ΜΕΛΕΤΗ ΤΗΣ ΒΙΟΣΥΣΣΩΡΕΥΣΗΣ ΒΑΡΕΩΝ ΜΕΤΑΛΛΩΝ ΚΑΙ ΡΑΔΙΟΝΟΥΚΛΙΔΙΩΝ ΣΕ ΦΥΤΙΚΟΥΣ ΟΡΓΑΝΙΣΜΟΥΣ ΣΤΗ ΔΥΤΙΚΗ ΜΑΚΕΔΟΝΙΑ

Transcript

1 ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΕΠΙΣΤΗΜΟΝΙΚΗ ΕΠΕΤΗΡΙΔΑ ΤΟΥ ΤΜΗΜΑΤΟΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΤΗΣ ΣΧΟΛΗΣ ΘΕΤΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΑΡΙΘΜΟΣ... ISSN ΛΑΖΑΡΟΥ Ι. ΤΣΙΚΡΙΤΖΗ ΧΗΜΙΚΟΥ ΜΗΧΑΝΙΚΟΥ ΠΟΛΥΤΕΧΝΙΚΗΣ ΣΧΟΛΗΣ Α.Π.Θ. ΜΕΛΕΤΗ ΤΗΣ ΒΙΟΣΥΣΣΩΡΕΥΣΗΣ ΒΑΡΕΩΝ ΜΕΤΑΛΛΩΝ ΚΑΙ ΡΑΔΙΟΝΟΥΚΛΙΔΙΩΝ ΣΕ ΦΥΤΙΚΟΥΣ ΟΡΓΑΝΙΣΜΟΥΣ ΣΤΗ ΔΥΤΙΚΗ ΜΑΚΕΔΟΝΙΑ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ ΠΟΥ ΥΠΟΒΛΗΘΗΚΕ ΣΤΟ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΤΗΣ ΣΧΟΛΗΣ ΘΕΤΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΤΟΥ ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟΥ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟΥ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗ 2002

2 ARISTOTLE UNIVERSITY OF THESSALONIKI SCIENTIFIC ANNALS OF THE SCHOOL OF BIOLOGY FACULTY OF SCIENCES APPENDIX No LAZAROS TSIKRITZIS CHEMICAL ENGINEER TECHNICAL UNIVERSITY OF THESSALONIKI STUDY OF THE BIOACCUMULATION OF HEAVY METALS AND RADIONUCLIDES OF PLANTS IN WEST MACEDONIA DOCTORAL DISSERTATION SUBMITTED TO THE SCHOOL OF BIOLOGY FACULTY OF SCIENCES ARISTOTLE UNIVERSITY OF THESSALONIKI THESSALONIKI 2002

3 Η έγκρισις της παρούσης διδακτορικής διατριβής υπό του Τμήματος Βιολογίας της Σχολής Θετικών Επιστημών του Αριστοτελείου Πανεπιστημίου Θεσσαλονίκης δεν υποδηλοί αποδοχήν των γνωμών του συγγραφέως (Ν.5343/1932, άρθρο 202, παρ. 2).

4 Σύνθεση Εξεταστικής Επιτροπής * Θ. ΣΑΒΒΙΔΗΣ Αναπληρωτής Καθηγητής του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας του Α.Π.Θ. ** Ι. ΤΣΕΚΟΣ Καθηγητής του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας του Α.Π.Θ. ** Σ. ΚΑΡΑΤΑΓΛΗΣ Καθηγητής του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας του Α.Π.Θ. Ι. ΣΤΡΑΤΗΣ Καθηγητής του Τομέα Φυσικής, Αναλυτικής και Περιβαλλοντικής Χημείας του Τμήματος Χημείας του Α.Π.Θ. Α. ΦΙΛΙΠΠΙΔΗΣ Καθηγητής του Τομέα Ορυκτολογίας Πετρολογίας Κοιτασματολογίας του Τμήματος Γεωλογίας του Α.Π.Θ. Λ. ΣΥΜΕΩΝΙΔΗΣ Αναπληρωτής Καθηγητής του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας του Α.Π.Θ. Α. ΓΕΩΡΓΑΚΟΠΟΥΛΟΣ Αναπληρωτής Καθηγητής του Τομέα Ορυκτολογίας Πετρολογίας Κοιτασματολογίας του Τμήματος Γεωλογίας του Α.Π.Θ. * Επιβλέπων καθηγητής ** Μέλη της Συμβουλευτικής Επιτροπής

5 στη Ρόζη, στην Εύα και στο Γιάννη

6 ΠΡΟΛΟΓΟΣ Η λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου ευτύχησε να φιλοξενεί στο υπέδαφός της τα σημαντικότερα κοιτάσματα λιγνίτη της χώρας, η εκμετάλλευση των οποίων της απέφερε αναμφισβήτητα σημαντικά οικονομικά οφέλη, αλλά συσσώρευσε συγχρόνως και σοβαρά περιβαλλοντικά προβλήματα. Τα σημαντικότερα εστιάζονται κυρίως στους τομείς της ποιότητας του ατμοσφαιρικού αέρα, της διαχείρισης των νερών, και της αποκατάστασης των εξοφλημένων λιγνιτωρυχείων. Οι τομείς αυτοί, όπως είναι φυσικό, έχουν προκαλέσει κατά καιρούς το ενδιαφέρον πολλών ερευνητών. Το αντικείμενο της παρούσας διατριβής εστιάζεται στην αποτίμηση της απόθεσης ραδιενεργών στοιχείων και βαρέων μετάλλων στο έδαφος και στους φυτικούς οργανισμούς της περιοχής, στην οποία είναι εγκατεστημένες 17 ατμοηλεκτρικές λιγνιτικές μονάδες και μια μονάδα πλινθοποίησης λιγνίτη. Η έρευνα πραγματοποιήθηκε στο ΤΕΙ Δυτικής Μακεδονίας (Εργαστήρια Ραδιενέργειας Περιβάλλοντος και Χημείας), σε συνεργασία με το Εργαστήριο Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας της Σχολής Θετικών Επιστημών του Πανεπιστημίου Θεσσαλονίκης και το Ινστιτούτο Ατομικής Φυσικής του Βουκουρεστίου. Ευχαριστίες για την υποστήριξη και ολοκλήρωση της εργασίας οφείλονται σε πολλούς, ιδιαιτέρως όμως στον κ. Θ. Σαββίδη, αναπληρωτή καθηγητή του Τμήματος Βιολογίας, για τη συνεχή καθοδήγηση και παρακολούθηση, καθώς και για τη γενικότερη συμπαράσταση και το φιλικό του ενδιαφέρον, στον κ. Ι. Τσέκο, καθηγητή του Τμήματος Βιολογίας, για την υποστήριξη του στο αρχικό στάδιο και την εμπιστοσύνη του για την ανάθεση του θέματος, στον κ. Σ. Καράταγλη, καθηγητή του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας του Α.Π.Θ., για τη βοήθεια του σε θέματα βιβλιογραφίας, στον κ. Σ. Γκανάτσιο, αναπληρωτή καθηγητή του Τ.Ε.Ι. Δυτικής Μακεδονίας, για την υποστήριξη του σε θέματα εργαστηριακών τεχνικών και μετρήσεων,

7 στον κ. Ο. Duliu για τη συνεχή βοήθεια του, ιδίως στα θέματα στατιστικής επεξεργασίας των μετρήσεων, στους κ.κ. D. Dorcioman Dorin και R. Dorcioman, ερευνητές του Ινστιτούτου Ατομικής Φυσικής και του Πανεπιστημίου του Βουκουρεστίου του για τις παρατηρήσεις τους σε θέματα διαβαθμονόμησης οργάνων και αξιολόγησης φασμάτων ακτίνων - γ, στην κ. Δ. Μπόμπορη για τις υποδείξεις της στον τομέα της στατιστικής ανάλυσης, στη συνάδελφο Π. Λίτσιου για την επιμέλεια των κειμένων και των σχημάτων, στην κ. Μ. Τσικριτζή-Μόμτσιου για τις διορθώσεις των αγγλικών κειμένων των δημοσιεύσεων στη συνάδελφο Δ. Ναλμπαντίδου για τη βοήθεια της στη διαδικασία της δειγματοληψίας, στη Γενική Διεύθυνση Ορυχείων της ΔΕΗ και στο Γενικό Χημείο του Κράτους στην Κοζάνη για τη βοήθεια τους σε εργαστηριακά θέματα, στους συναδέλφους του Εργαστηρίου Χημείας για τη γενικότερη συμπαράσταση και υποστήριξη τους, στην οικογένειά μου για την κατανόηση της στις περιόδους αυξημένου φόρτου εργασίας. Ευελπιστώ η παρούσα ερευνητική εργασία να συμβάλει στην επιστημονική τεκμηρίωση των αιτημάτων και του μακρόχρονου αγώνα της τοπικής κοινωνίας για την προστασία του φυσικού περιβάλλοντος και τη βελτίωση της ποιότητας ζωής.

8 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ Ι. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Ι.1. Γενικά Ι.2. Γεωμορφολογικά και κλιματικά στοιχεία της περιοχής μελέτης 4 Ι.2.1. Γεωγραφικά στοιχεία 4 Ι.2.2. Φυσιογραφικά μορφολογικά στοιχεία. 4 Ι.2.3. Κλιματολογικά στοιχεία. 6 Ι.3. Εξόρυξη και καύση λιγνίτη 7 Ι.3.1. Γενικά 7 Ι.3.2. Το Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας (ΛΚΔΜ) 9 Ι Παραγωγή λιγνίτη και ατμοηλεκτρικοί σταθμοί 9 Ι Ποιότητα λιγνίτη του ΛΚΜΔ 10 Ι Παραγωγή και διαχείριση τέφρας στο ΛΚΔΜ Ορολογία 10 Ι 3.3. Περιβαλλοντικές επιπτώσεις στη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - 13 Αμυνταίου Ι Γενικά 13 Ι Επιπτώσεις στο έδαφος 13 Ι Επιπτώσεις στο υδάτινο δυναμικό 14 Ι Επιπτώσεις στην ατμόσφαιρα 15 Ι.4. Ιχνοστοιχεία γαιανθράκων και τέφρας ως ρυπαντές του περιβάλλοντος 19 Ι.4.1. Ιχνοστοιχεία των ελληνικών λιγνιτών 20 Ι.4.2. Ορυκτολογία, σύσταση και ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας του ΛΚΔΜ 21 Ι.5. Απελευθέρωση ραδιενέργειας από ατμοηλεκτρικούς σταθμούς 26 Ι.5.1. Γενικά 26 Ι.5.2. Ραδιενέργεια ελληνικών λιγνιτών 27

9 Ι.5.3. Ραδιενέργεια της ιπτάμενης τέφρας των λιγνιτών του ΛΚΔΜ 28 Ι.5.4. Απελευθέρωση ραδιενέργειας από τους ΑΗΣ του ΛΚΔΜ 30 Ι.6. Ραδιενεργός επιβάρυνση από το ατύχημα του Chernobyl 32 Ι.6.1. Γενικά 32 Ι.6.2. Επιβάρυνση των Ελληνικών εδαφών από το ατύχημα του Chernobyl 32 Ι.6.3. Μετανάστευση του ραδιοκαισίου στο έδαφος 36 Ι.7. Βιοδείκτες 37 Ι.7.1. Χρήση βιοδεικτών (Bioindication) 37 Ι.7.2. Βιοσυσσώρευση (bioaccumulation) 38 Ι.7.3. Παθητικό και ενεργητικό biomonitoring 39 Ι.7.4. Λειχήνες και βρύα ως βιοδείκτες ραδιονουκλιδίων και μετάλλων 39 Ι.7.5. Ιδιότητες των λειχήνων 41 Ι.7.6. Ιδιότητες των βρύων 42 Ι.7.7. Τα δένδρα ως βιοδείκτες της ποιότητας του περιβάλλοντος 43 Ι.8. Μέθοδοι μέτρησης 45 Ι.8.1. Ανίχνευση ραδιονουκλιδίων με τη μέθοδο της γ-φασματοσκοπίας 45 Ι.8.2. Προσδιορισμός ιχνοστοιχείων με τις μεθόδους AAS και ICP-AES 48 Ι.9. Σκοπός της έρευνας 52 ΙΙ. ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ ΙΙ.1. Δειγματοληψία 54 ΙΙ.1.1. Δειγματοληψία εδάφους 54 ΙΙ Σταθμοί δειγματοληψίας εδάφους 54 ΙΙ Δειγματοληψία και προετοιμασία δειγμάτων εδάφους 57 ΙΙ.1.2. Δειγματοληψία φυτικών οργανισμών 59 ΙΙ Σταθμοί δειγματοληψίας φυτικών οργανισμών 59

10 ΙΙ Δειγματοληψία και προετοιμασία δειγμάτων φυτικών οργανισμών 61 ΙΙ.2. Εργαστηριακός εξοπλισμός και συνθήκες μετρήσεων 62 ΙΙ.2.1. Διαδικασία μέτρησης ραδιονουκλιδίων με ανιχνευτές γ - ακτινοβολίας 62 ΙΙ.2.2. Μέτρηση ιχνοστοιχείων με τις συσκευές AAS και ICP-AES 66 ΙΙΙ. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΙΙΙ.1. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στο έδαφος 68 ΙΙΙ.2. Συγκεντρώσεις ιχνοστοιχείων στο έδαφος 77 III.2.1. Αποτελέσματα, συγκριτικά δεδομένα και στατιστική ανάλυση 77 ΙΙΙ.2.2. Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των ιχνοστοιχείων εδάφους 83 ΙΙΙ.3. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα φυτά 93 ΙΙΙ.3.1. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα φύλλα των δένδρων 94 ΙΙΙ Χρονική μεταβολή του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων 96 ΙΙΙ.3.2. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα βρύα και στους λειχήνες 102 ΙΙΙ Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των ραδιονουκλιδίων των βρύων και των λειχήνων 103 ΙΙΙ.4. Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων στα φυτά 112 ΙΙΙ.4.1. Αποτελέσματα, συγκριτικά δεδομένα και στατιστική ανάλυση 112 ΙΙΙ.4.2. ΙV. Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των βαρέων μετάλλων των φυτών ΣΥΖΗΤΗΣΗ 121 ΙV.1. Κατανομή ραδιονουκλιδίων στο έδαφος 131 ΙV.1.1. Φυσικά ραδιονουκλίδια 131 IV.1.2. Καίσιο 137 Cs 133 ΙV.2. Κατανομή ιχνοστοιχείων στο έδαφος 136 ΙV.3. Κατανομή ραδιονουκλιδίων στους φυτικούς οργανισμούς 141 ΙV.3.1. Δένδρα 141

11 ΙV.3.2. Βρύα και λειχήνες 144 ΙV Κατάταξη προέλευση ραδιονουκλιδίων με βάση την Cluster και την PCA ανάλυση. 147 ΙV.4. Κατανομή βαρέων μετάλλων στους φυτικούς οργανισμούς 149 IV.4.1. Βρύα και λειχήνες 149 IV.4.2. Δένδρα 150 IV Συγκεντρώσεις και προέλευση των επί μέρους μετάλλων 150 IV Χωρική κατανομή και προέλευση των μετάλλων 157 V. ΓΕΝΙΚΑ ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ 161 VI. ΠΕΡΙΛΗΨΗ 167 SUMMARY 172 RESUME 177 VII. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ 182 VIII. ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ 202 Πίνακας συντεταγμένων σημείων δειγματοληψίας εδάφους 203 Συντομογραφίες 204

12 Ι. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Ι.1. Γενικά Ο νομός Κοζάνης συγκαταλέγεται στις πιο επιβαρημένες περιβαλλοντικά περιοχές της Ελλάδας. Κύρια αιτία είναι οι εγκαταστάσεις εκμετάλλευσης λιγνίτη και παραγωγής ενέργειας της ΔΕΗ, οι οποίες προκαλούν σοβαρές επιπτώσεις στο περιβάλλον. Η εξορυκτική δραστηριότητα της ΔΕΗ (έμμεσος δείκτης και της ατμοσφαιρικής ρύπανσης) έχει πάρει τεράστιες διαστάσεις. Χαρακτηριστικό δείγμα της ραγδαίας αύξησης του ρυθμού εξόρυξης αποτελεί το γεγονός ότι από το 1960 μέχρι το 1975 η λιγνιτική παραγωγή διπλασιάζεται κάθε 5 χρόνια, δηλαδή αυξάνεται με ρυθμό 20% ετησίως. Ανάλογη φυσικά είναι και η αύξηση των ατμοηλεκτρικών μονάδων, οι οποίες έχουν φτάσει τις 17, με συνολική εγκατεστημένη ισχύ 4048 MW και καλύπτουν πάνω από το 70% των αναγκών σε ηλεκτρική ενέργεια όλης της χώρας (Σκενδερίδης και Καρυδογιάννης 1997). Η εντατική εκμετάλλευση των λιγνιτικών αποθεμάτων, η αχρήστευση των φτωχών κοιτασμάτων ( λιγνιτοχωμάτων ), η αύξηση της ζήτησης ηλεκτρικής ενέργειας και η υστέρηση των προγραμμάτων εξοικονόμησης ενέργειας, συνεπάγονται την εγκατάσταση και άλλων λιγνιτικών μονάδων στην ευρύτερη περιοχή (μονάδες Φλώρινας), αλλά και τεσσάρων υδροηλεκτρικών σταθμών στον ποταμό Αλιάκμονα (ΥΗΣ Ιλαρίωνος ισχύος 2Χ90 MW), ο οποίος «φιλοξενεί» κι άλλους τρεις (Πολύφυτο 3Χ120, Σφηκιά 3Χ105, Ασώματα 2Χ54 MW). Λόγω των ορυχείων του λιγνίτη και των ατμοηλεκτρικών σταθμών της ΔΕΗ αλλοιώνεται και διαταράσσεται σοβαρά η μορφολογία και η αισθητική του τοπίου, δεσμεύονται χιλιάδες στρέμματα γης και ανασκάπτονται εκατομμύρια τόνοι εδάφους. Σοβαρές είναι επίσης οι επιπτώσεις στη χλωρίδα και την πανίδα, στα επιφανειακά νερά και στο κλίμα, όπως και οι διαταραχές στη σύνθεση και στην κατανομή του πληθυσμού, στην κοινωνική ζωή και στην πολιτιστική ταυτότητα του τόπου. Κυρίαρχο πρόβλημα αποτελεί κατά πρώτο λόγο η αέρια ρύπανση, η οποία πλήττει όλο το λεκανοπέδιο Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου και κατά δεύτερο η εξάντληση των υδάτινων πόρων.

13 Μια σημαντική παράμετρος της περιβαλλοντικής επιβάρυνσης είναι η ρύπανση του εδάφους και των φυτών από τους ιχνορρυπαντές της ιπτάμενης τέφρας, η οποία εκπέμπεται από τους ατμοηλεκτρικούς σταθμούς (ΑΗΣ) της ΔΕΗ. Η παράμετρος αυτή δεν έχει ερευνηθεί συνδυασμένα για το σύστημα έδαφος - φυτά (συντελεστές μεταφοράς, διαδικασία βιοσυσσώρευσης, κλπ). Ενώ τα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας έχουν μελετηθεί τόσο σε επίπεδο ατμοσφαιρικής διασποράς (Ζερεφός και συν. 1991, Τριανταφύλλου 1994), όσο και σε επίπεδο ορυκτολογίας - μορφολογίας - χημισμού (Kassoli-Fournaraki et al. 1993, Filippidis et al.1996, Φιλιππίδης και συν. 1997), οι επιπτώσεις των ιχνορρυπαντών της ιπτάμενης τέφρας (ιχνοστοιχεία, ραδιονουκλίδια) στους φυτικούς οργανισμούς δεν έχουν συστηματικά ερευνηθεί. Τη δεκαετία του 1990 άρχισαν οι πρώτες έρευνες για την πιθανή επιβάρυνση του εδάφους με ιχνοστοιχεία που εκπέμπονται από τους ΑΗΣ (Georgakopoulos et al. 1996, Γεωργακόπουλος και συν. 2002). Το 1996 το ΙΓΜΕ σε συνεργασία με το Πολυτεχνείο Κρήτης και άλλους φορείς (ΙΓΜΕ 2001) ξεκίνησε ένα πρόγραμμα συστηματικών αναλύσεων του εδάφους όλης της λεκάνης όπου λειτουργούν οι ατμοηλεκτρικοί σταθμοί της ΔΕΗ με στόχο τη δημιουργία μιας πλήρους βάσης εδαφο-γεωχημικών δεδομένων, συμπεριλαμβανομένων των ιχνοστοιχείων, όχι όμως και των ραδιονουκλιδίων. Επίσης, πριν μερικά χρόνια άρχισε τις μετρήσεις ιχνοστοιχείων στο επιφανειακό στρώμα του εδάφους και η ΔΕΗ, υλοποιώντας την υπουργική απόφαση για «διενέργεια ελέγχων, τουλάχιστον μία φορά το μήνα, με στόχο τον προσδιορισμό στον ατμοσφαιρικό αέρα και στα αποδιδόμενα προς καλλιέργεια εδάφη της συγκέντρωσης βαρέων και τοξικών μετάλλων, η παρουσία των οποίων οφείλεται στη χρήση και καύση λιγνίτη» (Υ.Α /2143/ ). Με τις επιπτώσεις τέλος στο έδαφος από τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας ασχολήθηκαν κατά καιρούς το ΕΚΕΦΕ «Δημόκριτος», η Ελληνική Επιτροπή Ατομικής Ενέργειας ΕΕΑΕ, και Πανεπιστημιακά Εργαστήρια από το ΑΠΘ, το ΕΜΠ και το Πολυτεχνείο Κρήτης. Τα εν λόγω Εργαστήρια κατέγραψαν την ειδική ραδιενεργότητα του εδάφους,

14 ερευνώντας πιθανή συσχέτιση με τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας. Οι επιπτώσεις αποτιμήθηκαν ως αμελητέες και προέκυψε η διαπίστωση ότι δεν υπάρχει ιδιαίτερος λόγος ανησυχίας (Κούκουζας 1995). Συγχρόνως όμως διατυπώθηκε ομόφωνα η πρόταση για ολοκλήρωση των μετρήσεων και των ερευνών. Στους ανθρωπογενείς ραδιενεργούς ρυπαντές που επιβαρύνουν το έδαφος και τα φυτά της περιοχής συμπεριλαμβάνεται και το ραδιοκαίσιο από το ατύχημα του Chernobyl. Οι σχετικές ραδιοπεριβαλλοντικές μελέτες που είχαν ως αντικείμενο την επιβάρυνση των οικοσυστημάτων με 137 Cs πραγματοποιήθηκαν κυρίως τη δεκαετία (Αντωνόπουλος- Ντόμης και συν. 1987, Papastefanou et al. 1989, Sawidis 1996, Sawidis et al. 1997, Sawidis et al 1999, Simopoulos και Angelopoulos 1991, Vosniakos et al. 1998). Υπενθυμίζεται ότι ο Ν. Κοζάνης ήταν από τους νομούς που επιβαρύνθηκαν περισσότερο από το ραδιενεργό νέφος του Chernobyl στην Ελλάδα (Βαρβαγιάννη και συν. 1987, Petropoulos et al. 1996). Η παρούσα διατριβή επομένως, συνεχίζοντας τις παραπάνω έρευνες στη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας Αμυνταίου, έρχεται να καταθέσει τη δική της συμβολή, δηλαδή την αποτίμηση της επιβάρυνσης του εδάφους και των φυτικών οργανισμών με βαρέα μέταλλα και ραδιονουκλίδια και τη μελέτη της βιοσυσσώρευσης τους.

