings indicate that metals can transfer from soil to tissues of selected free-living animals. Based on BCF (bioconcentration) calculation we assessed that roots (Cd, Mo) and earth- worms (Cd, Zn, Hg, Pb) could be the most significant route of metal exposure for small mammals, Parus ma- jor and Turdus merula. The increased levels of Pb, Hg and Mo in forest soil and Cd in meadow soil at Veliki Vrh were reflected in the increased levels of these metals (especially Pb and Hg) in animal samples and in composite samples of grass and clovers in comparison with reference loca- tion. Most significant differences were found for Hg, where measured Hg levels in liver of Myodes glareolus were on average 7,2-fold higher, in liver of Apodemus flavicollis 3,8-fold and in tail feathers of Parus major 5,5-fold higher in comparison with reference location (Logarska dolina). Nevertheless, the risk for selected free-living animals is in general insignificant, since the determined levels of Hg, Pb and Cd were below criti- cal (small mammals, red fox) and lethal levels (earth- worms). But there is a probability of risk due to the intake of mercury in red fox through Myodes glareolus and Pb in Turdus merula through earthworms, if these food sources constitute at least half of the diet of these organisms. 6 ZAHVALA 6 ACKNOWLEDGEMENTS Raziskavo je financirala Javna agencija RS za razi- skovalno dejavnost v sklopu projekta L1-4320 iz dr- žavnega proračuna in Termoelektrarna Šoštanj; obema financerjema se iskreno zahvaljujemo. 7 LITERATURA 7 REFERENCES Abt K.F., Bock W.F. 1998. Seasonal variation of diet composition in farmland field mice Apodemus ssp. and bank voles Clethrionomys glareolus. Acta Theriologica; 43 (4): 379-389. Agencija Republike Slovenije za okolje (ARSO), 2017. Emisije snovi v zrak iz industrijskih objektov za leto 2012. http://okolje.arso. gov.si/onesnazevanje_zraka/devices. Al Sayegh Petkovšek S. 2008. Glive kot odzivni in akumulacijski bio- indikatorji onesnaženosti gozdnih rastišč. Doktorska disertacija. Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta. Al Sayegh Petkovšek S. 2013. Forest biomonitoring of the largest Slo- vene thermal power plant with respect to reduction of air pol- lution. Environmental Monitoring and Assessment, 185: 1809- 1823. Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Kryštufek B. 2014. Small mam- mals as biomonitors of metal pollution: a case study in Slove- nia. Environmental Monitoring and Assessment, 186 (7): 4261- 4274. Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Tome D., Kryštufek B. 2015. Risk assessment of metals and PAHs for receptor organisms in dif- ferently polluted areas in Slovenia. Science of the Total Enviro- nment, 532: 404-414. Al Sayegh Petkovšek S., Pokorny B. 2013. Lead and cadmium in mu- shrooms from the vicinity of two large emission sources in Slo- venia. Science of the Total Environment, 443: 944-954. Al Sayegh Petkovšek S., Poličnik H., Ramšak R., Mavec M., Pokorny B. 2010. Ecological remediation of the Šoštanj Thermal Power Plant with respect to sustainable development of the Šalek Val- ley, Slovenia. Thermal Science, 14 (3): 773-782. Al Sayegh Petkovšek S., Tome D., Pokorny B. 2010a. Ocena tveganja zaradi prehoda svinca (Pb) iz tal preko prehranjevalne verige v male sesalce (na primeru pehotnih strelišč). Zbornik gozdarstva in lesarstva, 91: 13-30. Al Sayegh Petkovšek S., Vrbič Kugonič N., Finžgar L., Šešerko M., Glin- šek A., Bole M., Druks Gajšek P., Petrič