15 I.2. Γεωμορφολογικά και κλιματολογικά στοιχεία της περιοχής μελέτης I.2.1. Γεωγραφικά στοιχεία Η περιοχή ενδιαφέροντος περιλαμβάνει τμήματα των νομών Κοζάνης και Φλώρινας, στον άξονα των λεκανών Κοζάνης - Σερβίων, Πτολεμαΐδας και Αμυνταίου. Οι λεκάνες αυτές συμπίπτουν με την εμφάνιση των λιγνιτοφόρων κοιτασμάτων της Δυτικής Μακεδονίας. Ο άξονας προς νότο οριοθετείται από τα Καμβούνια όρη, στα ανατολικά από τα διοικητικά όρια των νομών Ημαθίας και Πέλλας, στα βόρεια από το ύψωμα Κλειδίου και στα δυτικά από τα όρια του νομού Καστοριάς. Η έκταση της περιοχής ανέρχεται στα 2000 km² περίπου. Στα δύο αυτά τμήματα των νομών Κοζάνης και Φλώρινας υπάρχουν συνολικά 123 οικισμοί. Στο σχετικό τοπογραφικό χάρτη (Εικ.1) εικονίζεται αναλυτικά η λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου και η θέση των ατμοηλεκτρικών σταθμών της ΔΕΗ. I.2.2. Φυσιογραφικά - μορφολογικά στοιχεία Η περιοχή, εκτός από το βόρειο τμήμα, περιορίζεται από ορεογραφικούς άξονες, ενώ το ενδιάμεσο, επίμηκες, πεδινό τμήμα διακόπτεται από ένα χαμηλό ορεογραφικό άξονα ΔΝΔ- ΑΒΑ διεύθυνσης (Κοζάνη - Όρος Σκοπός). Ο δυτικός ορεογραφικός άξονας αποτελείται από τα όρη Βέρνο (2123 m), Άσκιο (1688 m) και Βούρινος (1866 m). Ο ανατολικός ορεογραφικός άξονας αποτελείται από τα όρη Πιέρια (2190 m) και Βέρμιο (2050 m). Ο νότιος ορεογραφικός άξονας περιλαμβάνει τα όρη Καμβούνια (1363 m) και Τίταρο (1610 m), ενώ ο ενδιάμεσος το όρος Σκοπός (1525 m). Μορφολογικά η περιοχή κατανέμεται σε ένα πεδινό τμήμα, το οποίο καταλαμβάνει το 45% περίπου της συνολικής έκτασης και στα ορεινά τμήματα, τα οποία καταλαμβάνουν το 55% περίπου. Η παραπάνω μορφολογία οφείλεται στην τεκτονική και παλαιογεωγραφική εξέλιξη της περιοχής, οι οποίες αποτέλεσαν τους κύριους λόγους και για τον προσανατολισμό των βασικών ορεογραφικών αξόνων (ΒΒΔ-ΝΝΑ). Από την ανάλυση των κυριότερων γεωμετρικών στοιχείων και των στοιχείων του ανάγλυφου προκύπτουν υψηλοί δείκτες ανάγλυφου,

16 ενδεικτικοί της αυξημένης έντασης της διαβρωτικής ενέργειας. Το μέσο υψόμετρο του βόρειου τμήματος Εορδαίας - Αμυνταίου είναι 890 m περίπου, ενώ της λεκάνης Κοζάνης - Σερβίων 680 m. Η μέση κλίση του βόρειου τμήματος είναι 14%, ενώ της υπολεκάνης Κοζάνης είναι 19% (ΑΝΚΟ Α.Ε. 1997). I.2.3. Κλιματολογικά στοιχεία Στην περιοχή επικρατεί το ημίξηρο, μεσογειακό κλίμα, που χαρακτηρίζεται από την εναλλαγή μιας θερμής - ξηρής περιόδου με μία ψυχρή - υγρή. Από την αξιολόγηση των μετεωρολογικών στοιχείων προκύπτει μέγιστη μέση μηνιαία θερμοκρασία το μήνα Ιούλιο (23.06 C), ενώ ελάχιστη τον Ιανουάριο (2.31 C). Γενικά στη θερμοκρασία παρατηρείται μεταβολή με το υψόμετρο και σχετική ομοιομορφία με τη γεωγραφική θέση. Με βάση τα μετεωρολογικά στοιχεία του Καπνικού Σταθμού Κοζάνης και Αρνισσας προκύπτει ότι: η σχετική υγρασία κατά την υγρή-ψυχρή περίοδο κυμαίνεται μεταξύ 70%-80%, ενώ κατά την ξηρή - θερμή περίοδο μειώνεται στα 50%-55%. η μέγιστη μηνιαία εξάτμιση παρατηρείται κατά τους μήνες Ιούλιο και Αύγουστο και ανέρχεται σε mm. οι επικρατούντες άνεμοι είναι ΒΔ, ΒΒΔ, Β, Δ και ΝΑ διεύθυνσης. Όσον αφορά στις βροχοπτώσεις τα στοιχεία είναι περισσότερα και προέρχονται από 23 σταθμούς (Εθνική Μετεωρολογική Υπηρεσία, Υπουργεία Δημοσίων Έργων και Γεωργίας, Δασαρχείο, ΔΕΚ, Εθνικός Οργανισμός Καπνού). Από την επεξεργασία των στοιχείων αυτών προκύπτει ότι κατά τους μήνες Οκτώβριο - Δεκέμβριο παρατηρούνται οι μεγαλύτερες τιμές των μέσων κατακρημνισμάτων με mm βροχής, ενώ οι μικρότερες τιμές με mm βροχής παρατηρούνται το μήνα Ιούλιο - Αύγουστο. Τα μέσα ετήσια ύψη βροχής κυμαίνονται από 393 mm έως 865 mm. Στα χαμηλότερα τμήματα της περιοχής οι μέσες ετήσιες βροχοπτώσεις δεν υπερβαίνουν τα 600 mm, ενώ στα ορεινά τμήματα παρατηρούνται τιμές μεγαλύτερες των 800 mm (ΑΝΚΟ Α.Ε. 1997).

17 I.3. Εξόρυξη και καύση λιγνίτη I.3.1. Γενικά Οι Ελληνικοί λιγνίτες προπολεμικά χρησιμοποιούνταν μόνο για οικιακούς σκοπούς. Πολύ αργότερα, τη δεκαετία του 1950, αρχίζει η συστηματική έρευνα της Πολιτείας για την καταγραφή και αξιολόγηση των λιγνιτικών κοιτασμάτων. Από τις μέχρι σήμερα έρευνες προκύπτει ότι τα γεωλογικά αποθέματα λιγνίτη της χώρας μας ανέρχονται σε 10,500 Mt, από τα οποία τα βεβαιωθέντα είναι 6,700 Mt, τα δυνατά αποθέματα 2,400 Mt και τα πιθανά 1,400 Mt. Εκμεταλλεύσιμα θεωρούνται τα 4,000 Mt περίπου, που έχουν σημερινή αξία πάνω από 100 δισεκατομμύρια. (Στα παραπάνω αποθέματα δεν υπολογίζονται τα αποθέματα τύρφης, το μεγαλύτερο κοίτασμα της οποίας βρίσκεται στους Φιλίππους της Καβάλας και υπερβαίνει τα 4,000 Mt). Στη Δυτική Μακεδονία και συγκεκριμένα στην τεκτονική τάφρο που αναπτύσσεται στον άξονα Φλώρινας - Πτολεμαΐδας - Κοζάνης - Ελασσόνας είναι συγκεντρωμένο το 65-70% του λιγνιτικού δυναμικού της χώρας. Τα βέβαια αποθέματα του λιγνίτη, που απαντώνται στην ευρύτερη λεκάνη Πτολεμαΐδας, ξεπερνούν τα 4,300 Mt, από τα οποία τα 2,700 Mt περίπου θεωρούνται εκμεταλλεύσιμα (Καβουρίδης 1997). Στην Εικόνα 2 δίνεται η εξέλιξη των αποθεμάτων λιγνίτη σ όλη τη χώρα από το 1920 μέχρι το Η ηλεκτρική ενέργεια που παράγεται από λιγνίτη υπερβαίνει το 70%. Πιο συγκεκριμένα, το διασυνδεμένο δίκτυο της ΔΕΗ τροφοδοτείται από 21 λιγνιτικές μονάδες, συνολικής εγκατεστημένης ισχύος ~5 GW (δηλαδή ποσοστό ~55% της συνολικής ισχύος που ανέρχεται στα ~9 GW). Η παραγωγή ηλεκτρικής ενέργειας από λιγνίτη το 1996 έφτασε τα 26,253 GWh, δηλαδή το 71.3 % της συνολικής παραγωγής. Η σημαντικότατη συμβολή του λιγνίτη στο ενεργειακό ισοζύγιο της χώρας παρουσιάζεται στην Εικόνα 3, η οποία απεικονίζει τη διάρθρωση της ετήσιας παραγόμενης ενέργειας ανάλογα με τις πηγές ενέργειας για την περίοδο

18 I.3.2. Το Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας (ΛΚΔΜ) I Παραγωγή λιγνίτη και ατμοηλεκτρικοί σταθμοί Στα 50 χρόνια της εκμετάλλευσης του λιγνίτη η λιγνιτοφόρος λεκάνη της Εορδαίας ή αλλιώς το Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας (ΛΚΔΜ) εξελίχτηκε στο μεγαλύτερο ενεργειακό κέντρο της χώρας και σ ένα από τα σημαντικότερα της Ευρώπης. Τα 7 λιγνιτωρυχεία, τα οποία από το 1950 μέχρι σήμερα έχουν ενταχθεί στο σύστημα εκμετάλλευσης του ΛΚΔΜ, είναι διεσπαρμένα στο κεντρικό και στο βόρειο τμήμα της περιοχής μελέτης. Τα λιγνιτωρυχεία αυτά, αξίας 1.5 δισεκατομμύρια περίπου, έχουν συνολικά εκμεταλλεύσιμα αποθέματα της τάξης των 2,700 Mt. Ο ετήσιος ρυθμός παραγωγής λιγνίτη υπερβαίνει τους 50 Mt, ενώ η ετήσια συνολική διακίνηση μαζών τα m 3 (Kolovos et al. 2002). Η παραγωγή αυτή καλύπτει το 80% του συνολικά παραγόμενου λιγνίτη στα ορυχεία της ΔΕΗ όλης της χώρας (Λιγνιτικά Κέντρα Δ. Μακεδονίας και Μεγαλόπολης). Στην ιστορία του ΛΚΔΜ έχουν εξορυχτεί και καταναλωθεί 1,000 Mt λιγνίτη, που αντιστοιχούν σε εξοικονόμηση συναλλάγματος πάνω από 12 δισεκατομμύρια. Το γεγονός αυτό σε συνδυασμό με τη χαμηλή τιμή της λιγνιτικής kwh αναγορεύει το λιγνίτη σε εθνικό καύσιμο υψηλής ανταγωνιστικότητας. Αυτό φαίνεται στο διάγραμμα της Εικόνας 4, στο οποίο συγκρίνεται το κόστος της kwh για τα βασικότερα συμβατικά καύσιμα. Τα λιγνιτωρυχεία Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου τροφοδοτούν 4 ατμοηλεκτρικούς σταθμούς (ΑΗΣ) της ΔΕΗ με 17 λιγνιτικές μονάδες συνολικής ισχύος 4048 MW, η οποία αποτελεί το 46% της εγκατεστημένης ισχύος του διασυνδεμένου συστήματος της χώρας. Η ηλεκτρική ενέργεια που παρήχθη από τις ίδιες λιγνιτικές μονάδες το 1997 ανήλθε στο επίπεδο ρεκόρ των 22,000 GWh, ή στο 65% της συνολικής ενέργειας του διασυνδεμένου συστήματος. Όμως ο σχεδόν αποκλειστικός προσανατολισμός στο λιγνίτη και η συγκέντρωση των αποθεμάτων του σε μία μόνη περιοχή είχε και το ανάλογο τίμημα: Ο N. Κοζάνης γνώρισε και γνωρίζει σοβαρές περιβαλλοντικές επιπτώσεις, που δεν έχουν εκτιμηθεί ακόμη σ όλη τους την έκταση.

19 I Ποιότητα λιγνίτη του ΛΚΔΜ Ο λιγνίτης Πτολεμαΐδας ανήκει στην κατηγορία των φτωχών στερεών καυσίμων. Με βάση τον Άτλαντα γαιανθράκων του ΙΓΜΕ (2001) κατατάσσεται στους «μαλακούς λιγνίτες» με δείκτη ανακλαστικότητας, (ο οποίος χαρακτηρίζει το βαθμό ενανθράκωσης), από 0.25 έως Η μέση ποιότητα του λιγνίτη, που εξορύσσεται στο ΛΚΔΜ φαίνεται στον Πίνακα 1. Η ποιότητα του λιγνίτη και κατά συνέπεια η θερμική του απόδοση δεν είναι σταθερή, γεγονός που επιβάλει συνεχείς διορθωτικές κινήσεις στο κύκλωμα παραγωγής λιγνίτη - ενέργειας, όπως αναμίξεις επί μέρους ποιοτήτων πριν την τροφοδοσία του καυσίμου του ΑΗΣ, ειδικές προδιαγραφές στη σχεδίαση των ηλεκτροστατικών φίλτρων, κλπ. Επιπλέον το αυξημένο ποσοστό τέφρας επιβαρύνει τα ηλεκτροστατικά φίλτρα και ανεβάζει τις τελικές εκπομπές αιωρούμενων σωματιδίων στην ατμόσφαιρα. Στην 8ετία σημειώθηκε σαφής βελτίωση των ποιοτικών χαρακτηριστικών του λιγνίτη. Η ορθολογικότερη διαχείριση των αποθεμάτων και η προσπάθεια εφαρμογής στοιχειώδους ανάμειξης των παραγόμενων ποιοτήτων αποτέλεσε βασικό στόχο της εκμετάλλευσης των ορυχείων. Η βελτίωση αυτή στην ποιότητα του λιγνίτη συνέβαλε σημαντικά στην αύξηση της φόρτισης και της απόδοσης των θερμοηλεκτρικών μονάδων (Κολοβός 2001). Ι Παραγωγή και διαχείριση τέφρας στο ΛΚΔΜ Ορολογία Η τέφρα που παράγεται κατά την καύση του λιγνίτη στις εστίες των λεβήτων χωρίζεται σε δύο κατηγορίες α) στην ιπτάμενη τέφρα (fly ash) που συμπαρασύρεται με τα καυσαέρια και κατακρατείται κατά 99% περίπου στα ηλεκτροστατικά φίλτρα β) στην τέφρα βάσης ή υγρή τέφρα (bottom or wet ash) που αποτελεί συσσωματώματα άκαυστου λιγνίτη και ανόργανων συστατικών και ρέει στην τεφρολεκάνη κάτω από την εστία καύσης. Η αναλογία ιπτάμενης προς τέφρα βάσης εκτιμάται ότι είναι περίπου 15:1. Το ποσοστό του άκαυστου λιγνίτη στην ιπτάμενη τέφρα είναι 3-4 %, ενώ το οργανικό

20 κλάσμα είναι πολύ μικρό, γύρω στο 0.8 % (Georgakopoulos et al. 1992). Η ετήσια παραγωγή τέφρας στο ΛΚΔΜ υπερβαίνει σήμερα τους 7 Mt. Τα ηλεκτροστατικά φίλτρα, προκειμένου να πληρούν τους Ευρωπαϊκούς κανονισμούς για τις εκπομπές στερεών σωματιδίων, (50 mg/nm 3 για τις νέες μονάδες), σχεδιάζονται με υψηλές αποδόσεις της τάξης του 99.95%, γεγονός που συνεπάγεται εγκαταστάσεις μεγάλου μεγέθους (~100 m 2 επιφανείας ανά m 3 /s καυσαερίων) και αντίστοιχο κόστος, περίπου 20 εκατομμύρια για κάθε μονάδα 300 MW (Γεωργούλης συν. 1997). Τα στερεά σωματίδια που διαφεύγουν από τα φίλτρα και εκπέμπονται από τις καπνοδόχους στο περιβάλλον αποτελούν την τέφρα καπναερίων, η οποία αποτελεί ένα μικρό κλάσμα της παραγόμενης ιπτάμενης τέφρας και συνεπώς διατηρεί τα βασικά χαρακτηριστικά της με ορισμένες αξιοσημείωτες διαφοροποιήσεις που εξετάζονται σε επόμενο κεφάλαιο (Ι.4.2.). Η ιπτάμενη τέφρα μετά την συλλογή της στις χοάνες των ηλεκτρόφιλτρων οδηγείται μαζί με την τέφρα βάσης με μεταφορικές ταινίες στα εξοφλημένα ορυχεία, όπου χρησιμοποιείται ως υλικό πλήρωσης, ή απορρίπτονται στις καθορισμένες περιοχές των αποθέσεων. Οι αποθέσεις έχουν ακανόνιστο σχήμα και ύψος που κυμαίνεται από m. Οι νέες αυτές μορφές εδάφους εναποτίθενται η μία στην άλλη μ έναν όχι και τόσο ομαλό τρόπο, ενώ η δομή τους (στρωματογραφική, φυσικοχημική, εδαφολογική, κλπ) είναι ακαθόριστη και με μεγάλες διακυμάνσεις από θέση σε θέση (Φίλιος και συν. 1997). Συχνά με τη βοήθεια των ανέμων συμπαρασύρονται σωματίδια τέφρας από το χώρο των αποθέσεων και διαχέονται στον ατμοσφαιρικό αέρα. Συνεπώς τα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας προέρχονται από δύο πηγές: την τέφρα καπναερίων που αποτελεί την κύρια πηγή τις αποθέσεις, τα εξοφλημένα ορυχεία και τις ανοιχτές μεταφορικές ταινίες που συμμετέχουν στη διασπορά αιωρουμένων σωματιδίων με πολύ μικρότερο ποσοστό. Ο ορθότερος όρος για το σύνολο των σωματιδίων τέφρας που διαχέονται στο περιβάλλον ανεξάρτητα από την πηγή προέλευσης είναι αιωρούμενα σωματίδια ιπτάμενης τέφρας,

21 όρος ο οποίος υιοθετείται και στην παρούσα εργασία. Συγχρόνως όμως θα χρησιμοποιείται ως συνώνυμος και ο όρος τέφρα καπναερίων, o οποίος είναι πιο εύχρηστος χωρίς να μειώνει σημαντικά την ακρίβεια της πληροφορίας. I.3.3. Περιβαλλοντικές Επιπτώσεις στη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου I Γενικά Η εκμετάλλευση των λιγνιτικών αποθεμάτων και η εγκατάσταση και λειτουργία των ατμοηλεκτρικών σταθμών για πέντε δεκαετίες περίπου είχε ως φυσιολογική συνέπεια την πρόκληση σοβαρών περιβαλλοντικών, οικονομικών και κοινωνικών επιπτώσεων, οι οποίες ταξινομούνται ως εξής: προβλήματα φυσικού περιβάλλοντος προβλήματα υγείας προβλήματα παραγωγής (κυρίως λόγω της καταστροφής και της απώλειας της παραγωγικής ικανότητας των εδαφών στα ορυχεία). I Επιπτώσεις στο έδαφος Η εξορυκτική δραστηριότητα της ΔΕΗ προκαλεί εκτεταμένες γεωμορφολογικές διαταράξεις σε χιλιάδες στρέμματα γης, τα οποία δεσμεύονται με αναγκαστική απαλλοτρίωση και συνοδεύονται από μετεγκαταστάσεις οικισμών και χωριών. Μέχρι το 1997 η ΔΕΗ είχε απαλλοτριώσει στο ΛΚΔΜ 142,000 στρέμματα, αριθμός που υπολογίζεται να ξεπεράσει τα 200,000 στρέμματα στα αμέσως επόμενα χρόνια εκμετάλλευσης. Η εξόρυξη έχει σημαντικότατες παρενέργειες στο έδαφος, οι κυριότερες από τις οποίες είναι (Κόρδας 1997): η καταστροφή της συνέχειας των γεωλογικών επιφανειών και του ανάγλυφου του εδάφους και η καταστροφή των εδαφών που δημιουργήθηκαν με φυσικές διαδικασίες.

22 Κατά τη διαδικασία της εξόρυξης τα άγονα υλικά (υπερκείμενα, ενδιάμεσα και μη απολήψιμα λιγνιτικά στρώματα) οδηγούνται στους ειδικούς χώρους των αποθέσεων, όπου αναμιγνύονται με την ιπτάμενη τέφρα. Σύμφωνα με την άποψη της ίδιας της ΔΕΗ (Φίλιος και συν. 1997) η τυχαία ανάμειξη των επιμέρους υλικών στις αποθέσεις έχει ως αποτέλεσμα: τον ενταφιασμό και την καταστροφή ενός πολύτιμου φυσικού πόρου, της φυτικής γης την εμφάνιση αυξημένων διαβρώσεων στα τελικά πρανή των αποθέσεων τη δημιουργία εστιών αυτανάφλεξης σε περιοχές αποθέσεων, όπου υπάρχει αυξημένη συγκέντρωση άκαυστων «λιγνιτοχωμάτων». Επί σειρά ετών η μέριμνα της ΔΕΗ για την αποκατάσταση των εξοφλημένων ορυχείων και των αποθέσεων ήταν ανύπαρκτη έως υποτυπώδης. Τα τελευταία χρόνια όμως η Γενική Διεύθυνση Ορυχείων της ΔΕΗ, κάτω από την πίεση της νέας, αυστηρότερης περιβαλλοντικής νομοθεσίας, αναγνώρισε το μέγεθος του προβλήματος και οργάνωσε πιο συστηματικά τη διαδικασία της αποκατάστασης. I Επιπτώσεις στο υδάτινο δυναμικό Σοβαρές είναι οι επιπτώσεις από την εξόρυξη του λιγνίτη και τη λειτουργία των ΑΗΣ στα νερά της περιοχής. Η ισορροπία του υδάτινου ισοζυγίου έχει διαταραχθεί, όπως επίσης και η ποιότητα του υδάτινου δυναμικού. Οι κυριότερες αιτίες εντοπίζονται: 1. στην κατανάλωση τεράστιων ποσοτήτων νερού από επιφανειακούς τροφοδότες, (Αλιάκμονας, Βεγορίτιδα) για τις ανάγκες των ατμοηλεκτρικών μονάδων. 2. στη ρύπανση των υδάτινων αποδεκτών από τα υγρά απόβλητα, αλλά πιθανόν και από τους ιχνορρυπαντές και τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας. Ο Sawidis (1996) αναφέρει ότι στα ιζήματα της λίμνης Πολυφύτου ανιχνεύονται μεγαλύτερες συγκεντρώσεις 226 Ra, 228 Ra και 228 Th από ότι στις άλλες λίμνες της Δυτικής Μακεδονίας, λόγω της γειτνίασης με τους σταθμούς της ΔΕΗ. 3. στην καταστροφή των υπόγειων υδροφορέων.

23 Ενδεικτικά παραδείγματα είναι: το μείζον πρόβλημα της Βεγορίτιδας, η οποία λόγω της υπερβολικής άντλησης των νερών της για βιομηχανικές και γεωργικές χρήσεις έχει χάσει μεταπολεμικά το 90% του όγκου της η εκμετάλλευση του ποταμού Αλιάκμονα χωρίς την εκπόνηση συνολικού διαχειριστικού σχεδίου. (Μόνο η ΔΕΗ αντλεί 230,000 m 3 περίπου την ημέρα από την τεχνητή λίμνη Πολυφύτου, η οποία αποτελεί ιδιοκτησία της). I Επιπτώσεις στην ατμόσφαιρα Τα καυσαέρια που παράγονται από τους ατμοηλεκτρικούς σταθμούς (ΑΗΣ) της περιοχής περιέχουν αέριους ρύπους με την μορφή κυρίως οξειδίων και σωματιδίων τέφρας, που εκπέμπονται από τους ΑΗΣ αφού περάσουν από τα ηλεκτροστατικά φίλτρα. Οι κυριότεροι αέριοι ρύποι των ΑΗΣ είναι: Διοξείδιο του θείου, SO 2 Οξείδια του αζώτου, NO x Διοξείδιο του άνθρακα, CO 2 Σωματίδια ιπτάμενης τέφρας Ιχνορρυπαντές (ως συστατικά των εκπεμπόμενων καπναερίων). Τα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας αποτελούν το σημαντικότερο ρυπαντή της περιοχής. Οι ρυθμοί και οι συστάσεις των εκπεμπόμενων σωματιδίων δεν είναι σταθερά. Επηρεάζονται σημαντικά από τα χαρακτηριστικά του καιγόμενου λιγνίτη. Το ελεύθερο CaO για παράδειγμα αυξάνει τις εκπομπές της ιπτάμενης τέφρας (Κολοβός και συν. 2000), οι οποίες εξαρτώνται επίσης από την απόδοση των φίλτρων, την ηλικία τους, την αγωγιμότητα της τέφρας, τη θερμοκρασία των καυσαερίων, κλπ. Οι εκπομπές τέφρας με πρόσθετα στοιχεία κατά ατμοηλεκτρική μονάδα φαίνονται στον Πίνακα 2. Οι εκπομπές αυτές είναι οι μικρότερες της τελευταίας 15ετίας, διότι αφορούν την

24 περίοδο μετά την τοποθέτηση νέων φίλτρων στις κατεξοχήν ρυπογόνες μονάδες Πτολεμαΐδα IV και Καρδιά I και II (το 1993). Το 1989 οι συνολικές εκπομπές των ολικών αιωρουμένων σωματιδίων ανέρχονταν στα 12,700 kg/h, ενώ το 1987 αγγίζουν τα 12,000 kg/h (WHO 1987). Μερικές φορές λόγω δυσλειτουργιών των φίλτρων ή απρόβλεπτων γεγονότων (απεργιών, κλπ) παρατηρούνται πρόσθετες εκλύσεις ιπτάμενης τέφρας από τις καπνοδόχους. Επίσης μικρότερη αλλά μόνιμη πηγή διασποράς σωματιδίων τέφρας αποτελούν οι καθορισμένοι χώροι απόρριψης της τέφρας, (αποθέσεις) καθώς και οι ανοιχτές μεταφορικές ταινίες τέφρας. Έτσι η επιβάρυνση του περιβάλλοντος με σωματίδια ιπτάμενης τέφρας είναι στην πραγματικότητα μεγαλύτερη από την υπολογιζόμενη με βάση τα στοιχεία εκπομπών που υποβάλουν οι ΑΗΣ στο ΥΠΕΧΩΔΕ. Εκτός της ιπτάμενης τέφρας άλλες πηγές παραγωγής αιωρουμένων σωματιδίων είναι: οι εργασίες εκμετάλλευσης του λιγνίτη (εξόρυξη, μεταφορά, αποθήκευση, θραύση, κλπ) τα έργα οδοποιίας (κυρίως η κατασκευή της Εγνατίας και των κάθετων αξόνων) οι γεωργικές εργασίες οι εκτεταμένες εκχερσώσεις οι μεταφορές μέσω του οδικού δικτύου τα λατομεία αδρανών υλικών και μαρμάρων οι οικοδομικές εργασίες και τα έργα υποδομής. Συνεπώς η προέλευση των αιωρουμένων σωματιδίων αποδίδεται βασικά στις εκπομπές της ιπτάμενης τέφρας, αλλά και η συμμετοχή των άλλων πηγών είναι εξακριβωμένη, όπως αποδεικνύεται από την ορυκτολογική και μορφολογική εξέταση των αιωρουμένων σωματιδίων στην πόλη της Κοζάνης (Τριανταφύλλου και συν. 2000). Η διασπορά και εναπόθεση των αιωρούμενων σωματιδίων υποβαθμίζει την ποιότητα του ατμοσφαιρικού αέρα, η οποία αποτελεί το σοβαρότερο περιβαλλοντικό πρόβλημα της περιοχής. Τα καθορισμένα όρια ποιότητας αέρα για τα σωματίδια με βάση την κείμενη νομοθεσία είναι τα εξής:

25 1. για τα ολικά αιωρούμενα (TSP): Μέση ετήσια συγκέντρωση 150 μg/m 3 και μέση ημερήσια συγκέντρωση 300 μg/m 3 (Όριο Ευρωπαϊκής Ένωσης. Οδηγία 80/779/EOK) 2. για τα εισπνεύσιμα PM 10 : Μέση ετήσια συγκέντρωση 50 μg/m 3 και μέση ημερήσια συγκέντρωση 150 μg/m 3 (Όριο Ευρωπαϊκής Ένωσης από Οδηγία 1999/30/ΕΚ). Τα εισπνεύσιμα σωματίδια ΡΜ 10 είναι εκείνα που έχουν αεροδυναμική διάμετρο 10 μm. Αποτελούν το 67% περίπου των εκπεμπόμενων σωματιδίων τέφρας ενός ΑΗΣ που λειτουργεί με γαιάνθρακα (ΙΕΑ Coal Research 1998) και θεωρούνται ως κυρίως υπεύθυνα για τις επιπτώσεις στην ανθρώπινη υγεία. Άλλοι συγγραφείς θεωρούν ως εισπνεύσιμα τα ΡΜ 5 (Kassoli-Fournaraki et al.1993, Georgakopoulos et al. 1994). Η υπέρβαση των προβλεπόμενων ορίων ή η υπέρβαση ενός υποβάθρου κατώτερου του ορίου αλλά μεγάλης διάρκειας χαρακτηρίζεται κάτω από ορισμένες προϋποθέσεις ως επεισόδιο ρύπανσης. Τα κριτήρια για τον καθορισμό των επεισοδίων ρύπανσης δεν είναι ενιαία, διότι εξαρτώνται από τη θέση του σταθμού μέτρησης, από τις πηγές ρύπανσης που συνεισφέρουν στο συγκεκριμένο σταθμό μέτρησης, κλπ. Έτσι για την εξαετία οι Ζερεφός και συν. (1991) καταγράφοντας τα επεισόδια ρύπανσης από TSP στην περιοχή του ΛΚΔΜ ορίζουν ως επεισόδιο κάθε ημερήσια υπέρβαση του Ευρωπαϊκού ορίου των 300 μg/m 3. Σύμφωνα όμως με τον Τριανταφύλλου (1994), ο οποίος χρησιμοποιεί σαν παράμετρο τα PM 10, ως ημέρες επεισοδίων θεωρούνται εκείνες κατά τις οποίες μετρήθηκε στην ίδια θέση μέση ημερήσια τιμή 80 μg/m 3 για πάνω από δύο συνεχείς ημέρες.

26 Ι.4. Ιχνοστοιχεία γαιανθράκων και τέφρας ως ρυπαντές του περιβάλλοντος Η καύση των γαιανθράκων έχει ως αποτέλεσμα και την έκλυση των λεγόμενων ιχνορρυπαντών, δηλαδή στοιχείων ή ενώσεων που βρίσκονται σε πολύ μικρές περιεκτικότητες στoυς γαιάνθρακες ή στην τέφρα τους (Smith 1980). Ως ιχνοστοιχεία γαιανθράκων ορίζονται τα στοιχεία με συγκέντρωση μικρότερη των 200 ppm (Σαχανίδης και συν. 2001) ή με συγκέντρωση μικρότερη των 1000 ppm στην τέφρα τους (Christianis et al. 1998). Ο όρος «ιχνοστοιχεία» χρησιμοποιείται στην παρούσα εργασία όχι μόνο για το λιγνίτη και την τέφρα, αλλά κατ επέκταση και για το έδαφος, σύμφωνα με την ισχύουσα ορολογία και πρακτική για τους γεωλογικούς σχηματισμούς. (Στη Βιολογία ο όρος έχει άλλη έννοια: ως «ιχνοστοιχεία» θεωρούνται τα «μικροθρεπτικά», δηλαδή στοιχεία με χαμηλές περιεκτικότητες, αλλά απαραίτητα για την ανάπτυξη των φυτών, όπως τα Mn, Fe, Co, κλπ). Διαφορετικό είναι το περιεχόμενο του όρου "βαρέα μέταλλα", ο οποίος καλύπτει μόνο τα μέταλλα με πυκνότητα μεγαλύτερη του Fe ή της τιμής των 5 g/cm 3. Ο όρος αυτός χρησιμοποιείται στην παρούσα εργασία στο κεφάλαιο για τα φυτά, διότι α) τα 7 στοιχεία που προσδιορίστηκαν στα φυτικά δείγματα ανήκουν στην εν λόγω κατηγορία των βαρέων μετάλλων και β) η ορολογία αυτή έχει καθιερωθεί στη σχετική βιβλιογραφία για φυτικούς οργανισμούς. Μέχρι σήμερα έχουν αναγνωριστεί 11 ανόργανα στοιχεία των γαιανθράκων ως δυνητικά επικίνδυνοι ρυπαντές του περιβάλλοντος, όπως τα Se, As, Cd, Hg, κλπ (Georgakopoulos et al. 1995). Καθημερινά όμως ανακαλύπτονται και νέα στοιχεία ως ιχνορυπαντές. Οι συγκεντρώσεις των στοιχείων αυτών είναι χαμηλές (λίγα μg/g) και η επίδρασή τους στο περιβάλλον φαίνεται εκ πρώτης όψεως αμελητέα. Όμως οι μεγάλες ποσότητες ιπτάμενης τέφρας που εκλύονται και αποτίθενται στο περιβάλλον των ατμοηλεκτρικών σταθμών αποτελούν μια άμεση ή έμμεση πηγή δυνητικής ρύπανσης των οικοσυστημάτων με ραδιονουκλίδια και ιχνοστοιχεία. Οι Gentzis et al. (1997) υποστηρίζουν

27 ότι περίπου 200,000 kg των στοιχείων As, Cd, F, Hg, και Pb εκπέμπονται κάθε χρόνο από έναν τυπικό Σταθμό 1000 MW που λειτουργεί με γαιάνθρακα. Μερικά ιχνοστοιχεία, όπως ο Cu, o Zn, κλπ, είναι απαραίτητα συστατικά της ζωής. Όταν όμως οι συγκεντρώσεις τους υπερβούν ένα όριο γίνονται τοξικά και επικίνδυνα. Σ αυτό συντελεί και το γεγονός ότι δεν αποικοδομούνται όπως οι οργανικοί ρύποι και παραμένουν για μεγάλο χρονικό διάστημα στο περιβάλλον ακολουθώντας έναν καθορισμένο βιογεωχημικό κύκλο. Τα εισπνεύσιμα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας (PM 5 ) του ΛΚΔΜ, που αποτελούν το 8 % του συνόλου (Kassoli-Fournaraki et al. 1993), περιέχουν ιχνοστοιχεία που σύμφωνα με τους Georgakopoulos et al. (1992) μπορεί να προκαλέσουν αναιμία στα παιδιά (Pb) ή να επιταχύνουν την εμφάνιση καρκίνων (Ni, Be, Co). Ι.4.1. Ιχνοστοιχεία των ελληνικών λιγνιτών Ο λιγνίτης περιέχει τόσο στο οργανικό όσο και στο ανόργανο κλάσμα του έναν μεγάλο αριθμό ιχνοστοιχείων, τα οποία εμφανίστηκαν μέσω γεωχημικών (Zubovic 1996a,b) και βιοχημικών αντιδράσεων (Clarke και Sloss 1992) κατά τη διαδικασία της ενανθράκωσης. Η κατανομή και η περιεκτικότητα των ιχνοστοιχείων στα λιγνιτικά κοιτάσματα εξαρτάται από πολλούς παράγοντες, όπως η πρόσληψη ιχνοστοιχείων από το πρωτογενές φυτικό υλικό, τη διαδικασία αποσύνθεσης και ενανθράκωσης του, τη γεωχημική σύσταση και την ικανότητα έκπλυσης των πετρωμάτων, κλπ. (Σαχανίδης και συν. 2001). Η κατανομή των ιχνοστοιχείων σε διάφορες λιγνιτοφόρες λεκάνες της χώρας έχει περιληπτικά ως εξής (Χατζηγιάννης 1997): Οι λιγνίτες της Β. Ελλάδος και ειδικότερα της Α. Μακεδονίας και Θράκης περιέχουν αυξημένες συγκεντρώσεις των στοιχείων Sb, U, Se, Mo, W. Στα λιγνιτικά κοιτάσματα της Κ. Μακεδονίας (περιοχές Ν. Πιερίας) παρατηρούνται αυξημένες συγκεντρώσεις Cr και Ni. Οι λιγνίτες της Ν. και Δ. Ελλάδας παρουσιάζουν γενικά χαμηλότερα ποσοστά ιχνοστοιχείων (Se, Mo, Sb στα Ιωάννινα και As, Sb, Br, Mo στην Κρήτη).

28 Όσον αφορά στους λιγνίτες του ΛΚΔΜ είναι σχετικά φτωχοί σε ιχνοστοιχεία συγκρινόμενοι με άλλους γαιάνθρακες. Επί 16 ιχνοστοιχείων που ερευνήθηκαν από τους Sachanidis et al. (2000) μόνο το Cr πλησιάζει την παγκόσμια ανώτατη μέση τιμή των γαιανθράκων, ενώ τα υπόλοιπα είναι κάτω του 60% της εν λόγω μέσης τιμής. Συγκρίνοντας τις περιεκτικότητες των ιχνοστοιχείων λιγνίτες του ΛΚΔΜ με τις αντίστοιχες των πετρωμάτων παγκοσμίως οι πρώτες είναι σαφώς μικρότερες. Οι Georgakopoulos et al. (1995) από 47 ιχνοστοιχεία που μελέτησαν σε λιγνιτικά δείγματα της Πτολεμαΐδας μόνο τα 5 (As, Se, Ag, B και U) ευρίσκονται σε συγκεντρώσεις υπερδιπλάσιες από τις μέσες συγκεντρώσεις του στερεού φλοιού της γης. Τα υπόλοιπα 42 ιχνοστοιχεία όπως τα Be, V, Cr, Co, Cu, Mo, Sr, Ba, W, Pb, Ni, REE, κλπ εμφανίζονται σε περιεκτικότητες ίδιες ή χαμηλότερες από τις αντίστοιχες του γήινου φλοιού. Ι.4.2. Ορυκτολογία, σύσταση και ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας του ΛΚΔΜ Η ύπαρξη και η μορφή των ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας συνδέονται με τον χημισμό και την ορυκτολογία της. Η ιπτάμενη τέφρα του ΛΚΔΜ κατατάσσεται στις αλκαλικές τέφρες τύπου C (ASTM 1982). Στον Πίνακα 3 παρουσιάζεται η ορυκτολογική και χημική σύσταση καθώς και οι περιεκτικότητες των ιχνοστοιχείων των ιπταμένων τεφρών των τεσσάρων ΑΗΣ του ΛΚΔΜ. Οι κυριότερες ορυκτολογικές φάσεις της ιπτάμενης τέφρας είναι ο ασβεστίτης, ο χαλαζίας, ο ανυδρίτης, το ελεύθερο CaO (lime) και ο γκελενίτης. Η ορυκτολογική και χημική σύσταση των ιπτάμενων τεφρών αντανακλά την επίδραση των πετρωμάτων που περιβάλλουν την ανθρακοφόρο λεκάνη. H ορυκτολογία του λιγνίτη δεν ταυτίζεται με εκείνη της τέφρας. Πράγματι η τελευταία, παρ ότι προκύπτει ως παράγωγο του λιγνίτη, έχει διαφορετικά ορυκτολογικά συστατικά, δεδομένου ότι οι υψηλές θερμοκρασίες καύσης στις εστίες (1100 ο C) προκαλούν διάσπαση των ορυκτών του λιγνίτη και αλλοίωση της αρχικής

29 ορυκτολογικής σύστασης. Έτσι οι ορυκτολογικές φάσεις της τέφρας ασβεστίτης, χαλαζίας, άστριοι και μαρμαρυγίες αποτελούν συστατικά του αρχικού λιγνίτη, ενώ ο ανυδρίτης κατά ένα μέρος προέρχεται από τον λιγνίτη και κατά ένα άλλο από την ένωση του SO 3 με το ελεύθερο CaO. Όσον αφορά στο μέγεθος των κόκκων της ιπτάμενης τέφρας φθάνει τα 500 μm με το 81% να είναι κάτω των 125 μm (Filippidis et al. 1996, 1997) Οι συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας συγκρινόμενες με τον μέσο όρο των ιπταμένων τεφρών παγκοσμίως είναι χαμηλότερες με εξαίρεση το Se (Filippidis et al. 1997). Συγκρινόμενες με τις μέσες συγκεντρώσεις του φλοιού της γης UCC (Upper Continental Crust) oι συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων είναι παρόμοιες ή μικρότερες με εξαίρεση το W, Ni, Cr, As, U, Se, Mo, Hg, Cd, Pb και Cu που τις υπερβαίνουν (ΙΓΜΕ 2001). Η περιεκτικότητα της τέφρας του λιγνίτη επηρεάζει την ποσότητα των ιχνοστοιχείων της τέφρας. Όσα στοιχεία συνδέονται με το ανόργανο κλάσμα του λιγνίτη έχουν θετική συσχέτιση με το ποσοστό τέφρας (ανόργανη συγγένεια), ενώ όσα συνδέονται με το οργανικό κλάσμα αρνητική (οργανική συγγένεια). Στα ορυχεία του ΛΚΔΜ τα περισσότερα ιχνοστοιχεία του λιγνίτη εμφανίζουν ανόργανη συγγένεια, ορισμένα όπως το S, As, Sb, Br ενδιάμεση συγγένεια και μόνο το Mo και ο Hg οργανική συγγένεια (Georgakopoulos et al. 1995, Sachanidis et al. 2000). Στο ορυχείο Αμυνταίου η εικόνα διαφοροποιείται καθώς τα ιχνοστοιχεία που εμφανίζουν ενδιάμεση συγγένεια είναι περισσότερα: Ba, B, Cd, Co, Cr, Mn, Mo, Pb, P, Sb και Zn (Iordanidis et al. 2001). Οι περιεκτικότητες των περισσότερων ιχνοστοιχείων είναι μικρότερες στην τέφρα καπναερίων σε σχέση με την ιπτάμενη τέφρα που συγκρατείται στα φίλτρα, ενώ ενισχυμένες εμφανίζονται μερικές ορυκτές φάσεις, όπως η γύψος και ο ασβεστίτης. Οι διαφοροποιήσεις συνδέονται με το μέγεθος των σωματιδίων. Στα μικρά σωματίδια για παράδειγμα, όπως τα PM 5, τα περισσότερα ιχνοστοιχεία είναι μέχρι και 20 φορές απεμπλουτισμένα σε σχέση με τα ολικά σωματίδια της τέφρας (Kassoli-Fournaraki et al. 1993, Georgakopoulos et al. 1994, Filippidis et al. 1997).