M., Kogovšek J., Jelenko I., Košir P., Čarni A., Marinšek A., Šilc U., Zelnik I., Tome D., Božič G., Levanič T., Kraigher H., Pokorny B. 2009. Pehotna strelišča kot dejavnik tveganja za okolje s poudarkom na ekološki sanaciji pe- hotnega strelišča na vojaškem poligonu Poček, končno poročilo, DP 12/02/09. Velenje, ERICo, 311 str. Alleva E., Francia N., Pandolfi N., De Marinsis A.M., Chiarotti F., San- tucci D. 2006. Organochlorine and heavy metal contaminants in wild mammals and birds of Urbino-Pesaro Province, Italy: an analitical overeiev for potential bioindicators. Arch Environ Contam Toxicol, 51: 123-134. Alloway B J. 1995. Heavy metals in soils. London: Blackie Academic and Professional. ATSDR. The priority list of hazardous substances. Agency for toxic substances and disease registry; 2011. http://www.atsdr.cdc. gov/spl/resources/ATSDR_2013_SPL_Detailed_Data_Table.pdf) Banerjee S., Gothalwal R., Sahu P.K. Sao S. 2015. Microbial Observa- tion in Bioaccumulation of Heavy Metals from the Ash Dyke of Thermal Power Plants of Chhattisgarh, India. Advances in Bio- science and Biotechnology, 6: 131-138. Battaglia A., Ghidini, S., Campanini, G., Spaggiari, R. 2005. Heavy metal contamination in little owl (Athene noctua) and common buzzard (Buteo buteo) from northern Italy. Ecotoxicology and Environmemental Safety, 60: 61-66. Becker, 2003. Chapter 19: Biomonitoring with birds. In B. A. Market, A. M. Breure & H. G. Zechmeister, Bioindicators and Biomonitors, vol. 6 (pp. 677-737). Elsevier Science Ltd. Belskii E., Belskaya E. 2013. Diet composition as a couse of different contaminant exposure in two sympatric passerines in the Mid- dle Urals, Russia. Ecotoxicology and Environmental Safety, 97: 67-72. Bennet J.R., Kaufman C.A., Koch I., Sova J., Reimer K.J. 2007. Ecologi- cal risk assessment of lead contamination at rifle and pistol ran- ges using techniques to account for site characteristics. Science of the Total Environment, 374: 91-101. 18 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... Bilandžić N., Dežđek D., Sedak M., Đokič M., Solumun B., Verenina I., Knežević Z., Savica A. 2010. Concentration of trace elements in tissue of red fox (Vulpes vulpes) and stome marten (Martes foina) from suburban and rural areas in Croatia. Bull Environm Cona- min Toxicol, 85: 486-491. Burger J., Gochfeld M., Jeitner C., Burke S., Volz C., Snigaroff, R., Sni- garoff D., Shukla T., Shukla S. 2006. Mercury and other metals in eggs anf feathers og glucous-winged gulls (Larus glaucescens) in the Aleutians. Environmental Monitoring and Assessment, 152: 179-194. Burger J. 1993. Metals in avian feathers: bioindicators of enviro- nmental pollution. Review of Environmental Toxicology, 5: 203- 311. Carsolini S., Focardi S., Leonzio C., Lovari S., Monaci F., Romeo G., 1999. Heavy metals and chlorinated hydrocarbon concentrati- ons in the red fox in relation to some biological parametrs. Envi- ronmental Monitoring and Assessment, 54: 87-100. Chesoh S., Lim A. 2015. Monitoring of thermal power plant operati- on on aquatic ecosystem in tropical estuarine river oh Thailand, 2008-2013. E-proceedings of the 36th IAHR World Congress, 28 June – 3 July, the Hague, Netherlands. Costa R.A., Eeva T., Eira C., Vaqueiro J., Vingada J.V. 2013. Assessing heavy metal pollution using Great Tits (Parus major): feathers and excrements from nestings and adults. Environmetal Monito- ring Assessment, 185(6): 5339-44. Damek-Poprawa M, Sawicka-Kapusta K. 2003. Damage to the liver, kidney, and testis with reference to burden of heavy metals in yellow-necked mice from areas around steelworks and zinc smelter in Poland. Toxicology, 168: 1-10. Damek-Poprawa M, Sawicka-Kapusta K. 2004. Histopatological changes in liver, kidneys, and testes of bank voles environmen- tally exposed to heavy metals emissions from the steelworks and zinc smelter in Poland. Environmental Research, 96: 72-78. Dauwe T., Janssens E., Bervoets L., Blust R., Eens M. 2004. Relation- ships between metal concentrations in great tit nestlings and their environment and food. Environmental Pollution, 131: 373- 380. Dip R., Stieger C., Deplazes P., Hegglin D., Mueller U., Dafflon O., Koch H., Naegel H. 2001. Comparison of heavy metal concentrations in tissues of red foxes from adjacent urban, suburban, and rural areas. Arch Environ Contam Toxicol, 40: 551-556. Dmowski K. 2000. Environmental monitoring of heavy metals with magpie (Pica pica) feathers – an example of Polish polluted and control areas. In: B. Market, K. Friese, Trace elements – Their di- stribution and effects in the environment. Elsevier Science B. V, pp. 455-477. Dobrzanski Z., Filistowicz A., Przysiecki P., Filistowicz A., Nowicki S., Walkowiak K., Czyz K. 2014. Mercury bioaccumulation in hair and skin of artic foxes (Vulpes lagopus) and silver fox (Vulpes vulpes) in rural and urbanized region. Czech J. ANim. Sci., 59: 480-487. Eans M., Pinxten R., Verheyen R.F., Blust R., Borvoets L. 1999. Great and blue tits as indicator of heavy metal contamination in ter- restrial ecosystems. Ecotoxicolgy Environmental Safety, 444: 81-85. Eisler R. 1987. Mercury hazards to fish, wildlife, and invertebtrates: a synoptic review. US fish and Wildlife Service, Biological Report USFWS, 85/1.10, Laurel, MD. Gerl, T. 2004. Načela varstva naravne dediščine na primeru krajin- skega parka Logarska dolina. Magistrsko delo [študij varstvo naravne dediščine], Univerza v Ljubljana. Gómez-Ramírez P., Shore R.E., van den Brink N.W., van Hattum B., Bustnes J.O., Duke G., et al. 2014. An overview of exsisting raptor contaminant monitoring activities in Europe. Environment In- ternational 67: 12-21. Hamers T., van den Berg J.H.M., van Gestel C.A.M., van Schooten F., Murk A.J. 2006. Risk assessment of metals and organic pollu- tants for herbivorous and carnivorous small mammal food cha- ins in a polluted floodplain (Biesbosch, The Netherlands). Envi- ronmental Pollution, 144: 581-595. Hirano T., Tamae K. 2011. Earthworms and Soil Pollutants. Sensors, 11: 11157-11167. Hobbelen P.H.F., Koolhaas J.E., Van Gestel C.A.M. 2006. Bioaccumu- lation of heavy metals in the earthworms Lumbricus rubellus and Aporrectodea caliginosa in relation to the total and available metal concentrations in field soil. Environmentall pollution 144; 639-646. Hoekstra P.F., Braune B.M., Elkin B., Armstrong F.A., Muir D.C. 2003. Concentrations of selected essential and non-essential elements in artic fox (Alopex lagopus) and wolverines (Gulo gulo) from Ca- nadian Artic. Science of the Total Environment, 309: 81-92. Holmstrup M., Sorensen J.G., Overgaard J., Bayley M., Bindesbol A., Slo.tsbo S et al. 2011. Body metal concentrations and glycogen reserves in earthworms (Dendrobaena octaedra) from contami- nated and uncontaminated forest soil, Environmental Pollution, 159: 190-197. Jelenko I., Pokorny, B. 2010. Historical biomonitoring of fluoride pol- lution by determining fluoride concentrations in roe deer (Ca- preolus