30 H αυξημένη συγκέντρωση ενός ιχνοστοιχείου στην τέφρα ή στο έδαφος δεν συνεπάγεται απαραίτητα τη διαλυτοποίηση και την κατείσδυση του στο έδαφος ή την πρόσληψη του από τις ρίζες των φυτών. Η διεργασία αυτή εξαρτάται από τη μορφή με την οποία απαντάται το ιχνοστοιχείο και τις συνθήκες του εδάφους, με κυριότερη την τιμή του ph. Τα περισσότερα κατιόντα παραμένουν πρακτικά αδιάλυτα και ακινητοποιούνται στα αλκαλικά εδάφη, τα οποία αποτελούν και το μεγαλύτερο τμήμα της περιοχής μελέτης, ενώ στα όξινα εδάφη αρκετά μέταλλα όπως το Cd, Hg, Ni, Zn είναι ευκίνητα (ΙΓΜΕ 2001). Εκτός από το ph, άλλες παράμετροι του εδάφους που επηρεάζουν την ικανότητα του να ακινητοποιεί τα μέταλλα είναι η ικανότητα ανταλλαγής κατιόντων (CEC), η παρουσία της αργίλου, η προσροφητική ικανότητα ορισμένων υδροξειδίων (σιδήρου, μαγγανίου, κλπ), και το δυναμικό οξειδοαναγωγής. Η δυνατότητα απόπλυσης και απομάκρυνσης ενός ιχνοστοιχείου από τον κόκκο της ιπτάμενης τέφρας μετριέται ή προσομοιάζεται με πειραματικές εκχυλίσεις διαφόρων σταδίων ή διαφόρων εκχυλιστικών μέσων. Έτσι οι συγκεντρώσεις του Ni, παρ ότι υψηλές στην ιπτάμενη τέφρα ευρίσκονται εντός των επιτρεπόμενων ορίων στο υδατικό εκχύλισμα. Οι συγκεντρώσεις του Cr στα υδατικά εκχυλίσματα τέφρας είναι εντός ορίων με εξαίρεση τους ΑΗΣ Καρδιάς και Αγ. Δημητρίου (ΙΓΜΕ 2001). Οι Georgakopoulos et al. (2002) εφαρμόζοντας την προσομοίωση ενός σταδίου στις ιπτάμενες τέφρες του ΛΚΔΜ χωρίζουν τα ιχνοστοιχεία τους σε 3 κατηγορίες. Σύμφωνα μ αυτή την ομαδοποίηση τα 15 από τα 16 ιχνοστοιχεία που ερευνώνται σε δείγματα εδάφους της παρούσας έρευνας κατατάσσονται ως εξής: υψηλή τάση εκχύλισης: Μο μεσαία τάση εκχύλισης: Cd, Cr, Ba, Sn, Se, Zn χαμηλή τάση εκχύλισης: Ag, As, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, V. Η γνώση βέβαια της διαδικασίας σχηματισμού και κατανομής των ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας καθώς και η πρόβλεψη της συμπεριφοράς τους στο έδαφος δεν μπορεί να

31 δώσει πλήρεις και ασφαλείς απαντήσεις για τις επιπτώσεις τους στα φυτά. Σύμφωνα με τους Kabata-Pendias και Pendias (1992) η συμπεριφορά των πεδογενών ιχνοστοιχείων επηρεάζεται από α) την ετερογενή κατανομή τους στα εδάφη, β) τις χωρο-χρονικές μεταβολές των παραμέτρων όπως το ph, κλπ, γ) τους μετασχηματισμούς των στοιχείων μέσω διάφορων χημικών δράσεων, δ) τη μεταφορά τους μεταξύ των φάσεων, στερεάς, υγρής, αέριας, και ε) την βιολογική πρόσληψη. Η τελευταία πραγματοποιείται από το έδαφος και από την ατμόσφαιρα. Γι αυτό μια ολοκληρωμένη μελέτη της επιβάρυνσης των φυτικών οργανισμών περιλαμβάνει και την εξέταση του φαινομένου της βιοσυσσώρευσης των ιχνορρυπαντών απ όλες τις πηγές προέλευσης τους.

32 Ι.5. Απελευθέρωση ραδιενέργειας από ατμοηλεκτρικούς σταθμούς Ι.5.1. Γενικά Η ραδιενεργός επιβάρυνση του περιβάλλοντος γύρω από έναν ατμοηλεκτρικό σταθμό (ΑΗΣ), ο οποίος χρησιμοποιεί στερεά καύσιμα είναι ένα πρόβλημα που έχει απασχολήσει πολλούς ερευνητές. Οι γαιάνθρακες περιέχουν ως ιχνοστοιχεία αρκετά ραδιονουκλίδια, τα οποία απελευθερώνονται κατά τη διαδικασία της καύσης στους ΑΗΣ (Simopoulos και Angelopoulos 1988). Τα σημαντικότερα είναι το 40 Κ και εκείνα των φυσικών ραδιενεργών σειρών του 238 U, του 235 U και του 232 Th. Η μέση ραδιενέργεια του γαιάνθρακα είναι συγκρίσιμη με την αντίστοιχη του γήινου φλοιού (Smith 1980). Το έδαφος γύρω από την περιοχή ενός ατμοηλεκτρικού σταθμού, που χρησιμοποιεί γαιάνθρακα, είναι δυνατόν να επιβαρύνεται με δύο τρόπους: 1) μέσω της άμεσης ή ξηρής απόθεσης 2) μέσω της έμμεσης ή υγρής απόθεσης. Η πρώτη αναφέρεται στην απευθείας εναπόθεση των ραδιονουκλιδίων της ιπτάμενης τέφρας που διαφεύγει από τις καμινάδες και η δεύτερη στα ραδιονουκλίδια που ακολουθούν το δρόμο των ατμοσφαιρικών κατακρημνισμάτων, βροχής, χιονιού, κλπ (Corbett 1983). Όταν οι εκπομπές τέφρας είναι μακροχρόνιες, όπως εν προκειμένω, τότε είναι πιθανόν να μεταβάλουν τις συγκεντρώσεις των ραδιοϊσοτόπων του εδάφους. Η πιθανότητα αυτή εκτός των άλλων εξαρτάται από το ύψος των καμινάδων, τη σύσταση και τα γενικότερα χαρακτηριστικά του καυσίμου και τις αποδόσεις των ηλεκτροστατικών φίλτρων. Όταν οι αποδόσεις είναι μεγαλύτερες του 99% και το ύψος των καμινάδων 200 m, όπως συμβαίνει με τις περισσότερες μονάδες της περιοχής μελέτης, δεν παρατηρούνται κατά κανόνα μεταβολές των ραδιονουκλιδίων στο έδαφος, (UNSCEAR 1988). Μια πλήρης ραδιοοικολογική μελέτη του θέματος περιλαμβάνει τη διερεύνηση όλων των εν λόγω παραμέτρων: ραδιενέργεια λιγνιτών και ιπτάμενης τέφρας, μηχανισμός καύσης και σχηματισμού τέφρας, κατανομή ραδιονουκλιδίων στα κοκκομετρικά κλάσματα της ιπτάμενης τέφρας, συγκεντρώσεις, μηχανισμοί και μοντέλα διάχυσης των σωματιδίων

33 ιπτάμενης τέφρας στην ατμόσφαιρα, ρυθμοί απόθεσης των ραδιοϊσοτόπων στο έδαφος και στα φυτά, δοσιμετρήσεις, κλπ. Ι.5.2. Ραδιενέργεια ελληνικών λιγνιτών Οι συγκεντρώσεις ραδιοϊσοτόπων στους γαιάνθρακες είναι χαμηλότερες συγκρινόμενες με τις αντίστοιχες άλλων πετρωμάτων (Kuln 1960, Martin et al. 1971). Οι αναφερόμενες ως αντιπροσωπευτικές τιμές από την UNSCEAR (1982 και 1988), είναι μικρότερες από τις αντίστοιχες μέσες συγκεντρώσεις στο φλοιό της γης. Υπάρχουν και εξαιρέσεις, στις οποίες ανήκουν και ορισμένοι λιγνίτες της Ελλάδας με επικεφαλής εκείνους της Κοτύλης Ξάνθης. Αρκετοί Έλληνες ερευνητές έχουν ασχοληθεί με την ανίχνευση ραδιονουκλιδίων που υπάρχουν στους ελληνικούς λιγνίτες και στην τέφρα τους: Papastefanou και Charalambous (1984), Simopoulos και Angelopoulos (1987), Danali-Kotsaki (1987), Dimotakis et al. (1988), Foscolos et al. (1989), Μανωλοπούλου (1990), Georgakopoulos (2000), κλπ. Στον Πίνακα 4 παρουσιάζονται συγκριτικά αποτελέσματα τριών ερευνητικών εργασιών που αφορούν στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας και καταγράφουν συγκεντρώσεις 226 Ra στο λιγνίτη από pci/g. Κατά τους Papastefanou και Charalambous (1984) οι λιγνίτες του ΛΚΔΜ παρουσιάζουν συστηματικά υψηλές συγκεντρώσεις των ισοτόπων της σειράς του Ουρανίου, οι οποίες για το 238 U είναι περίπου μια τάξη μεγέθους μεγαλύτερες από την βιβλιογραφική μέση τιμή (20 Bq/kg). Οι ειδικές ενεργότητες των 226 Ra, 228 Ra, 210 Pb και 40 K των λιγνιτών του ΛΚΔΜ είναι συγκρίσιμες με τις αντίστοιχες των λιγνιτών της Δράμας, ενώ το 238 U είναι περίπου διπλάσιο στο ΛΚΔΜ (Μανωλοπούλου 1990, Georgakopoulos 2000). Όσον αφορά στην προέλευση, τα ισότοπα της σειράς του 238 U είναι συνδεμένα με το οργανικό κλάσμα του λιγνίτη, γεγονός που αποδίδεται στον μηχανισμό απόθεσης του Ουρανίου στα λιγνιτοφόρα στρώματα κατά την περίοδο σχηματισμού τους. Αντίθετα το 40 Κ και το 228 Ra είναι συνδεμένα με την πορεία του ανόργανου - αδρανούς κλάσματος του λιγνίτη (Manolopoulou και Papastefanou 1992).

34 Ι.5.3. Ραδιενέργεια της ιπτάμενης τέφρας των λιγνιτών του ΛΚΔΜ Tα ραδιονουκλίδια που υπάρχουν ως ιχνοστοιχεία στους γαιάνθρακες μεταφέρονται στα προϊόντα της καύσης τους. Οι παραγόμενες στους ΑΗΣ τέφρες περιέχουν οπωσδήποτε μεγαλύτερες συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων από το αρχικό καύσιμο, αλλά τις περισσότερες φορές εξακολουθούν να παραμένουν χαμηλές και εντός των καθορισμένων ορίων (Beck και Miler 1980, Styron et al. 1981, Rosner et al. 1984). Οι ιπτάμενες τέφρες των Ελληνικών λιγνιτών περιέχουν ραδιονουκλίδια σε συγκεντρώσεις υψηλότερες κατά μια τάξη μεγέθους περίπου από τους αντίστοιχους λιγνίτες. Οι τιμές τους για το 226 Ra κυμαίνονται από pci/g και είναι σαφώς μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες των ξένων τεφρών, pci/g, (Κούκουζας 1995). Στον Πίνακα 5 φαίνονται οι συγκεντρώσεις του 226 Ra των λιγνιτών του ΛΚΔΜ και των αντίστοιχων ιπταμένων τεφρών. Σχετικά με την κατανομή των ραδιονουκλιδίων στα στερεά προϊόντα της καύσης, δηλαδή στην ιπτάμενη τέφρα, στην τέφρα βάσης και στα καυσαέρια, οι μεγαλύτερες ποσότητες μεταφέρονται στην ιπτάμενη τέφρα και κατά δεύτερο λόγο στα καυσαέρια. Εάν συνεπώς θέλουμε να υπολογίσουμε το σύνολο της εκλυόμενης από την καύση του λιγνίτη ραδιενέργειας με βάση μόνο τις συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων που έχει η ιπτάμενη τέφρα, οι τιμές που θα προκύψουν θα είναι σημαντικά μικρότερες των πραγματικών, δεδομένου ότι θα έχουμε αγνοήσει τα καυσαέρια (Papastefanou και Charalambous 1984). Πιο συγκεκριμένα στην ιπτάμενη τέφρα των ΑΗΣ της περιοχής μελέτης βρίσκεται το 69±9% του 238 U, το 88±4% του 226 Ra, το 73±14% του 210 Pb και το σύνολο του 40 Κ και του 228 Ra (Μανωλοπούλου 1990). Τα υπόλοιπα ποσοστά διαφεύγουν είτε με τα αέρια της καύσης ή με τα πολύ μικρά σωματίδια της τέφρας καπναερίων, γεγονός θετικό αφού τα εισπνεύσιμα σωματίδια PM 10 έχουν μικρότερη ειδική ενεργότητα σε σχέση με τα ολικά.

35 Ι.5.4. Απελευθέρωση ραδιενέργειας από τους ΑΗΣ του ΛΚΔΜ Η ραδιοοικολογική μελέτη για τις τυχόν επιβαρύνσεις στο περιβάλλον ενός ΑΗΣ που χρησιμοποιεί ορυκτά στερεά καύσιμα είναι ένα σύνθετο θέμα. Η γενική τάση στη βιβλιογραφία για το βαθμό επικινδυνότητας είναι καθησυχαστική, με εξαίρεση τις περιπτώσεις όπου οι γαιάνθρακες είναι υψηλής περιεκτικότητας σε ραδιονουκλίδια. Οι Mejstrik και Svacha (1988) μετρούν τα ραδιοϊσότοπα 232 Th, 226 Ra, 137 Cs και 40 Κ σε δείγματα εδάφους σε μια απόσταση 0-15 km από έναν ατμοηλεκτρικό σταθμό της Τσεχοσλοβακίας που χρησιμοποιεί κάρβουνο και διαπιστώνουν ότι δεν υπάρχει αύξηση ραδιενέργειας. Επίσης σχετικές μετρήσεις που έγιναν στην Ιαπωνία (Nakaoka et al.1982), στην Ινδία (Mishra et al. 1984), στη Βρετανία (Smith-Briggs 1984), κλπ απέδειξαν ότι η ραδιενεργός προσθήκη στο περιβάλλον των σταθμών είναι μικρή και μέσα στα προβλεπόμενα όρια. Παρ όλα αυτά υπάρχουν και εξαιρέσεις. Για παράδειγμα, στην Ινδία βρέθηκε ραδιενέργεια στους εργάτες λόγω του μεγάλου ποσοστού Ουρανίου ( μg/g) στον χρησιμοποιούμενο λιγνίτη (Κούκουζας 1995). Ομοίως στη Μεγαλόπολη οι Rouni et al. (2001) εντοπίζουν μια «θερμή κηλίδα» 226 Ra στο έδαφος και σε απόσταση 5 km από τον ομώνυμο ΑΗΣ, ενώ καταμετρούν παράλληλα υψηλές δόσεις λόγω ραδονίου. Οι επιστημονικές εργασίες που πραγματεύονται το θέμα στην περιοχή ενδιαφέροντος εμφανίζουν μικρές διαφοροποιήσεις. Οι Kritidis και Angelou (1987) υπογραμμίζουν ότι η εναπόθεση 300 Bq/m 2 στην περιοχή του ΑΗΣ Καρδιάς είναι μηδαμινή συγκρινόμενη με την τυπική ισοδύναμη ειδική ενεργότητα στο έδαφος η οποία για βάθος 20 cm ανέρχεται σε 200,000 Bq/m 2. Η Danali-Kotsaki (1987) εκτιμά ότι η μέγιστη δόση ανά έτος που οφείλεται στο 226 Ra είναι ίση με το της επιτρεπόμενης. Oι Papastefanou et al. (1988) υποστηρίζουν ότι ο ετήσιος ρυθμός δόσης λόγω έκθεσης είναι περίπου ίδιος με τον αντίστοιχο για την περιοχή Θεσσαλονίκης. Επισημαίνουν ωστόσο σε άλλη δημοσίευση ότι αν και η ιπτάμενη τέφρα στη λεκάνη Κοζάνης-

36 Πτολεμαΐδας έχει μικρότερη ραδιενέργεια από την περιοχή Κοτύλης Ξάνθης, εντούτοις με το λεπτό διαμερισμό η συγκέντρωση του 226 Ra στον αέρα μπορεί να φθάσει μέχρι τα μci/cm 3, τιμή που υπερβαίνει τη Μέγιστη Επιτρεπτή Συγκέντρωση MPC του 226 Ra, μci/cm 3 (Papastefanou και Charalambous 1984). Η Μανωλοπούλου (1990) σημειώνει ότι στους υπαίθριους χώρους που χρησιμοποιούνται για την απόθεση της ιπτάμενης τέφρας έχουμε αυξημένες δόσεις λόγω των ισοτόπων της σειράς του Ουρανίου, ενώ το 226 Ra είναι σε φυσιολογικά επίπεδα. Όσον αφορά στην επιβάρυνση του εδάφους διαπιστώνει είναι μικρή μεν αλλά υπαρκτή ότι οι μέσες συγκεντρώσεις είναι 35, 117 και 527 Bq/kg για το 238 U, το 226 Ra και το 40 Κ αντίστοιχα. Οι Anagnostakis et al. (1996) στους σχετικούς ραδιομετρικούς χάρτες της Ελλάδας καταγράφουν ένα εύρος τιμών στη λεκάνη Κοζάνης Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου από Bq/kg για το 226 Ra και Bq/kg για το 40 K. Οι συγκεντρώσεις αυτές είναι κοντά στις μέσες τιμές των ελληνικών εδαφών.

37 Ι.6. Ραδιενεργός επιβάρυνση από το ατύχημα του Chernobyl Ι.6.1. Γενικά Η μελέτη της συσσώρευσης ραδιονουκλιδίων στους φυτικούς οργανισμούς και στο έδαφος αφορά και συσχετίζει όλες τις πιθανές πηγές προέλευσης. Εκτός από τους λιγνίτες, μια άλλη αιτία ραδιενεργού ρύπανσης είναι τα ραδιονουκλίδια του καισίου που προέρχονται από τις πυρηνικές δοκιμές ( 137 Cs) και το ατύχημα του Chernobyl ( 137 Cs και 134 Cs). Μάλιστα, ενώ η συνεισφορά της πρώτης πηγής αξιολογείται θεωρείται μικρή για την Ελλάδα, οι επιπτώσεις του ατυχήματος του Chernobyl στο έδαφος και στα φυτά της χώρας ήταν σημαντικές, όπως αποδεικνύουν οι πολλές ερευνητικές εργασίες που έχουν δημοσιευτεί από το 1986 και μετά. Η εναπόθεση του ραδιοκαισίου στη γη γίνεται με διαφορετικούς μηχανισμούς, εξαρτώμενους από την πηγή προέλευσης. Κατά την διάρκεια των πυρηνικών δοκιμών, ο κύριος όγκος των οποίων πραγματοποιήθηκε την περίοδο , ένα σημαντικό ποσό του 137 Cs εισχωρεί στη στρατόσφαιρα όπου διαχέεται γρήγορα. Στη συνέχεια επιστρέφει βαθμιαία στην επιφάνεια της γης, συνήθως την άνοιξη που η τροπόπαυση είναι σχετικά χαμηλή. Όσον αφορά στο Chernobyl τα ραδιονουκλίδια 137 Cs και 134 Cs διαχύθηκαν σε χαμηλό υψόμετρο κυρίως στην τροπόσφαιρα και μεταφέρθηκαν σε μεγάλες αποστάσεις με τους ανέμους. Καθώς οι κατευθύνσεις των ανέμων άλλαξαν πολλές φορές, το ραδιοκαίσιο είχε μια όχι ομαλή κατανομή κυρίως πάνω στη Βόρεια και Νότια Ευρώπη. Τελικά και στις δύο περιπτώσεις εναποτέθηκε στη γη με τη μορφή aerosol και ενσωματώθηκε στα οικοσυστήματα (La Breque και Rosales 1996 a και 1996 b ). Η αναλογία 137 Cs / 134 Cs κατά τη φάση της έκλυσης τους το 1986 ήταν 0.4. Ι.6.2. Επιβάρυνση των ελληνικών εδαφών από το ατύχημα του Chernobyl Το ατύχημα του Chernobyl, το πιο μεγάλο στην 40ετή ιστορία της πυρηνικής ενέργειας,

38 συνέβη την 26 η Απριλίου του Είναι γενικά παραδεκτό ότι η ραδιενεργός επιβάρυνση που προέρχεται από πυρηνικό ατύχημα αρχίζει να φθάνει στο έδαφος λίγες μόνο ώρες μετά την εκτόνωση (τοπική ραδιενεργός επίπτωση) και συνεχίζει για μερικές εβδομάδες (τροποσφαιρική ραδιενεργός επίπτωση), ή ακόμα μήνες και χρόνια (στρατοσφαιρική ραδιενεργός επίπτωση), ανάλογα με το μέγεθος των ραδιενεργών σωματιδίων αλλά και το ύψος μέχρι το οποίο εκτινάχθηκαν τα σωματίδια αυτά μέσα στην ατμόσφαιρα (Comar 1965). Στην περίπτωση του Chernobyl το νέφος των ραδιενεργών στοιχείων έφθασε σ ένα ύψος 1000 m περίπου, πράγμα που σημαίνει ότι η χώρα μας ρυπάνθηκε από τροποσφαιρική ραδιενεργό επίπτωση και ότι η ρύπανση των φυτών που αναπτύχθηκαν στα εδάφη της χώρας μας μετά το φθινόπωρο του 1986 ήταν αποκλειστικά σχεδόν έμμεση μέσω του εδάφους (Παπανικολάου και Κρητίδης 1987). Η εξάπλωση του ραδιενεργού νέφους στον Ελληνικό χώρο πραγματοποιήθηκε μέσω δύο κυρίως κατευθύνσεων: του Ευξείνου Πόντου και της πρώην Γιουγκοσλαβίας. Η ισχύς του νέφους μάλιστα στην πρώτη κατεύθυνση ήταν διπλάσια από την αντίστοιχη στη δεύτερη (Βαρβαγιάννη και συν. 1987) Σχετικά με τη ραδιενεργό επιβάρυνση των Ελληνικών εδαφών από το 137 Cs οι Simopoulos και Angelopoulos (1991) αναφέρουν ότι η μέση τιμή της συγκέντρωσης του ήταν 10 kbq/m 2 (σε 1242 δείγματα), ενώ η αντίστοιχες μέσες τιμές για την Β. Ιταλία ήταν 15 kbq/m 2 (σε 29 δείγματα) και για τη Ν. Γερμανία 14 kbq/m 2 (σε 98 δείγματα). Τα γεωγραφικά διαμερίσματα της χώρας, στα οποία παρουσιάστηκε η μεγαλύτερη εναπόθεση 137 Cs, είναι η Μακεδονία και η Θεσσαλία, γεγονός που δεν οφείλεται τόσο στη γεωγραφική τους θέση, αλλά στο ότι τις ημέρες μετά το ατύχημα σημειώθηκαν εκεί πολλές βροχοπτώσεις (Παπαστεφάνου και συν. 1987). Η διαπίστωση αυτή ισχύει περισσότερο για τα ραδιοϊσότοπα του καισίου, τα οποία εμφανίζουν ισχυρή απόκριση στις διαδικασίες υγρής εναπόθεσης, σε αντίθεση με το 131 Ι, που εμφανίζει άλλη κατανομή, σχετικά ανεξάρτητη από το ύψος των βροχοπτώσεων. Σημειώνεται ότι το ραδιοκαίσιο εκπέμπεται με τη μορφή οξειδίων ή υδροξειδίων που είναι ενώσεις υψηλής υδατοδιαλυτότητας, ενώ το ιώδιο ως αέριο δε διαλύεται σημαντικά στο νερό.

39 Σύμφωνα με τους Βαρβαγιάννη και συν. (1987) περισσότερο επιβαρημένες με καίσιο είναι οι περιοχές της Βορειοδυτικής Θεσσαλίας και Νοτιοδυτικής Μακεδονίας. Οι Αντωνόπουλος-Ντόμης και συν. (1987) αποτυπώνοντας την κατανομή των ραδιονουκλιδίων του καισίου σ όλη την Β. Ελλάδα (Εικ. 5) κατατάσσουν πρώτο το Ν. Κοζάνης με μέση τιμή 52 kbq/m 2 και δεύτερο το Ν. Ημαθίας με 45 kbq/m 2. Σύμφωνα με τους Petropoulos et al. (1996) η λεκάνη Κοζάνης Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου ανήκει στις περιοχές που επιβαρύνθηκαν περισσότερο από το ατύχημα του Chernobyl με μια ολική απόθεση kbq/m 2. Με βάση το ραδιομετρικό χάρτη διασποράς του 137 Cs των Simopoulos και Angelopoulos (1991), ο οποίος διαβαθμίζεται σε τέσσερις κατηγορίες συγκεντρώσεων, η περιοχή μελέτης κατατάσσεται στις δύο πιο επιβαρημένες κατηγορίες με και kbq/m 2. Οι Vosniakos et al. (1998) κατατάσσουν επτά νομούς στην κορυφή της "μαύρης λίστας" και συγκεκριμένα τους νομούς Πιερίας, Ημαθίας, Καρδίτσας, Καστοριάς, Τρικάλων, Φλωρίνης και Θεσσαλονίκης. Η συγκέντρωση 137 Cs στο έδαφος των περιοχών αυτών υπερβαίνει τα 11 kbq/m 2, ενώ ο Ν. Κοζάνης ακολουθεί με kbq/m 2. Ανακεφαλαιώνοντας μπορούμε να πούμε ότι στην περιοχή μελέτης οι τιμές συγκεντρώσεων του 137 Cs σε δείγματα εδάφους, που προσδιορίστηκαν μετά το Chernobyl, ευρίσκονται σε ικανοποιητική συμφωνία από πλευράς τάξης μεγέθους, αν συνεκτιμηθεί βέβαια και η χρονική απόσταση της κάθε έρευνας από τη στιγμή του ατυχήματος (1986): Αντωνόπουλος- Ντόμης και συν. (1987): 52 kbq/m 2 Simopoulos και Angelopoulos (1991): και kbq/m 2 Vosniakos et al. (1998): kbq/m 2 Καλύπτουν δηλαδή ένα εύρος συγκεντρώσεων του 137 Cs από 8 έως 65 kbq/m 2. Οι Sawidis και Heinrich (1992) μετρώντας το 137 Cs σε βρύα και λειχήνες της Β. Ελλάδας βρήκαν τη μεγαλύτερη μέση τιμή στην περιοχή μελέτης και συγκεκριμένα στην Πτολεμαΐδα : 17 kbq/kg ξηρού δείγματος τον Μάιο του 1988.

40 Ι.6.3. Μετανάστευση του ραδιοκαισίου στο έδαφος Στο έδαφος ή στα ιζήματα το ραδιοκαίσιο μεταναστεύει αργά προς τα κάτω, ενώ η παρουσία του συνδέεται αντίστροφα με εκείνη της αργίλου (Penington et al. 1973). Στα ελληνικά εδάφη τα ραδιονουκλίδια του καισίου που μεταφέρθηκαν από το ραδιενεργό νέφος του Chernobyl παρέμειναν αρχικά στην επιφάνεια. Στη συνέχεια όμως μετακινήθηκαν σε μεγαλύτερα βάθη (μέχρι 20 cm), τα οποία ήταν συνάρτηση του τύπου του εδάφους, των ατμοσφαιρικών κατακρημνισμάτων, κλπ. Οι Vosniakos et al. (1998) δεν ανιχνεύουν διακριτές ποσότητες 137 Cs σε βάθος 5-50 cm, γεγονός που το θεωρούν αναμενόμενο λόγω της πολύ μικρής κινητικότητας του. Οι Αντωνόπουλος Ντόμης και συν. (1987) μελέτησαν την εναπόθεση του ραδιοκαισίου στα εδάφη Μακεδονίας Θράκης και κατέληξαν ότι το 95% του καισίου βρίσκεται στα πρώτα 10 cm αδιατάρακτου εδάφους, ενώ η κατανομή της συγκέντρωσης του συναρτήσει του βάθους είναι εκθετική συνάρτηση της μορφής Α(x) = A 0 exp (-x/d), όπου x το βάθος σε cm, A(x) η ειδική ενεργότητα του 137 Cs και d ο συντελεστής διάχυσης του 137 Cs εξαρτώμενος από τις ιδιότητες του εδάφους. Το ραδιοκαίσιο του εδάφους διακρίνεται α) στο διαθέσιμο για μετακίνηση που είναι το λιγότερο και μπορεί να προσληφθεί από τις ρίζες β) στο δεσμευμένο που είναι και το περισσότερο και δεν προσφέρεται για μεταναστεύσεις. Σε άλλη δημοσίευση οι Antonopoulos- Domis M. et al. (1995) διαπιστώνουν ότι το ποσοστό του 137 Cs στο στρώμα 0-10 cm αδιατάρακτου εδάφους έχει μειωθεί από 95% σε 80%. Παρ όλα αυτά το συνολικό 137 Cs παραμένει σταθερό στο στρώμα 0-30 cm χωρίς να έχει προχωρήσει σε μεγαλύτερο βάθος.

41 I.7. Βιοδείκτες Ι.7.1. Χρήση βιοδεικτών (Bioindication) Βιοδείκτης (bionidicator) είναι ένας οργανισμός που αντιδρά σε ειδικές περιβαλλοντικές συνθήκες με παρατηρήσιμες ή/και μετρήσιμες αλλαγές. Ένας βιοδείκτης επομένως έχει ως οργανισμός την ικανότητα να εμπλέκεται με απλό τρόπο στον προσδιορισμό της παρουσίας ενός ιδιαίτερου παράγοντα (στην περίπτωσή μας των ραδιονουκλιδίων και των βαρέων μετάλλων). Σύμφωνα με τον Ernst (1993) η πιο παλιά αναφορά στους φυτικούς βιοδείκτες εμφανίζεται πριν από 4000 και πλέον χρόνια. Η ουσιαστική χρήση του όρου bioindicator στη βιβλιογραφία ξεκινά στα τέλη της δεκαετίας του Υπάρχει στενή συσχέτιση των δεικτών με την οικολογία των φυτών και των ζώων, τη φυσιολογία, τη βιοχημεία, τη γεωλογία και τη γεωγραφία. Μερικές φορές και μόνο η απλή παρουσία ή απουσία των ειδών δείχνει κάτι το ιδιαίτερο για το ενδιαίτημα ή για το ευρύτερο περιβάλλον. Σε άλλες περιπτώσεις ορισμένες μεταβολές του ατόμου, όπως για παράδειγμα το χρώμα του φυτού ή η χλώρωση των φύλλων, μπορούν επίσης να χρησιμοποιηθούν για να δείξουν την παρουσία ή την απουσία ή την υπερβολική ποσότητα ή την ανεπάρκεια κάποιων χημικών στοιχείων. Οι βιοδείκτες σε αρκετές περιπτώσεις περιγράφουν πληρέστερα την κατάσταση απ ότι τα κλασσικά όργανα μέτρησης. Παράδειγμα η ρύπανση με βαρέα μέταλλα μέσω της ατμόσφαιρας: Η εισαγωγή των βαρέων μετάλλων από την ατμόσφαιρα σε ένα οικοσύστημα δεν είναι μόνο αποτέλεσμα της βαρύτητας (καθίζηση, συσσωμάτωση) αλλά και επιφανειακών διεργασιών (φαινόμενα Van der Waals και ηλεκτροστατικά) Έτσι τα κοινά εργαστηριακά όργανα μέσω της συνηθισμένης ξηρής ή υγρής δειγματοληψίας δεν μπορούν να αποτυπώσουν την εισαγωγή ή την αναχαίτιση των βαρέων μετάλλων στη βλάστηση. Η χρήση φυτικών βιοδεικτών όμως δίνει πολύ πιο ολοκληρωμένα αποτελέσματα.

42 Ι.7.2. Βιοσυσσώρευση (bioaccumulation) Ο όρος βιοσυσσώρευση έχει αρκετές διαφορετικές έννοιες στη βιβλιογραφία. Σύμφωνα με τους Mejstrik και Lepsova (1993) βιοσυσσώρευση είναι η ικανότητα των ζώντων οργανισμών να συσσωρεύουν στοιχεία σε συγκεντρώσεις υψηλότερες από τις αντίστοιχες μέσες τιμές που παρουσιάζουν τα είδη αυτά σε καθαρό (μη ρυπασμένο) περιβάλλον. Άλλοι επιστήμονες ονομάζουν βιοσυσσωρευτές μόνο εκείνα τα είδη που περιέχουν μια συγκεκριμένη ουσία σε μεγαλύτερη αναλογία από αυτή που υπάρχει στο περιβάλλον τους ή στην τροφή. Αρκετοί συγγραφείς χρησιμοποιούν τον όρο βιοσυσσώρευση μόνο για την άμεση πρόσληψη μιας ουσίας από ένα αβιοτικό περιβάλλον. Μερικές φορές συναντώνται και οι όροι βιομεγένθυση (biomagnification) και ''βιοσυγκέντρωση (bioconcentration), οι οποίοι χαρακτηρίζουν τη θέση του οργανισμού στην τροφική αλυσίδα ή την πρόσληψη από την επιφάνεια αντίστοιχα (Wittig 1993). Οι Μπαμπαλώνας και Καράταγλης (1982) ορίζουν ως «αποταμιευτές» τα φυτικά είδη που συσσωρεύουν ένα στοιχείο σε μεγαλύτερη συγκέντρωση από εκείνη του εδάφους. Στην παρούσα εργασία για τον υπολογισμό της βιοσυσσώρευσης βαρέων μετάλλων και ραδιονουκλιδίων στα φυτά χρησιμοποιείται ο συντελεστής ή παράγοντας συσσώρευσης (soil to plant transfer factor TF), ο οποίος ορίζεται ως TF = Συγκέντρωση στοιχείου στο φυτό σε ξηρό δείγμα Συγκέντρωση στοιχείου στο έδαφος σε ξηρό δείγμα Οι μονάδες προφανώς είναι οι ίδιες στον αριθμητή και παρανομαστή και μπορεί να είναι μg/g (για τα σταθερά στοιχεία), Bq/kg (για τα ραδιονουκλίδια), κλπ. Το φυτικό δείγμα μπορεί να είναι νωπό ή ξηρό. Η άποψη που επικρατεί στον τομέα της ραδιορρύπανσης (Βεργανελάκης και συν. 1989) και υιοθετείται και στην παρούσα έρευνα είναι η συγκέντρωση να εκφράζεται ανά kg ξηράς ουσίας. Ο όρος TF συναντάται επίσης στη βιβλιογραφία (Papastefanou et al. 1999) και ως σχετικός παράγοντας συγκέντρωσης (relative concentration factor CF) ή ως λόγος συγκέντρωσης φυτού - εδάφους (concentration ratio CR). Άλλες εκφράσεις που επίσης χρησιμοποιούνται είναι ο παράγοντας συσσώρευσης

43 (accumulation factor), ο παρατηρούμενος λόγος (observed ratio OR) μόνο όμως για ραδιονουκλίδια, κλπ. Ι.7.3. Παθητικό και ενεργητικό biomonitoring Υπάρχει μια ευρεία συμφωνία στη βιβλιογραφία ότι η χρήση βιοδεικτών, οι οποίοι ήδη υπάρχουν στο φυσικό περιβάλλον της περιοχής μελέτης, καλείται παθητική βιοπαρακολούθηση (passive biomonitoring), ενώ η ενεργητική βιοπαρακολούθηση (active biomonitoring) πραγματοποιείται με την εισαγωγή και έκθεση κάποιων δεικτών στην περιοχή μελέτης για συγκεκριμένο χρόνο και σε καθορισμένες συνθήκες (Wittig 1993). Στην παρούσα έρευνα ακολουθούνται οι αρχές του παθητικού monitoring με τη χρήση βρύων και λειχήνων που φύονται και αναπτύσσονται σε αρκετά σημεία της περιοχής μελέτης. Το παθητικό biomonitoring εφαρμόζεται ευρέως στην ανίχνευση ρύπων που παράγονται ή μεταφέρονται μέσω της ατμόσφαιρας (βαρέα μέταλλα, ιχνοστοιχεία, ραδιονουκλίδια, οργανικοί ρυπαντές, κλπ). Ως δείκτες χρησιμοποιούνται κυρίως βρύα, λειχήνες, μύκητες αλλά και ανώτερα φυτά. Ο Herzig (1990) χρησιμοποιεί λειχήνες για την ανίχνευση πολυκυκλικών αρωματικών υδρογονανθράκων PAHs. Ο Wagner (1993) προτείνει τη χρήση ανώτερων φυτών σε εθνική κλίμακα ή σε μεγάλες περιοχές για την ανίχνευση βαρέων μετάλλων, παρ όλες τις δυσκολίες της χωρικής, βιολογικής και διαχρονικής ανομοιογένειας. Οι Mejstrik και Lepsova (1993) χρησιμοποιούν τους μύκητες για τον έλεγχο της ρύπανσης από βαρέα μέταλλα. I.7.4. Λειχήνες και βρύα ως βιοδείκτες ραδιονουκλιδίων και μετάλλων Οι λειχήνες και τα βρύα συγκαταλέγονται μεταξύ των οργανισμών που χρησιμοποιούνται περισσότερο ως δείκτες για τον έλεγχο της αέριας ρύπανσης. Ο Pucket (1988) έδειξε ότι οι λειχήνες και τα βρύα έχουν συγκεκριμένα χαρακτηριστικά που τα καθιστούν πολύ καλούς βιοδείκτες: μορφολογία που δεν ποικίλει με τις εποχές και μεγάλη

44 γεωγραφική εξάπλωση που επιτρέπει συγκρίσεις στις συγκεντρώσεις μετάλλων από διαφορετικές περιοχές. Ο ίδιος ερευνητής επίσης υπογραμμίζει την ικανότητα των λειχήνων και των βρυόφυτων να συσσωρεύουν μέταλλα σε επίπεδα πολύ πάνω από τις φυσιολογικές ανάγκες τους. Ένας από τους λόγους είναι ότι δεν έχουν καλά ανεπτυγμένο ριζικό σύστημα και εξαρτώνται από τα ανόργανα κυρίως συστατικά του αέρα, τα οποία προσλαμβάνουν από την επιφάνεια τους για να τραφούν. Επίσης στερούνται ενός οργανωμένου τοιχώματος (εφυμενίδας), το οποίο δεν επιτρέπει στα άλλα φυτά να απορροφούν ατμοσφαιρικά στοιχεία. Τόσο τα βρύα όσο και οι λειχήνες χρησιμοποιούνται ευρέως για τον έλεγχο της ρύπανσης από μέταλλα και ραδιονουκλίδια. Ο Garty (1993) καταγράφει τη ρύπανση από βαρέα μέταλλα με τη βοήθεια των λειχήνων, οι Tuba και Csintalan (1993) αποτιμούν τη ρύπανση των οδικών αξόνων από την κυκλοφορία των αυτοκινήτων με βιοδείκτες λειχήνες, ενώ οι Bruning και Kreeb (1993) χρησιμοποιούν βρύα για τον έλεγχο της ρύπανσης από βαρέα μέταλλα σε αστικές περιοχές. Ο Cousen (1989) μελετά τη συσσώρευση τεχνητών ραδιονουκλιδίων σε δασικά οικοσυστήματα με τη χρήση βελονών ελάτης, διαπιστώνοντας υψηλότερες τιμές καισίου στις βελόνες ηλικίας ενός έτους απ ότι στις παλιότερες. Ανάλογες εργασίες μετά το ατύχημα του Chernobyl γίνονται και από άλλους ερευνητές, μεταξύ των οποίων οι Gaare (1987), Seaward et al. (1988), Taylor et al. (1988), Rissanen και Ranolta (1989) και Smith και Ellis (1990). Ένας σημαντικός αριθμός ερευνών με βρύα και λειχήνες έχει πραγματοποιηθεί και στο Βορειοελλαδικό χώρο. Ενδεικτικά σημειώνουμε μερικές δημοσιεύσεις που αναφέρονται στην ανίχνευση βαρέων μετάλλων και άλλων ρύπων στη Β. Ελλάδα (Sawidis et al. 1995), στο Θερμαϊκό κόλπο (Djingova et al. 1987) και στον Πηνειό ποταμό (Sawidis et al. 1991). Μετά το ατύχημα του Chernobyl, για τον έλεγχο της ραδιορρύπανσης στη Β. Ελλάδα οι Papastefanou et al. (1989) χρησιμοποιούν βρύα και λειχήνες, στα οποία ανιχνεύουν 137 Cs, 134 Cs, 103 Ru, 141 Ce, 125 Sb, 110m Ag και 40 K. Οι Sawidis και Heinrich (1992) διαπιστώνουν ότι τα βρύα και οι λειχήνες παρουσιάζουν μια σταθερή αύξηση 137 Cs τα δύο πρώτα χρόνια μετά το Chernobyl, ενώ στη συνέχεια ακολουθεί μια βαθμιαία μείωση, εξαρτώμενη από το βιότοπο

45 και το είδος του φυτικού οργανισμού. Σε συμπληρωματική εργασία η ίδια ερευνητική ομάδα (Papastefanou et al. 1992) υπολογίζει πειραματικά τον αντίστοιχο ρυθμό μεταφοράς, καθώς και τον αποτελεσματικό χρόνο ημιζωής Τ eff του 137 Cs. Ι.7.5. Ιδιότητες των λειχήνων Οι λειχήνες είναι σύνθετοι φυτικοί οργανισμοί και αποτελούνται από φυτά και μύκητες. Πρόκειται δηλαδή για οργανισμούς που προκύπτουν από τη συμβίωση ενός μύκητα μ ένα φύκος. Από τη συμβίωση αυτή προκύπτει ένας νέος οργανισμός, τόσο από μορφολογική όσο και από φυσιολογική άποψη. Ο μύκητας προσφέρει στο «συνεταιρισμό» ανόργανα άλατα και νερό, ενώ το φύκος ως αυτότροφο τις παραγόμενες οργανικές ουσίες. Ζουν ως οργανισμοί στους κορμούς των δένδρων (επιφυτικοί), στην επιφάνεια του εδάφους (επίγειοι) και των βράχων (επιλιθικοί). Οι λειχήνες είναι πολύ γνωστοί ως δείκτες της ποιότητας αέρα, ειδικά στην ανίχνευση του SO 2. Συχνά επίσης χρησιμοποιούνται για το παθητικό και ενεργητικό monitoring των βαρέων μετάλλων. Υπολογίζεται ότι μόνο στα εργαστήρια της Ευρωπαϊκής Ένωσης πραγματοποιούνται κάθε χρόνο περισσότερες από 5000 αναλύσεις λειχήνων για την παρακολούθηση της ποιότητας του περιβάλλοντος (Sawidis et al. 1995). Τα κυριότερα πλεονεκτήματα των λειχήνων, ως δεικτών εκτός όσων ήδη αναφέρθηκαν (γεωγραφική εξάπλωση, αμετάβλητη εποχιακά μορφολογία, ικανότητα βιοσυσσώρευσης), είναι τα παρακάτω: Πολύ αργός ρυθμός ανάπτυξης μακροζωία. Υψηλή αναλογία της επιφάνειας τους προς τη βιομάζα τους, Γρήγορη λήψη και συσσώρευση κατιόντων και υψηλή αντοχή στα περισσότερα μέταλλα. Διαχρονική αποτύπωση στους ρυθμούς αποθέσεων για μακρές περιόδους. Χαμηλό κόστος σε σχέση με τους συμβατικούς τρόπους (οργανομετρικούς), πλεονέκτημα που ισχύει για όλους τους βιοδείκτες.