capreolus L.) antlers and mandibles in the vicinity of the largest Slovene thermal power plant. Science of the Total Envi- ronment, 409: 430-438. Kabata-Pendias A. 2001. Trace Elements in Soils and Plants, 3rd edi- tion. Florida: CRC Press LLC, Boca Raton. Kabir E., Ray S., Kim K.H., Yoon H.O., Jeon E.C., Kim Y.S., et al. 2012. Current status of trace metal pollution in soils affected by in- dustrial activities. The Scientific World Journal [916705], DOI: 10.1100/2012/916705. Kaufman C.A., Bennet J.R., Koch I., Reimer K.J. 2007. Lead bioaccessi- bility in food web intermediates and the influence on ecological risk characterization. Environmental Science Technology 41: 5902-5907. Kennette D., Hendershot W., Tomlin A., Sauve S. 2002. Uptake of trace metals by earthworm Lumbricus terrestris L. in urban contami- ned soil. Applied Soil Ecology, 19: 191-198. Kozoderc K. 2015. Analiza kovin v ptičjem perju: pilotna vpeljava metode v Talum inštitutu, d.o.o. magistrsko delo. Univerza v Ma- riboru. Fakulteteta za naravoslovje in matematiko. Kryštufek B. 1991. Sesalci Slovenije. Ljubljana, Prirodoslovni muzej. Kugonič N., Stropnik M. 2001. Vsebnosti težkih kovin v tleh in rastli- nah na kmetijskih površinah v Šaleški dolini. Zaključno poročilo. ERICO Velenje, DP-240/02/01. Velenje. Levengood J.M., Heske, E.J. 2008. Heavy metal exposure, reproduc- tive activity, and demographic patterns in white-footed mice (Peromyscus leucopus) inhabiting a contaminated floodplain we- tland. Science of the Total Environment, 389: 320-328. Ma W.C. 1989. Effect of soil pollution with metallic lead pellets on lead bioaccumulation and organ/body weight alternations in small mammals. Archives of Environmental Contamination, 18: 617-622. Ma W.C. 1996. Lead in mammals. In: Beyer WN, Heinz GH, Redmon- Norwood AW, editors. Environmental contaminants in wildlife. New York, Lewis publishers. Ma W.C., Denneman W., Faber J. 1991. Hazardous exposure of gro- und-living small mammals to cadmium and lead in contamina- ted terrestrial ecosystems. Archives of Environmental Contami- nation Toxicology, 18: 266-270. Mandal A., Sengupta D. 2006. An assessment of soil contamination due to heavy metals around a col-fired thermal power plant in India. Environ Geol, 51: 409-420. Acta Silvae et Ligni 114 (2017), 1-20 19 Marques C.C., Sanchez-Chardi A., Gabriel S.I., Nadal J., Viegas-Crespo A.M., Da Luz Mathias M. 2007. How does the great white-toothed shrew, Crocidura russula, respond to long-term heavy metal con- tamination? A case study. Science of the Total Environment, 376: 128-133. Martiniakova M., Omelka R., Grosskopf B., Jančova A. 2010a. Yellow- necked mouse (Apodemus flavicollis) and bank voles (Myodes glareolus) as zoomonitors of environmental contamination at a polluted area in Slovakia. Acta Veterunaria Scandinavia, 52-58. Martiniakova M., Omelka R., Jančova A., Stawarz R., Formicki G. 2010b. Heavy metal content in the femora of yellow-necked mo- use (Apodemus flavicollis) and wood mouse (Apodemus sylavti- cus) from different types of polluted environment in Slovakia. Environmental Monitoring and Assessment, 171: 651-660. Millan J., Mateo R., Taggart M.A., Lopez-Bao J.V., Viota M., Monsalve L., Camarero P.R., Blazquez E., Jimenez B. 2008. Levels of heavy metals and metalloides in critically endengered Iberian lynx and other wild carnivores from southrn Spain. Sci Total Environ, 399: 193-201. Morgan J.E, Morgan A.J. 1988. Earthworms as biological monitors of