46 Η ορθή χρήση των λειχήνων για τη διάγνωση της ρύπανσης προϋποθέτει λεπτομερή γνώση της φυσιολογίας απορρόφησης των ρύπων από τους οργανισμούς αυτούς. Οι μηχανισμοί αντοχής στους λειχήνες συνδέονται με: την εγγενή αντοχή και την ακινησία του κυτοπλάσματος τη μεταφορά και συσσώρευση ιόντων και ειδικά μετάλλων στα επιφανειακά, εξωκυτταρικά υλικά (Sawidis et al. 2001), στην κυτταρική μεμβράνη, ακόμα και στο κυτταρικό τοίχωμα. Εκτός των πλεονεκτημάτων υπάρχουν και τα μειονεκτήματα των λειχήνων σε ότι αφορά κυρίως το ενεργητικό monitoring. Για παράδειγμα είναι δύσκολο να καλλιεργηθούν λειχήνες στο εργαστήριο υπό καθορισμένες συνθήκες. Επίσης μια ελεγχόμενη αναπαραγωγή είναι αδύνατη. Δεν υπάρχει διαθέσιμο υλικό με γενετική ομοιομορφία, ενώ όλα τα προς έκθεση φυτά πρέπει να αποκτηθούν από τη φύση. Ι.7.6. Ιδιότητες των βρύων Στα βρύα υπάγονται φυτά μικρών σχετικά διαστάσεων, αυτότροφα και με ανώτερο βαθμό οργάνωσης από τους λειχήνες. Συναντώνται στο υγρό έδαφος, στους υγρούς βράχους, στα δένδρα, αλλά και μέσα στο νερό. Γενικά μπορεί να τα συναντήσει κανείς όπου υπάρχει αρκετή υγρασία, απαραίτητη για την ανάπτυξή τους. Τα βρυόφυτα στερούνται γνήσιου ριζικού συστήματος, γνήσιου βλαστού και γνήσιων φύλλων. Από την άλλη ο πυκνός θόλος των βρύων λειτουργεί σαν ένα αποτελεσματικό φίλτρο των αερολυμάτων. Η ανάπτυξη του φυτού στη διάρκεια του έτους μειώνει τη δυνατότητα πρόσβασης των ρυπαντών στα παλιότερα στρώματα του θόλου που βρίσκονται από κάτω. Έτσι το βρύο εμφανίζεται μ ένα διαστρωματοποιημένο profile ρυπαντικής επιβάρυνσης αποτελώντας έτσι ένα αρχείο της απόθεσης των ρυπαντών για μια περίοδο πολλών ετών (Sawidis et al. 2001). Τα βρύα διαφέρουν από τα ανώτερα φυτά διότι λείπει ο αγωγός ιστός. Τα βρύα χρησιμοποιούνται εδώ και 30 χρόνια σε πολλές χώρες του βόρειου ημισφαιρίου για να εκτιμηθεί η ατμοσφαιρική εναπόθεση μετάλλων κατά περιοχές. Η χρήση τους αφορά και το παθητικό και ενεργητικό monitoring. Σε σχέση με τους λειχήνες

47 παρουσιάζουν διαφορές που τα καθιστούν πιο κατάλληλα για βιοδείκτες, ειδικά στον προσδιορισμό βαρέων μετάλλων (Wittig 1993). Τα βρύα έχουν μεγαλύτερη αντοχή στη ρύπανση και απαντώνται ακόμη και στις λεγόμενες ερήμους λειχήνων, δηλαδή σε κέντρα επιβαρημένων πόλεων και βιομηχανικών περιοχών. Το μεγάλο τους πλεονέκτημα έγκειται στην υψηλή χωρητικότητα ανταλλαγής κατιόντων, στην απουσία προστατευτικής αδιάβροχης εφυμενίδας και στη γενικά απλή μορφολογία τους. Λόγω της απουσίας οποιασδήποτε δομής ανάλογης με εκείνη των ανώτερων φυτών τα βρυόφυτα αποκτούν τα ανόργανα συστατικά τους πρωταρχικά από αέριες πηγές π.χ βροχές, κι όχι από το υπόστρωμα (Brown και Brown 1990). Η παρουσία και επάρκεια ανόργανων συστατικών στα ετήσια κατακρημνίσματα και οι ανακτώμενες ποσότητες τους στους ιστούς των βρυοφύτων κατά την διάρκεια της ίδιας περιόδου επιβεβαιώνουν την ορθότητα της διαπίστωσης αυτής. Ι.7.7. Τα δένδρα ως βιοδείκτες της ποιότητας του περιβάλλοντος Εκτός των βρύων και των λειχήνων, ως βιοδείκτες χρησιμοποιούνται και τα ανώτερα φυτά. Οι Παπανικολάου και Κρητίδης (1987) αξιολογούν την εναπόθεση και κατανομή του ραδιοκαισίου στις καλλιέργειες και γενικότερα στον Ελλαδικό χώρο μετά το ατύχημα του Chernobyl συλλέγοντας δείγματα ανώτερων φυτών. Οι Walkenhorst et al. (1993) χρησιμοποιούν δείγματα από φλοιούς δένδρων για την αποτύπωση της χωρικής κατανομής αερίων ρύπων, αλλά και για τη δημιουργία ενός αρχείου δεδομένων. Οι Sawidis et al. (1990) χρησιμοποιούν δένδρα για να μελετήσουν τη συσσώρευση του ραδιοκαισίου μετά το ατύχημα του Chernobyl, ενώ οι Alfani et al. (1996) ερευνούν την ποιότητα της ατμόσφαιρας διενεργώντας στοιχειακές αναλύσεις σε φύλλα δένδρων. Τα δένδρα βέβαια εμφανίζουν μικρότερο συντελεστή βιοσυσσώρευσης από τα βρύα και τους λειχήνες. Όμως από την άλλη απαντούν σ όλες σχεδόν τις περιοχές και μπορούν να χρησιμοποιηθούν συστηματικά ως υλικό δειγματοληψίας, εξασφαλίζοντας ευκολία συλλογής,

48 γεωγραφική εξάπλωση, συγκρισιμότητα αποτελεσμάτων και αξιολόγηση της κατανομής των ρυπαντών στα διάφορα τμήματα τους, υπέργεια και υπόγεια (Sawidis et al. 2001). Επιπλέον τα δένδρα μέσω διάφορων μηχανισμών επικάθησης, προσρόφησης, κλπ συγκρατούν τους αέριους ρύπους μειώνοντας ανάλογα τη συγκέντρωση τους στον αέρα. Τα αιωρούμενα σωματίδια ειδικότερα έχουν την τάση να κατακρατούνται σε μεγάλο βαθμό από τα δένδρα. Ο βαθμός συγκράτησης εξαρτάται τόσο από τις μετεωρολογικές συνθήκες και το μέγεθος των σωματιδίων, όσο και από τις κατασκευαστικές ιδιομορφίες των υπέργειων τμημάτων του δένδρου, όπως το είδος των φύλλων, τη διάρκεια ζωής τους, την μορφή του φλοιού, κλπ. Η συμπεριφορά συνεπώς των δένδρων ως φυσικών φίλτρων τα καθιστά βιολογικούς δείκτες της ποιότητας της ατμόσφαιρας και του περιβάλλοντος γενικότερα. Η πρόσληψη των ιχνοστοιχείων μέσω των φύλλων, που αποτελούν και το υλικό της δειγματοληψίας μας, θεωρείται ότι γίνεται με δύο τρόπους: τη μη μεταβολική διείσδυση μέσω της εφυμενίδας (κύρια οδός εισόδου) και τους μεταβολικούς μηχανισμούς, οι οποίοι ερμηνεύουν τη συσσώρευση του στοιχείου συναρτήσει της διαφοράς συγκέντρωσης (Kabata- Pendias και Pendias1992). Μια άλλη, έμμεση δίοδος των ρυπαντών στα φύλλα των δένδρων είναι το ριζικό σύστημα. Η σχετική συνεισφορά της υπόγειας και της υπέργειας οδού στη ροή των διαφόρων στοιχείων στα φύλλα δεν είναι επαρκώς αποσαφηνισμένη, παρ ότι η πρόσληψη αερολυμάτων από τα φύλλα έχει ερευνηθεί σε πολλές εργασίες (Okano et al. 1988, Spink και Parsons 1995). Σε περιοχές που γειτνιάζουν με ατμοηλεκτρικούς σταθμούς, όπως η περιοχή μελέτης, οι επιπτώσεις της ρύπανσης με αερολύματα και ειδικότερα με βαρέα μέταλλα αξιολογούνται από πολλούς ερευνητές με τη χρήση των δένδρων και άλλων ανώτερων φυτών. Οι Sawidis et al. (2001) χρησιμοποιούν δένδρα ως βιολογικούς δείκτες για την καταγραφή των συγκεντρώσεων των βαρέων μετάλλων στο Ν. Κοζάνης.

49 Ι.8. Μέθοδοι μέτρησης Οι μέθοδοι μέτρησης που χρησιμοποιήθηκαν για την ανίχνευση ραδιονουκλιδίων και βαρέων μετάλλων ήταν: 1. Η φασματοσκοπία ακτίνων - γ 2. Η φασματομετρία ατομικής απορρόφησης AAS 3. Η φασματομετρία ατομικής εκπομπής με πηγή διέγερσης επαγωγικά συνεζευγμένο πλάσμα (ICP-AES) Οι αρχές των μεθόδων είναι ίδιες και για τις δύο κατηγορίες δειγμάτων, έδαφος και φυτά. Εκείνο που αλλάζει είναι η προεργασία και τα πρότυπα δείγματα. Για τη στατιστική επεξεργασία των αποτελεσμάτων έγινε χρήση των λογισμικών Statsoft Statistica 4.3 TM, MS Excel 7 TM και Statistica for Windows 5.1, Ed. 97. I.8.1. Ανίχνευση ραδιονουκλιδίων με τη μέθοδο της γ-φασματοσκοπίας Τα ραδιονουκλίδια που απαντώνται στο έδαφος στα φυτά και γενικότερα στο περιβάλλον έχουν συνήθως μικρές συγκεντρώσεις, της τάξης των μερικών μg/g. Ο εργαστηριακός προσδιορισμός τους βασίζεται στην ανίχνευση και καταγραφή κάποιας χαρακτηριστικής ακτινοβολίας που εκπέμπει το κάθε νουκλίδιο, άμεσα ή και έμμεσα (από το θυγατρικό του). Στις ραδιοοικολογικές μελέτες εφαρμόζεται η τεχνολογία χαμηλού υποστρώματος (low level technique) η οποία είναι κατάλληλη για μικρές συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων. Οι ακτίνες γ αλληλεπιδρούν με την ύλη με τρεις βασικούς μηχανισμούς, ανάλογα με το ενεργειακό τους φορτίο. Στις χαμηλές ενέργειες κυριαρχεί το φωτοηλεκτρικό φαινόμενο, όπου το διερχόμενο από το υλικό φωτόνιο μεταδίδει όλη την ενέργεια σ ένα δέσμιο ηλεκτρόνιο που εγκαταλείπει έτσι το άτομο. Στις μεσαίες ενέργειες επικρατεί το φαινόμενο Compton, κατά το οποίο το φωτόνιο σκεδάζεται συγκρουόμενο ελαστικά μ ένα ηλεκτρόνιο και του μεταδίδει μέρος της ενέργειάς του. Στις υψηλές ενέργειες το φωτόνιο έχει την απαιτούμενη

50 ενέργεια ώστε να μετατραπεί σ ένα ζεύγος ηλεκτρονίου και ποζιτρονίου. Το βασικό αποτέλεσμα αυτών των αλληλεπιδράσεων είναι ο ιονισμός, φαινόμενο το οποίο αξιοποιείται για την ανίχνευση των ακτίνων-γ μέσω των ανιχνευτών. Ένας ανιχνευτής στερεάς κατάστασης αποτελείται από έναν κατάλληλα διαμορφωμένο ημιαγωγό, συνήθως πυρίτιο ή γερμάνιο, στον οποίο οι δύο επιφάνειες βρίσκονται υπό υψηλή τάση. Αν μέσα από τον ευαίσθητο κρύσταλλο του ημιαγωγού περάσει ένα ιονιστικό σωματίδιο τότε παράγεται ένας αριθμός ζευγών ηλεκτρονίων και οπών, ανάλογος με την ενέργεια του διερχομένου σωματιδίου. Τα δημιουργούμενα ρεύματα ηλεκτρονίων και οπών λόγω της επίδρασης του εφαρμοζόμενου ηλεκτρικού πεδίου στον κρύσταλλο του ημιαγωγού οδεύουν αντίστοιχα στο θετικό και στο αρνητικό ηλεκτρόδιο (Εικ. 6). Η συλλογή του φορτίου στην έξοδο του ανιχνευτή γίνεται από κύκλωμα RC με γρήγορη χρονική απόκριση (Χαραλάμπους 1980). Το φορτίο αυτό οδηγείται σε κατάλληλο προενισχυτή (charge sensitive preamplifier), o οποίος παράγει ηλεκτρικό παλμό ανάλογο με την ενέργεια της ακτινοβολίας που απορρόφησε ο κρύσταλλος. Στη συνέχεια το σήμα οδηγείται σε γραμμικό ενισχυτή φασματοσκοπίας, όπου ο παλμός διαμορφώνεται κατάλληλα ώστε να μπορεί να καταμετρηθεί από αναλυτή πολλών καναλιών MCA (multi channel analyzer), ενσωματωμένο σε ειδική κάρτα ενός υπολογιστή (Εικ. 7). Οι ημιαγωγοί που χρησιμοποιούνται σαν κρύσταλλοι στους ανιχνευτές στερεάς κατάστασης είναι πυριτίου η γερμανίου. Ειδικότερα οι απαριθμητές διαχυθέντος Li, Ge(Li) ή Si(Li), είναι οι σπουδαιότεροι και επικράτησαν των υπολοίπων επί σειρά ετών. Απαραίτητη προϋπόθεση για τη λειτουργία τους είναι η συνεχής ψύξη σε θερμοκρασία υγρού αζώτου (-196 C ), η οποία ελαχιστοποιεί το ρεύμα «σκότους». Οι ανιχνευτές Γερμανίου ποικίλουν ανάλογα με το υλικό και τη γεωμετρία του κρυστάλλου, τον τύπο του κρυοστάτη, κλπ. Το χρησιμοποιούμενο Γερμάνιο είναι n-τύπου (περίσσεια ηλεκτρονίων) ή p-τύπου (περίσσεια οπών). Ο πιο συνηθισμένος γεωμετρικός τύπος είναι ο ομοαξονικός, ο οποίος περιλαμβάνει δυο ομοαξονικούς κυλίνδρους, κλειστούς από το ένα άκρο, που αποτελούν τα δυο ηλεκτρόδια. Η γεωμετρία αυτή επιτρέπει την

51 παραγωγή κρυστάλλων μεγάλου όγκου με εξαιρετικές αποδόσεις στα φωτόνια υψηλής ενέργειας. Τα τελευταία χρόνια χρησιμοποιούνται ευρέως οι ανιχνευτές υπερκαθαρού Ge HP-Ge, (High purity Ge detectors), οι οποίοι έχουν υψηλή διακριτική ικανότητα σε σχέση με τους Ge(Li) αλλά μικρότερη απόδοση στις υψηλές ενέργειες. Μια άλλη κατηγορία ανιχνευτών είναι και οι απαριθμητές σπινθηρισμών, που βασίζονται 1) στο φαινόμενο του σπινθηρισμού, δηλαδή στην ικανότητα του φθορισμού την οποία έχουν ορισμένα υλικά και 2) στον αναλογικό πολλαπλασιασμό ηλεκτρονίων που παράγονται δευτερογενώς (φωτοηλεκτρόνια) με την βοήθεια κατάλληλων διατάξεων, των φωτοπολλαπλασιαστών. Εάν ένα ιονιστικό σωματίδιο προσπέσει στον κρύσταλλο θα προσδώσει αρκετή κινητική ενέργεια σε μερικά ηλεκτρόνια, τα οποία μπορεί να μεταπηδήσουν από την ζώνη σθένους στη ζώνη αγωγιμότητας (διεγερμένη κατάσταση). Από τη διεγερμένη κατάσταση το ηλεκτρόνιο μπορεί να επανέλθει στην αρχική εκπέμποντας ακτινοβολία (φθορισμός), η οποία ενισχύεται σε κατάλληλη διάταξη και στη συνέχεια καταγράφεται και αναλύεται με τη βοήθεια ηλεκτρονικών μονάδων. Για να επιτευχθεί ο επιθυμητός φθορισμός θα πρέπει να προστεθούν στον κρύσταλλο κατάλληλες προσμίξεις, οι ενεργοποιητές. Ένα συνηθισμένο είδος κρυστάλλου που χρησιμοποιείται στην κατασκευή των σπινθηριστών είναι το ΝαΙ με ενεργοποιητή θάλιο Tl [ΝαΙ(Tl)]. Η ποσοτική ανάλυση των φασμάτων γ-ακτινοβολίας προϋποθέτει την βαθμονόμηση του ανιχνευτή που χρησιμοποιείται και συγκεκριμένα: 1) τη μέτρηση της απόδοσης, δηλαδή του λόγου των ακτίνων που αλληλεπιδρούν με τον ανιχνευτή προς το σύνολο των ακτίνων που εκπέμπει η πηγή. Η απόδοση εξαρτάται από τη γεωμετρία της πηγής και του ανιχνευτή, αλλά και την αυτοαπορρόφηση των ακτίνων - γ στο δείγμα, 2) την ενεργειακή βαθμονόμηση του ανιχνευτή και 3) τη βαθμονόμηση ενεργότητας. I.8.2. Προσδιορισμός ιχνοστοιχείων με τις μεθόδους ΑΑS και ICP-AES Ο ποσοτικός προσδιορισμός των βαρέων μετάλλων και των ιχνοστοιχείων απαιτεί

52 λόγω των πολύ μικρών συγκεντρώσεών αξιόπιστη μέθοδο μέτρησης και προσεκτική δειγματοληψία και συντήρηση των δειγμάτων. Ο προσδιορισμός γίνεται κατά κανόνα με τη φασματομετρία ατομικής απορρόφησης AAS (Atomic Absorption Spectrometry), μέθοδο ευαίσθητη με μικρές παρεμποδίσεις. Σύμφωνα με τη μέθοδο της ΑΑS μια πηγή εκπέμπει ακτινοβολία σταθερής έντασης, χαρακτηριστική του μετάλλου που ανιχνεύεται. Η ακτινοβολία αυτή διέρχεται από μια φλόγα και υφίσταται μια απορρόφηση ανάλογη με τον αριθμό ατόμων του μετάλλου που βρίσκονται στη φλόγα (Εικ. 8). Τα άτομα προέρχονται από τα ιόντα του μετάλλου που υπάρχουν στο προς εξέταση δείγμα, το οποίο αναρροφάται και εισάγεται υπό τη μορφή υγρού διαλύματος στη φλόγα. Εκεί εξατμίζεται ο διαλύτης και τα ιόντα ατομοποιούνται (Εικ. 9) Αναλυτικότερα η AAS περιλαμβάνει τα εξής στάδια: 1. Χώνεψη και διαλυτοποίηση των δειγμάτων με τη χρήση διαφόρων αντιδραστηρίων. 2. Αναρρόφηση του διαλύματος και εξάτμιση του διαλύτη 3. Αποτέφρωση και απομάκρυνση των οργανικών και γενικά του υποστρώματος. 4. Εξάχνωση του στερεού υπολείμματος και διάσπαση στα επί μέρους άτομα του (ατομοποίηση). 5. Εκπομπή από ειδική λυχνία μιας ακτινοβολίας, χαρακτηριστικής του υπό ανίχνευση μετάλλου. 6. Απορρόφηση της ακτινοβολίας από τα μη διεγερμένα άτομα, τα οποία είναι πολύ περισσότερα από τα διεγερμένα. Η απορρόφηση Α διέπεται από τον νόμο των Lambert-Beer. I 0 A = log = κln 0 όπου: I t Ι 0 και I t : η ένταση της προσπίπτουσας και της εξερχόμενης ακτινοβολίας Ν 0 : η συγκέντρωση των ατόμων στo νέφος (άτομα / cm 3 ) L : το μήκος της διαδρομής μέσα στο νέφος (cm) κ : σταθερά εξαρτώμενη από τον συντελεστή απορρόφησης.