cadmium, copper, lead and zinc in metallieferous soils. Enviro- nmental pollution, 54: 123-138. Morgan J.E., Morgan A.J. 1999. The accumulation of metals (Cd, Cu, Pb, Zn, and Ca) by two ecologically contrasting earthworms spe- cies (Lumbricus rubellus and Aporrectodea caliginosa): implica- tions for ecotoxicological testing. Applied Soil Ecology, 13: 9-20. Mršič, N. 1997. Živali naših tal. Ljubljana, Tehniška založba Slovenije. Nahmani J., Hodson M.E., Black S. 2007. Effects of metals on life cycle parameters of the earthworms Eisenia fetida exposed to field- contaminated, metal polluted soils. Environmental Pollution, 149: 44-58. Nei L., Kruusma J., Ivask M., Kuu A. 2009. Novel approaches to bio- indication of heavy metals in soil contaminated by oil shale wa- stes. Oil Shale, 26(3): 424-431. Pankakoski E., Koivisto I., Hyvarinen H., Terhivuo J. 1994. Shrews and indicators of heavy metal pollution. In: Merit JF, Kirkland GL, Rose RK , editors. Advance in the biology of shrews. Pittsburg: Carnegie Museum of Natural History, 18: 137-149. Pokorny B. 2003. Notranji organi in rogovje srnjadi (Capreolus ca- preolus L.) kot bioindikatorji onesnaženosti okolja z ioni težkih kovin. Doktorska disertacija. Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta. Poličnik H. 2008. Ugotavljanje onesnaženosti zraka s kartiranjem epifitskih lišajev in z analizo akumulacije težkih kovin. Doktor- ska disertacija. Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta. Pravilnik o količinah pesticidov in drugih strupenih snovi, hormo- nov, antibiotikov in mikotoksinov, ki smejo biti v živilih. Uradni list SFRJ št. 59/83. Pravilnik o onesnaževalcih v živilih. Uradni list RS, št. 69/2003. Pravilnik o pogojih za zagotavljanje varnosti krme. Uradni list RS, št. 101/2006. Reinecke A.J., Reinecke S.A., Musilbono D.H., Champan A. 2000. The transfer of lead (Pb) from earthworms to shrews (Mysorex va- rius). Archives of Environmental Contamination Toxicology, 39: 392-397. Roodbergen M., Klok C., Van Der Hout A. 2008. Transfer of heavy me- tals in food chain earthworm Black-tailed godwit (Limosa limo- sa): Comparison of polluted and reference site in the Netherlan- ds. Science of the Total Environment, 406: 407-412. Salinska A., Wlostowski T., Maciak S., Laszkiewicz-Tiszezenko B. 2012. Combined effect of dietary Cadmium and benzo(a)pyrene on metallothionein induction and apoptosis in the liver of kidney of bank voles. Biological Trace Element Research, 147: 189-194. Sample B.E., Opresko D.M., Suter G.W. 1996. Toxicological Ben- chmarks for Wildlife: 1996 Revision, ES/ER/TM-86/R3. Risk Assessment Programme Health Science Research Division. Oak Ridge, Tennessee 37831. Sánchez-Chardi A., García-Pando M., Lopez-Fuster M. 2013. Chronic exposure to environmental stressors induced fluctuating asym- metry in shrews inhabiting protected Mediterranean sites. Che- mosphere, 93: 916-923. Sánchez-Chardi A., Lopez-Fuster M. 2009. Metal and metalloid accu- mulation in shrews (Soricomorpha, Mammalia) from two pro- tected Mediterranean costal sites. Environmental Pollution, 157: 1243-1248. Sánchez-Chardi A., Lopez-Fuster M., Nadal J. 2007. Bioaccumulati- on of lead, mercury, and cadmium in the greater white-toothed shrew, Crocidura russula, from the Elba Delta (NE Spain): Sex- and age-dependent variation. Environmental Pollution, 145: 7-14. Sánchez-Chardi A., Marques C.C., Nadal J., Da Luz Mathias M. 2007a. Metal bioaccumulation in the greater white-toothed shrew, Cro- cidura