53 Η φασματομετρία ατομικής εκπομπής με πηγή διέγερσης επαγωγικά συνεζευγμένο πλάσμα (ICP-AES) βασίζεται όπως και η AAS στην ατομοποίηση των ιόντων, αλλά χρησιμοποιεί ως πηγή διέγερσης επαγωγικά συνεζευγμένο πλάσμα (Inductively Coupled Plasma). Είναι μια από τις ακριβέστερες μεθόδους για τον ταυτόχρονο προσδιορισμό κυρίων και δευτερευόντων στοιχείων και ιχνοστοιχείων. Τα βασικά μέρη ενός φασματομέτρου ICP- AES είναι (Παπαδογιάννης και Σαμανίδου 1996): 1. Η πηγή διέγερσης ICP, η οποία με την βοήθεια ενός ισχυρού μαγνητικού πεδίου υψηλής συχνότητας παράγει ένα φάσμα εκπομπής χαρακτηριστικό για κάθε στοιχείο. 2. Το φασματόμετρο ICP-AES, το οποίο συγκεντρώνει την ακτινοβολία από το πλάσμα και διαχωρίζει τα φάσματα των επιμέρους στοιχείων. 3. Τον ανιχνευτή (συνήθως ένα φωτοπολλαπλασιαστή). 4. Το σύστημα ολοκλήρωσης και καταγραφής του σήματος.

54 Ι.9. Σκοπός της έρευνας Η ρύπανση του εδάφους και των φυτών με ραδιενεργά στοιχεία και βαρέα μέταλλα είναι δυνατόν να προκληθεί από φυσικές και ανθρωπογενείς πηγές. Μεταξύ των τελευταίων συγκαταλέγονται: η καύση ορυκτών καυσίμων που μπορεί ν απελευθερώσει και τις δύο κατηγορίες ρύπων. τα πυρηνικά ατυχήματα που προκαλούν την έκλυση τεχνητών ραδιονουκλιδίων όπως το 137 Cs, το 80 Sr, κλπ. Η λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου είναι δυνητικός αποδέκτης των ρυπαντών και των δύο πηγών, λόγω της λειτουργίας των ορυχείων λιγνίτη και των σταθμών της ΔΕΗ. Επιπλέον χαρακτηρίζεται από ένα υψηλότερο - σε σχέση με άλλες περιοχές της χώρας - υπόβαθρο 137 Cs, λόγω αντίστοιχης επιβάρυνσης από το ραδιενεργό νέφος του Chernobyl. Ο σκοπός της παρούσας έρευνας λοιπόν είναι να εξετάσει το μέγεθος της ρυπαντικής επιβάρυνσης του εδάφους και των φυτικών οργανισμών της εν λόγω περιοχής με βαρέα μέταλλα και ραδιονουκλίδια και να διατυπώσει συμπεράσματα για την κατανομή τους, την προέλευση τους και τη διαδικασία βιοσυσσώρευσης. Για το λόγο αυτό ανιχνεύονται και καταγράφονται με τη μέθοδο της γ-φασματοσκοπίας τα φυσικά ραδιονουκλίδια 226 Ra, 228 Ra και 40 K και το τεχνητό 137 Cs σε δείγματα εδάφους, καλλιεργημένου και αδιατάρακτου, σε δύο βάθη 0-10 cm και cm. Στα ίδια δείγματα γίνεται προσδιορισμός 16 ιχνοστοιχείων με τη μέθοδο της φασματομετρίας ατομικής απορρόφησης AAS. Στη συνέχεια ερευνώνται με τις ίδιες μεθόδους μέτρησης δείγματα φυτικών οργανισμών από την περιοχή μελέτης και προσδιορίζονται οι συγκεντρώσεις 5 ραδιονουκλιδίων και 7 βαρέων μετάλλων. Το υλικό δειγματοληψίας αποτελείται α) από φύλλα δένδρων τα οποία απαντώνται σ όλη τη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου και συγκεκριμένα από τα είδη Pinus nigra, Pyracantha coccinea, Prunus amygdalus και Populus nigra β) από βρύα και λειχήνες που υπάρχουν κοντά στους ΑΗΣ της ΔΕΗ και, όπως ήδη αναφέρθηκε, έχουν αποδειχτεί άριστοι βιοδείκτες της ρύπανσης με βαρέα μέταλλα και ραδιονουκλίδια. Η

55 διαπίστωση αυτή επιβεβαιώνεται και στην περίπτωση μας με τον υπολογισμό του συντελεστή μεταφοράς TF και τη σύγκριση του με τον αντίστοιχο των δένδρων. Προκειμένου να αξιολογηθούν οι μετρήσεις κάθε κατηγορίας υφίστανται μια πλήρη στατιστική επεξεργασία και συσχετίζονται με διάφορες παραμέτρους, (βάθος δειγματοληψίας, κατεύθυνση ανέμων, σύσταση στερεού φλοιού της γης και ιπτάμενης τέφρας του λιγνίτη, κλπ). Επίσης χρησιμοποιούνται χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης, (Cluster, MDS και PCA), ώστε να τεκμηριωθούν και να διατυπωθούν πιο ολοκληρωμένα τα τελικά συμπεράσματα. Η κοινή γνώμη της περιοχής είναι ιδιαίτερα ευαίσθητη στα θέματα της ρύπανσης από τους ΑΗΣ και τα ορυχεία της ΔΕΗ, και ιδιαίτερα στην πιθανότητα ραδιενεργού επιβάρυνσης. Συνεπώς η παρούσα εργασία, εκτός της συμβολής της στην προαγωγή της επιστημονικής γνώσης στον τομέα της ρύπανσης - βιοσυσσώρευσης ραδιονουκλιδίων και βαρέων μετάλλων γύρω από λιγνιτικούς, ατμοηλεκτρικούς σταθμούς, θα βοηθήσει στην υπεύθυνη ενημέρωση των πολιτών οι οποίοι υφίστανται τις όποιες συνέπειες.

56 ΙΙ. ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ ΙΙ.1. Δειγματοληψία Το υλικό δειγματοληψίας το οποίο χρησιμοποιήθηκε στην παρούσα εργασία κατατάσσεται σε δύο κατηγορίες: 1. Έδαφος (αδιατάρακτο και καλλιεργημένο) 2. Φυτικοί οργανισμοί. ΙΙ.1.1. Δειγματοληψία εδάφους ΙΙ Σταθμοί δειγματοληψίας εδάφους Οι σταθμοί δειγματοληψίας εδάφους ανέρχονται σε 27 και καλύπτουν όλη τη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου (Εικ. 10). Ο συνολικός αριθμός δειγμάτων είναι μεγαλύτερος (70), δεδομένου ότι στους περισσότερους σταθμούς ελήφθησαν διπλά δείγματα (καλλιεργημένου εδάφους και αδιατάρακτου), καθώς και δείγματα από διάφορα βάθη. Πυκνότητα δειγματοληψίας. Η έκταση της μελετώμενης λεκάνης, που εκτείνεται από το Αμύνταιο ως τα Σέρβια, είναι αρκετά μεγάλη, αφού καλύπτει 2000 km 2 περίπου. Το πλήθος των δειγμάτων που χρησιμοποιήθηκαν σε ανάλογες εργασίες στην ίδια περιοχή ήταν 10 έως 20, αριθμός που κρίνεται αρκετά μικρός, ενώ το ΙΓΜΕ (2001) σε σχετικό πρόγραμμα εδαφοχημικής χαρτογράφησης της εν λόγω λεκάνης επέλεξε μια μεγάλη πυκνότητα δειγματοληψίας (1-4 δείγματα ανά km 2 ), η οποία συνεπάγεται έναν συνολικό αριθμό 1300 δειγμάτων. Η πυκνότητα δειγματοληψίας που τελικά επιλέχτηκε για το πεδινό τμήμα ήταν περίπου 1.5 δείγμα/10 km 2. Η πυκνότητα, ο αριθμός και οι θέσεις των σταθμών της δειγματοληψίας καθορίστηκαν από τις παρακάτω παραμέτρους και ιδιομορφίες της περιοχής: Θέσεις των ΑΗΣ της ΔΕΗ και άλλων πηγών αερίων ρύπων. Οι θέσεις και οι εκπομπές σωματιδίων των τεσσάρων ΑΗΣ, (Πτολεμαΐδας, Καρδιάς, Αγ. Δημητρίου και Αμυνταίου), σημειώνονται στο χάρτη της Εικόνας 10 και στον Πίνακα 2. Οι περισσότεροι

57 σταθμοί δειγματοληψίας χωροθετήθηκαν στην περιφέρεια των ΑΗΣ. Συγκεκριμένα επιλέχτηκαν σημεία σε άμεση γειτνίαση με τους ΑΗΣ καθώς και σε αποστάσεις 2, 4 και 6 km περιμετρικά των ΑΗΣ, σε κατευθύνσεις που καθορίστηκαν με βάση μετεωρολογικά δεδομένα. Παρόμοια, «ακτινωτή», χωροθέτηση των σταθμών δειγματοληψίας σε αποστάσεις 1, 3, 5, 10 km γύρω από την πηγή εκπομπής των προτείνεται και στο ASTM C 998 (1983). Μετεωρολογικοί παράγοντες. Κατά τη σχεδίαση της δειγματοληψίας προτιμήθηκαν οι περιοχές της λεκάνης που επιβαρύνονται περισσότερο από τα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας. Με άλλα λόγια συνεκτιμήθηκαν: οι επικρατέστερες κατευθύνσεις των ανέμων καθώς και οι τοπικοί άνεμοι που αναπτύσσονται σε κοιλάδες όπως η μελετώμενη (επικλινείς άνεμοι κάθετοι στον άξονα της κοιλάδας, άνεμοι βουνού - κοιλάδας παράλληλοι με τον άξονα της, κλπ). τα μοντέλα διασποράς αερίων ρύπων που περιγράφονται σε σχετικές ερευνητικές εργασίες (Ζερεφός και συν. 1991, Τριανταφύλλου 1994). Γεωμορφολογικοί παράγοντες. Η καθ ύψος δειγματοληψία δίνει πρόσθετες πληροφορίες για την αντίστοιχη κατανομή των βαρέων μετάλλων και ραδιονουκλιδίων, η οποία γενικά επηρεάζεται από τις βροχοπτώσεις και γενικώς τα ατμοσφαιρικά κατακρημνίσματα. Στην προκειμένη περίπτωση εκτός από τον κύριο όγκο δειγμάτων, που ελήφθησαν από τον πυθμένα της λεκάνης, χρησιμοποιήθηκαν και δείγματα από το ανάγλυφο και συγκεκριμένα από το Δυτικό Βέρμιο, τα Β.Δ Πιέρια και τον Ανατολικό Βούρινο. Σταθμός αναφοράς. Το δείγμα αναφοράς επιλέγεται από μια περιοχή που θεωρείται μη επιβαρημένη, έχει τα ίδια περίπου χαρακτηριστικά με τη μελετώμενη περιοχή και ευρίσκεται σχετικά μακριά. Έτσι επιλέχτηκε σαν περιοχή αναφοράς το χωριό Κληματάκι Γρεβενών που ευρίσκεται 30 km περίπου πέραν του δυτικού άκρου της λεκάνης. Αποκλείστηκαν τα άλλα όρια της λεκάνης γιατί η πιθανότητα ρύπανσης τους με βάση τις κατευθύνσεις των ανέμων είναι υπαρκτή. Επιπρόσθετος λόγος που βάρυνε υπέρ αυτής της επιλογής είναι το γεγονός ότι η περιοχή αυτή των Γρεβενών, σύμφωνα με τους χάρτες

58 φυσικής ραδιενέργειας του εδάφους (Anagnostakis et al. 1996), ανήκει στις λιγότερο επιβαρημένες περιοχές στο χώρο της Δυτικής Μακεδονίας. Πριν τη λήψη των δειγμάτων αναφοράς έγινε χρήση φορητού ανιχνευτή NaI (Tl) για προεπισκόπηση, ώστε ν αποφευχθούν μεμονωμένα σημεία υψηλής ραδιενέργειας. ΙΙ Δειγματοληψία και προετοιμασία δειγμάτων εδάφους Για τη λήψη των δειγμάτων εδάφους από διάφορα βάθη χρησιμοποιήθηκε δειγματολήπτης με διάμετρο κυλίνδρου 10 cm και ύψος 20 cm, με δυνατότητα ενδιάμεσης ρύθμισης του ύψους, σύμφωνα με το ASTM C 998 (1983). Όσον αφορά στο βάθος δειγματοληψίας πρέπει να σημειωθεί ότι δεν υπάρχουν κανονισμοί καθολικά αποδεκτοί. Οι Papastefanou et al. (1988) χρησιμοποιούν δείγματα ορθογώνια διατομής 30x30 cm 2 και βάθους 5 cm. Οι Αντωνόπουλος-Ντόμης και συν. (1987) φθάνουν μέχρι τα 10 cm για αδιατάρακτο έδαφος με διατομή δειγματολήπτη 6 cm 2. Οι Rouni et al. (2001) σε ανάλογη ραδιοπεριβαλλοντική έρευνα στη Μεγαλόπολη χρησιμοποιούν επιφανειακά δείγματα βάθους 0-1 cm, αλλά και ορισμένα δείγματα μέχρι το βάθος των 80 cm. Οι Παπανικολάου και Κρητίδης (1987) χρησιμοποιούν - για αδιατάρακτο έδαφος: βάθος 0-5 και 5-15 cm και ορθογωνική διατομή 10x20 cm 2 - για καλλιεργημένο έδαφος: βάθος 0-20 cm και ορθογωνική διατομή 10x10 cm 2. Οι Vosniakos et al. (1998) συλλέγουν δείγματα από 0-5 cm, εκτιμώντας ότι σε μεγαλύτερα βάθη δεν υπάρχει 137 Cs, λόγω της πολύ χαμηλής ταχύτητας μετανάστευσης του, (0.2 y -1 ). Το ΙΓΜΕ (2001) θεωρεί ως καλλιεργημένο το έδαφος 0-30 cm, ενώ για τη μελέτη των ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας που εκπέμπεται από τις μονάδες της ΔΕΗ χρησιμοποιεί το επιφανειακό στρώμα 0-5 cm.

59 Το ASTM C 998 (1983) ορίζει βάθος δειγματοληψίας 5 cm εάν θα μετρηθούν ραδιονουκλίδια οφειλόμενα σε πρόσφατα γεγονότα, διαφορετικά προτείνει 0-30 cm. Συνεκτιμώντας την εμπειρία των εν λόγω ερευνητών, τους κανονισμούς και τους στόχους της παρούσας εργασίας επιλέχτηκε το βάθος δειγματοληψίας ως εξής: Καλλιεργημένο έδαφος 0-20 cm Αδιατάρακτο έδαφος 0-10 cm και cm. Το ορθότερο θα ήταν, εάν ενδιέφερε αποκλειστικά η απόθεση των ραδιονουκλιδίων της ιπτάμενης τέφρας, να χρησιμοποιούσαμε δείγματα 0-1 cm. Επειδή όμως η έρευνα αφορά και το 137 Cs, που κατανέμεται σε μεγαλύτερα βάθη, αλλά και τα ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας, επιλέχτηκε τελικά το βάθος 0-20 cm. Η συλλογή των δειγμάτων εδάφους πραγματοποιήθηκε τον Ιούνιο του Οι σταθμοί δειγματοληψίας μαρκαρίστηκαν (ώστε να μπορούν να αναγνωριστούν αν υπάρξει μελλοντική ανάγκη) και σημειώθηκαν οι γεωγραφικέs συντεταγμένες τους με τη βοήθεια μιας συσκευής GPS - Magelan. Στη συνέχεια συλλέχτηκε μια ποσότητα g από κάθε δείγμα, αφαιρέθηκαν οι μεγάλες πέτρες και ακολούθησε πρόχειρη λειοτρίβηση σε γουδί πορσελάνης και κοσκίνιση με κόσκινο τετραγωνικής διατομής 2x2mm 2. Προδιαγραφές προετοιμασίας δειγμάτων εδάφους ορίζονται στο ASTM C 999 (1983). Προτιμήθηκε όμως αντί αυτών να υιοθετηθεί η πρακτική και εμπειρία των Ελλήνων ερευνητών (Simopoulos και Angelopoulos 1991), ώστε να υπάρχει καλύτερη συγκρισιμότητα. Ακολούθησε αεροξήρανση των δειγμάτων στο εργαστήριο με περιοδική ανακίνηση μέχρι σταθερού βάρους (48 περίπου ώρες) και τελικό ποσοστό υγρασίας 0 7 %. Επιλέχτηκε η αεροξήρανση αντί της θέρμανσης στουs C, διότι στη δεύτερη περίπτωση εξαεριώνεται το 137 Cs, το σημείο ζέσεως του οποίου είναι 57 0 C. Μετά την αεροξήρανση τα δείγματα τοποθετήθηκαν σε πλαστικά δοχεία όγκου 0.5 λίτρων και σφραγίστηκαν με σιλικόνη και ειδική αεροστεγή ταινία. Οι ποσότητες που χρησιμοποιήθηκαν για τις μετρήσεις ήταν της τάξης των 90 g (για τον προσδιορισμό των ραδιονουκλιδίων) και της τάξης των 0.5 g (για τον προσδιορισμό των ιχνοστοιχείων).