russula, inhabiting an abandoned pyrite mine site. Che- mosphere, 67: 121-130. Sánchez-Chardi A., Nadal J. 2007. Bioaccumulation of metals and effects of landfill pollution in small mammals. Part I. The great white-toothed shrew, Crocidura russula. Chemosphere, 68: 703- 711. Sánchez-Chardi A., Oliveira Riberio C.A., Nadal J. 2009. Metals in liver and kidneys and the effects of chronic exposure to pyrite mine pollution in the shrew Crocidura russula inhabiting the protec- ted wetland of Donana. Chemosphere, 76: 387-394. Sánchez-Chardi A., Panarroja-Matutano C., Oliveira Riberio C.A., Na- dal J. 2007b. Bioaccumulation of metals and effects of a landfill in small mammals. Part II. The wood mouse, Apodemus sylvati- cus. Chemosphere, 70: 101-109. Scheifler R., Coeurdassier M., Morilhat C., Bernard N., Faivre B., Fli- coteaux P., Giraudoux P., Noël Piotte P., Rieffel D., de Vaufleury A., Badot P.M. 2006. Lead concentrations in feathers and blood of common blackbirds (Turdus merula) and in earthworms inhabi- ting unpolluted and moderately polluted urban areas. Science of the Total Environment, 371: 197-205. Schleich C.E., Beltrame M.O., Antenucci C.D. 2010. Heavy metal accu- mulation in the subterranean rodent Ctenomys talarum (Roden- tia: Ctenomydae) from areas with different risk of contaminati- on. Folia Zoologica, 59(2): 104-114. Shore R.F., Rattner B.A. (Eds) 2001. Ecotoxicology of wild mammals. Wiley, Chichester, New York, Weinheim. Sneddon J., Clemente R., Riby P., Lepp N.W. 2009. Source-pathway-re- ceptors investigation of the fate of trace elements derived from shot-gun pellets discharged in terrestrial ecosystems managed for game shooting. Environmental Pollution, 157: 2663-2669. Stansley W., Rosce D.E. 1996. The uptake and effects of lead in small mammals and frogs at a trap and skeet range. Archives of Envi- ronmental Contamination Toxicology, 30: 220-226. STATSOFT. Statistica for Windows 7.1. Tulsa, StatSoft. Šwiergosz-Kowalewska R., Gramatyka M., Reczynski W. 2005. Metal distribution and interactions in tissues of shrews (Sorex ssp.) from copper and zinc-contaminated areas in Poland. Journal of Environmental Quality, 34: 1519-1529. Tête N., Durfort M., Rieffel D., Scheifler R., Sánchez-Chardi A. 2014. Hystopathology related to cadmium and lead bioaccumulation in chronically exposed wood mice, Apodemus sylvaticus, around a former lead smelter. Science of the total Environment, 481: 167-177. 20 Al Sayegh Petkovšek S., Kopušar N., Pokorny B., Tome D., Kryštufek B.: Prehod kovin iz tal v tkiva izbranih vrst prostoživečih ... Uredba o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednostih ne- varnih snovi v tleh. Uradni list RS, št. 68/1996. US EPA. Ecological risk assessment Step 2; 2011 [http://www.epa. gov/R5Super/ecology/erasteps/erastep2.html (23.2.2015)]. Van den Brink N., Lammertsma D., Dimmers W., Boerwinkel M.C., van der Hout A. 2010. Effect of soil properties on food web accumu- lation on heavy metals in the wood mouse (Apodemus sylvati- cus). Environmental Pollution, 158: 245-251. Vrbič Kugonič N., 2009. Privzem kovin pri izbranih rastlinskih vrstah na območjih obremenjenih z energetsko in topilniško dejavno- stjo. Doktorska disertacija. Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta. Wijnhoven S., Leuven R.S.E.W., Van Der Velde G., Eijsackers H.J.P. 2008. Toxicological risk for small mammals in a diffusely and moderatory polluted floodplain. Science of the Total Enviro- nment, 406: 401-406.