60 ΙΙ.1.2. Δειγματοληψία φυτικών οργανισμών ΙΙ Σταθμοί δειγματοληψίας φυτικών οργανισμών Οι σταθμοί δειγματοληψίας των φυτών καλύπτουν όλη την περιοχή μελέτης, δηλαδή τη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας Αμυνταίου. Για τη χωροθέτησή τους λήφθηκαν υπόψη οι γεωμορφολογικοί και μετεωρολογικοί παράμετροι που αναφέρονται στο κεφ. ΙΙ Επίσης αξιοποιήθηκε η σχετική βιβλιογραφία και εμπειρία (ASTM C , Papastefanou et al. 1989, Rosner et al. 1984, Sawidis et al. 2001). Η θέση των σταθμών δειγματοληψίας για τα δένδρα, τους λειχήνες και τα βρύα φαίνεται στην Εικόνα 11. Για τα δένδρα επιλέχτηκαν 11 σταθμοί, οι εξής: 1. Περδίκας- AΗΣ ΔΕΗ Αμυνταίου 2. Πτολεμαΐδα 3. ΑΗΣ ΔΕΗ Πτολεμαΐδας 4. Κόμμανος 5. Ποντοκώμη 6. ΑΗΣ ΔΕΗ Καρδιάς 7. Κοίλα 8. Ρυάκιο 9. ΑΗΣ ΔΕΗ Αγ. Δημητρίου 10. Κοιλάδα 11. Κληματάκι Γρεβενών (Σταθμός αναφοράς) Για τα βρύα και τους λειχήνες επιλέχτηκαν αντιπροσωπευτικά δείγματα από μια ευρεία περιοχή γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ ακτίνας πέντε περίπου χιλιομέτρων. Συγκεκριμένα επιλέχτηκαν οι εξής τέσσερις σταθμοί δειγματοληψίας : 1 : AΗΣ ΔΕΗ Αμυνταίου 3 : ΑΗΣ ΔΕΗ Πτολεμαΐδας 6 : ΑΗΣ ΔΕΗ Καρδιάς

61 9 : ΑΗΣ ΔΕΗ Αγ. Δημητρίου ΙΙ Δειγματοληψία και προετοιμασία δειγμάτων φυτικών οργανισμών Επιλέχτηκαν για δειγματοληψία τέσσερα είδη δένδρων με κριτήριο την κάλυψη ενός μεγάλου φάσματος διαφορετικών δένδρων (γυμνόσπερμα - αγγειόσπερμα, φυλλοβόλα - αειθαλή) ή διαφορετικών φύλλων (ελασματοειδή - βελονόμορφα, απλά - σύνθετα, λεία - αδρά). Η δειγματοληψία έγινε τον Οκτώβριο του 1998 μετά από μια μακρά περίοδο ξηρασίας. Προτιμήθηκε αυτή η εποχή, διότι τα αποτελέσματα είναι πιο αντιπροσωπευτικά όταν η δειγματοληψία των φύλλων γίνεται το φθινόπωρο (Stratis et al. 1996). Επίσης την περίοδο αυτή οι συγκεντρώσεις των βαρέων μετάλλων στα φύλλα των δένδρων είναι αυξημένες σε σχέση με την άνοιξη, λόγω μεγαλύτερου χρόνου έκθεσης στους ατμοσφαιρικούς ρυπαντές. Σε κάθε σταθμό συλλέχτηκαν 6 συγκρίσιμες ποσότητες των 30 φύλλων από το κάτω μέρος των φυλλωμάτων έξι δένδρων και στη συνέχεια ενοποιήθηκαν σ ένα αντιπροσωπευτικό δείγμα. Σημειώνεται εδώ ότι πρόσθετη δειγματοληψία φύλλων από τα ίδια δένδρα έγινε και στα έτη 1995 και 2001 προκειμένου να αξιολογηθεί η χρονική μεταβολή της συγκέντρωσης του 137 Cs. Τα 9 είδη βρύων, τα 10 είδη λειχήνων και τα 4 είδη δένδρων που συλλέχτηκαν φαίνονται στους Πίνακες 6 και 7. Τα δείγματα όλων των φυτικών οργανισμών ξηράθηκαν στην ατμόσφαιρα με περιοδική ανακίνηση και μέχρι σταθερού βάρους (περίπου 48 ώρες). Στη συνέχεια τα δείγματα αλέστηκαν σε κοινό μύλο με τελικό μέγεθος κόκκων κάτω των 2 mm (Cousen 1989). Οι ποσότητες που χρησιμοποιήθηκαν για τις μετρήσεις ήταν της τάξης των 30 g (για τον προσδιορισμό των ραδιονουκλιδίων) και της τάξης των 0.5 g (για τον προσδιορισμό των μετάλλων).

62 ΙΙ.2. Εργαστηριακός εξοπλισμός και συνθήκες μετρήσεων II.2.1. Διαδικασία μέτρησης ραδιονουκλιδίων με ανιχνευτές γ-ακτινοβολίας Ο ανιχνευτής στερεάς κατάστασης που χρησιμοποιήθηκε στην παρούσα εργασία είναι υπερκαθαρού Γερμανίου HP-Ge όγκου 73 cm 3, p-τύπου, της εταιρείας Silena International SPA, με προενισχυτή, με υψηλή διακριτική ικανότητα (1.9 KeV στα 1.33 MeV για 60 Co), και απόδοση 10.6%, με εσωτερικό ενισχυτή και ADC (πλήρως προγραμματιζόμενα) και πολυδιαυλικό αναλυτή MCA με 8192 κανάλια. Software: EMCAplus και QA1 (Rev και Rev ) και EMCA-2000 / GAMMA Χρησιμοποιήθηκε επίσης για ορισμένες προκαταρτικές μετρήσεις και ένας σπινθηριστής ΝαΙ(Tl) της εταιρείας Gamma, διαμέτρου 3 και ύψους 3, με διακριτική ικανότητα: 7% στα 1.33 MeV του 60 Co και απόδοση 100 % relative. Στη μέθοδο της γ - φασματοσκοπίας έχει μεγάλη σημασία η γεωμετρία των δειγμάτων. Λόγω απουσίας σχετικών κανονισμών, ελληνικών και ξένων, χρησιμοποιήθηκε κυρίως η μεθοδολογία του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος: Τα δείγματα εδάφους, μάζας περίπου 70 g το καθένα, τοποθετήθηκαν σε δοχεία κυλινδρικής γεωμετρίας, Φ = 70 mm, h = 21 mm, ελαφρώς συμπυκνωμένα. Στη συνέχεια τα δοχεία σφραγίστηκαν αεροστεγώς και παρέμειναν για 4 εβδομάδες ώστε να αποκατασταθεί ισορροπία μεταξύ των ραδιοϊσοτόπων των φυσικών ραδιενεργών σειρών του 238 U / 232 Th και των θυγατρικών τους. Στα δείγματα φυτών ακολουθήθηκε η ίδια διαδικασία, με μόνη διαφορά ότι τα δοχεία που χρησιμοποιήθηκαν ήταν τριών ειδών: 1. Δοχεία κυλινδρικά του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος, για ποσότητες της τάξης των 30 g. 2. Δοχεία της ίδιας περίπου γεωμετρίας με τα προηγούμενα αλλά με υλικό κατασκευής το αλουμίνιο το οποίο θεωρείται περισσότερο αδιαφανές στο Rn. 3. Δοχεία Μarinelli 0.19 l για ορισμένες προκαταρκτικές μετρήσεις. Όσον αφορά στη χρονική διάρκεια των μετρήσεων ήταν 70,000, 140,000 και 250,000 s

63 ανάλογα με τη διαθέσιμη ποσότητα του δείγματος. Σε περιπτώσεις που η συγκέντρωση ενός ιχνοστοιχείου είναι μικρή ορισμένοι ερευνητές προτιμούν την καύση, η οποία συνεπάγεται μεγαλύτερη συγκέντρωση του ιχνοστοιχείου στην παραγόμενη τέφρα και ελάττωση του χρόνου μέτρησης (Vosniakos et al. 1998). Η τεχνική αυτή δεν υιοθετήθηκε, διότι η καύση, παρ ότι εξασφαλίζει πολύ καλή συμπύκνωση του αρχικού δείγματος, «εξαφανίζει» τα πτητικά ραδιονουκλίδια και συνεπάγεται απώλειες ορισμένων βαρέων μετάλλων όπως ο Hg (Ayras et al. 1997). Tα ραδιονουκλίδια τα οποία ανιχνεύτηκαν ήταν: 1. Από τη σειρά του 232 Th τα 212 Bi, 212 Pb, 232 Th, 228 Ra 2. Από τη σειρά του 238 U τα 214 Bi, 214 Pb, 238 U, 226 Ra 3. Το 40 Κ, το 134 Cs και το 137 Cs. Όλα τα μέλη των φυσικών ραδιενεργών σειρών θεωρήθηκαν ότι είναι σε ισορροπία. Ο προσδιορισμός του 226 Ra (με την προϋπόθεση της αποκατάστασης της ραδιενεργού ισορροπίας των δειγμάτων) γίνεται εμμέσως από τα θυγατρικά του ραδιοϊσότοπα. Συγκεκριμένα προσδιορίζεται από το σταθμισμένο μέσο όρο δύο φωτοκορυφών του 214 Bi ( και kev) και τριών του 214 Pb (241.98, και kev). Ομοίως η ειδική ενεργότητα του 228 Ra προσδιορίζεται με τη βοήθεια της φωτοκορυφής kev του 208 Tl (branching 0.36), της φωτοκορυφής kev του 212 Pb και της φωτοκορυφής kev του 212 Bi. Τα ραδιονουκλίδια που προσδιορίστηκαν με τη μέθοδο της γ-φασματοσκοπίας και τα αντίστοιχα θυγατρικά τους με τις χαρακτηριστικές ενέργειες φαίνονται στον Πίνακα 8. Οι ανιχνευτές βαθμονομήθηκαν με τη βοήθεια προτύπων δειγμάτων της Διεθνούς Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας και συγκεκριμένα του προτύπου IAEA-375 για έδαφος και του προτύπου ΙΑΕΑ-373 για φυτά (IAEA 1996). Προκειμένου τέλος να διασταυρωθεί η ακρίβεια των μετρήσεων, μερικά δείγματα ξαναμετρήθηκαν κάτω από τις ίδιες συνθήκες στο Ινστιτούτο Ατομικής Φυσικής του Βουκουρεστίου (Duliu 2000) και βρέθηκαν σε πολύ καλή συμφωνία εντός των ορίων των πειραματικών σφαλμάτων.

64 II.2.2. Μέτρηση ιχνοστοιχείων με τις συσκευές ΑΑS και ICP AES Τα ιχνοστοιχεία του εδάφους προσδιορίστηκαν στα εργαστήρια της ΔΕΗ δύο φορές, με δύο διαφορετικές μεθόδους: τη φασματομετρία ατομικής απορρόφησης AAS και τη φασματομετρία ατομικής εκπομπής με πηγή διέγερσης επαγωγικά συνεζευγμένο πλάσμα (ICP-AES). Οι αντίστοιχες συσκευές ήταν οι εξής: α) Φασματόμετρο AAS, τύπου Varian Spectra AA 200 FS β) Φασματόμετρο επαγωγικού πλάσματος (ICP), τύπου Perkin - Elmer Plasma Ως πρότυπα χρησιμοποιήθηκαν διαλύματα των οίκων Merck και Spex. Τα στοιχεία Ag, Cd, Co, Cu, Mn, Pb, Ni και Zn προσδιορίστηκαν μετά τη χώνεψη των αρχικών δειγμάτων με μείγμα νιτρικού οξέος ΗΝΟ 3 67 % και υδροχλωρικού οξέος HCl 37%. σε κλειστό σύστημα (με κάθετο ψυκτήρα) για να μην υπάρξουν απώλειες στα πτητικά στοιχεία. Για τα δύστηκτα στοιχεία Ba, Cr, Mo και V προηγήθηκε σύντηξη με βόρακα του λιθίου Li 2 B 4 O 7, για τα στοιχεία As, Se και Sn χρησιμοποιήθηκε γεννήτρια υδριδίων, ενώ o Hg προσδιορίστηκε με την τεχνική του ψυχρού ατμού CV-AAS. Το σύνολο των ιχνοστοιχείων που προσδιορίστηκαν στο έδαφος ήταν 16: Pb, As, Cd, Ni, Hg, Cu, Cr, Mo, Zn, V, Ba, Mn, Ag, Se, Sn και Co. Τα βαρέα μέταλλα των φυτών προσδιορίστηκαν με διαφορετική συσκευή (της εταιρείας Perkin - Elmer). Για την χώνεψη των δειγμάτων χρησιμοποιήθηκε φούρνος μικροκυμάτων (Paar Physica microwave system) και αντιδραστήρια 4 ml ΗΝΟ 3 67% και 1 ml HCl 37%. Έτσι απομακρύνθηκε το οργανικό κλάσμα, αλλά όχι και τα ίχνη άμμου και χώματος. Στη συνέχεια τα χωνεμένα δείγματα αραιώθηκαν με ΗΝΟ 3 0.2% και διηθήθηκαν για να εξαλειφθούν τα ίχνη χώματος. Ταυτόχρονα παρασκευάσθηκε ένα τυφλό δείγμα με την προσθήκη 1ml ΗCl 37% και 4ml ΗΝΟ 3 67% και την αραίωση με ΗΝΟ 3 0.2% όπως παραπάνω. Κατόπιν τα δείγματα τοποθετήθηκαν στις κάψουλες του υποδοχέα για να μετρηθούν.

65 Οι μετρήσεις πραγματοποιήθηκαν με τη βοήθεια μιας συσκευής AAS Perkin Elmer μοντέλο AAnalyst 800 με software Aαwinlab, υποδοχέα 148 δειγμάτων, φούρνο γραφίτη προγραμματιζόμενο σε θερμοκρασίες μέχρι Κ, δύο πολυστοιχειακές λάμπες (Cu / Fe / Mn / Zn και Ag / Cr / Cu / Ni) και 2 απλές λάμπες (Cd, Pb). Χρησιμοποιήθηκαν πρότυπα διαλύματα της εταιρείας "High Purity Standards", USA. Υπολογισμοί και έκφραση αποτελεσμάτων: Ο υπολογισμός των συγκεντρώσεων των διαλυμένων δειγμάτων πραγματοποιείται με τη βοήθεια της καμπύλης απορρόφησης μετά την βαθμονόμηση του οργάνου με πρότυπα γνωστής συγκέντρωσης και με το τυφλό δείγμα. Τ αποτελέσματα δίνονται σε μg/ml με τη χρήση της καμπύλης βαθμονόμησης. Στη συνέχεια γίνεται αναγωγή των αποτελεσμάτων στα αρχικά (στερεά) δείγματα σε μg/g με τη βοήθεια της σχέσης: C D E = 0, 100 όπου: W Ε: η ζητούμενη συγκέντρωση του μετάλλου σε μg/g C: το αποτέλεσμα από το software (μg/ml) D: η αραίωση του διαλύματος W: το βάρος του δείγματος πριν τη χώνεψη (g) Τα βαρέα μέταλλα που προσδιορίστηκαν στα δείγματα των φυτών ήταν 7, τα εξής: Cr, Pb, Cu, Mn, Ni, Cd και Fe.

66 ΙΙΙ. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΙΙΙ.1. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στο έδαφος Ο αριθμός των δειγμάτων εδάφους που συλλέχτηκαν από τους 27 σταθμούς δειγματοληψίας και μετρήθηκαν ήταν 69: 19 καλλιεργημένα βάθους 0-20 cm (SC), 25 αδιατάρακτα βάθους 0-10 cm (SUA), και 25 αδιατάρακτα βάθους cm (SUB). Τα καλλιεργημένα δείγματα ήταν λιγότερα, διότι σε μερικές περιοχές, κυρίως στα μεγάλα υψόμετρα, δεν υπήρχαν καλλιεργημένα εδάφη. Tα ραδιονουκλίδια που ανιχνεύτηκαν ήταν: 1) Από τη σειρά του 232 Th τα: 212 Bi, 212 Pb, 232 Th, 228 Ra 2) Από τη σειρά του 238 U τα: 214 Bi, 214 Pb, 238 U, 226 Ra 3) Το 40 Κ και το 137 Cs. Ένα τυπικό φάσμα γ- ακτινοβολίας δείγματος εδάφους παρουσιάζεται στην Εικόνα 12. Επειδή τα ραδιονουκλίδια της 1 ης σειράς είναι σε ισορροπία μεταξύ τους, γεγονός που σημαίνει παρόμοιες συγκεντρώσεις, επιλέχτηκε μόνο το πιο ραδιοτοξικό 228 Ra για στατιστική επεξεργασία των τιμών του και συσχετίσεις με τα άλλα ραδιονουκλίδια. Ομοίως με τα ίδια κριτήρια επιλέχτηκε το 226 Ra από τη δεύτερη σειρά. Έτσι τα ραδιονουκλίδια που αξιολογούνται στατιστικά και ερευνώνται οι συσχετίσεις τους είναι τελικά τέσσερα: 228 Ra, 226 Ra, 40 K, 137 Cs. Οι συγκεντρώσεις τους φαίνονται στον Πίνακα 9 κατά κατηγορία δειγμάτων: καλλιεργημένα (SC), αδιατάρακτα 0-10 cm (SUA) και αδιατάρακτα cm (SUB). Προκειμένου να εξετασθεί η συσχέτιση μεταξύ των ραδιονουκλιδίων του εδάφους και των κατευθύνσεων των ανέμων αποτυπώθηκε η κατανομή τους σε συνάρτηση με τους δύο επικρατέστερους ανέμους. Έτσι προέκυψαν 4 διπλά διαγράμματα για τα αντίστοιχα ραδιονουκλίδια. Ένα τέτοιο διπλό διάγραμμα για το 226 Ra στο επιφανειακό στρώμα αδιατάρακτου εδάφους 0-10 cm παρουσιάζεται στην Εικόνα 13α και 13β. Στον οριζόντιο άξονα οι σταθμοί δειγματοληψίας είναι τοποθετημένοι στο μεν 1 ο διάγραμμα από βόρειοβορειοδυτικά προς νότιο-νοτιοανατολικά, ενώ στο 2 ο διάγραμμα από βορειοανατολικά προς νοτιοδυτικά. (Οι κατευθύνσεις αυτές καθορίζουν σε σημαντικό βαθμό και τους κύριους

67 δρόμους διάχυσης των σωματιδίων της τέφρας σύμφωνα με τα σχετικά μοντέλα διασποράς). Για την καλύτερη στατιστική ανάλυση χρησιμοποιήθηκε (εκτός του μέσου όρου και της τυπικής απόκλισης) η κύρτωση και η ασυμμετρία, οι οποίες εκφράζουν το πόσο διαφέρουν οι πειραματικές κατανομές από τις κανονικές. Τα πειραματικά αποτελέσματα που αφορούν στις μέσες αριθμητικές τιμές της ειδικής ενεργότητας του εδάφους παρουσιάζονται στον Πίνακα 10, στον οποίο παραθέτονται και συγκριτικά στοιχεία για τα ελληνικά εδάφη, ενώ οι αριθμητικές τιμές της κύρτωσης και της ασυμμετρίας φαίνονται στον Πίνακα 11. Τέλος στον Πίνακα 12 καταγράφονται οι αριθμητικές τιμές των συντελεστών συσχέτισης r για όλα τα ραδιονουκλίδια. Οι συσχετίσεις των συγκεντρώσεων των ραδιονουκλιδίων μπορούν να αποτυπωθούν παραστατικότερα και σε διαγραμματική μορφή. Η Εικόνα 14 απεικονίζει την ελαφρά συσχέτιση μεταξύ των ισοτόπων του ραδίου 226 Ra και 228 Ra, ενώ για τα υπόλοιπα ραδιονουκλίδια δεν παραθέτονται διαγράμματα, γιατί οι συσχετίσεις είναι μηδαμινές έως ανύπαρκτες. Όσον αφορά στην ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους την πρώτη θέση έχει το 40 Κ (~ 340 Bq/kg), ακολουθούμενο από το 226 Ra (~24 Bq/kg) και το 228 Ra (~21 Bq/kg). Η ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων έχει πιο ομοιόμορφη κατανομή σε όλα τα είδη δειγμάτων, καλλιεργημένα και αδιατάρακτα, σε σχέση με το 137 Cs. Από τα τεχνητά ραδιονουκλίδια το 134 Cs με χρόνο ημιζωής 2.04 έτη δεν είναι πλέον ανιχνεύσιμο. Το 137 Cs όμως, με χρόνο ημιζωής 30 έτη, εξακολουθεί να παραμένει ενεργό όπως φανερώνουν οι συγκεντρώσεις του σ όλες τις κατηγορίες δειγμάτων (Πιν. 9). Οι μέσες τιμές και οι τυπικές αποκλίσεις της ειδικής ενεργότητας του 137 Cs είναι Έδαφος αδιατάρακτο βάθους 0-10 cm : 73.6 ± 77.8 Bq/kg Έδαφος αδιατάρακτο βάθους cm : 62.1 ± 90.1 Bq/kg Έδαφος καλλιεργημένο 0-20 cm : 43.8 ± 21.1 Bq/kg Οι διαφοροποιήσεις των συγκεντρώσεων του 137 Cs στο επιφανειακό σε σχέση με το υποκείμενο στρώμα του εδάφους αποτυπώνονται παραστατικότερα στην Εικόνα 15.

68 ΙΙΙ.2. Συγκεντρώσεις ιχνοστοιχείων στο έδαφος ΙΙΙ.2.1. Αποτελέσματα, συγκριτικά δεδομένα και στατιστική ανάλυση Για τον προσδιορισμό των ιχνοστοιχείων του εδάφους χρησιμοποιήθηκαν 70 δείγματα: - 26 δείγματα αδιατάρακτου εδάφους βάθους 0-10 cm (SUA) - 25 δείγματα αδιατάρακτου εδάφους βάθους cm (SUB) - 19 δείγματα καλλιεργημένου εδάφους βάθους 0-20 cm (SC) Σε κάθε δείγμα μετρήθηκαν 16 ιχνοστοιχεία, δηλαδή τα V, Cr, Mn, Co, Ni, Cu, Mo, As, Cd, Hg, Sn, Se, Sb, Ba, Ag και Pb. Οι συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων που προσδιορίστηκαν στις τρεις κατηγορίες δειγμάτων φαίνονται στους Πίνακες 13α,β,γ. Από τους πίνακες αυτούς υπολογίστηκαν τα απαιτούμενα στατιστικά στοιχεία, (μέση τιμή, τυπική απόκλιση, κύρτωση, ασυμμετρία και συντελεστές συσχέτισης), και τα συγκεντρωτικά αποτελέσματα καταχωρήθηκαν στους Πίνακες 14, 15 και16. Επειδή η κατανομή των ιχνοστοιχείων στο έδαφος αξιολογείται τόσο από περιβαλλοντική όσο και γεωχημική σκοπιά οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων των δειγμάτων συγκρίθηκαν (Πίν. 14): με τις αντίστοιχες μέσες τιμές του στερεού φλοιού της γης UCC (Upper Continental Crust) με τα ανώτατα επιτρεπτά όρια της Ρουμανίας, δεδομένου ότι στην Ευρωπαϊκή Ένωση δεν έχουν θεσπιστεί ενιαία όρια για όλες τις χρήσεις γης, ούτε σε κεντρικό επίπεδο ούτε στα επιμέρους κράτη-μέλη με τις μέσες συγκεντρώσεις ιχνοστοιχείων της τέφρας του ΛΚΔΜ για 4 δείγματα ιπτάμενης τέφρας (ένα δείγμα για κάθε ΑΗΣ) Όπως στα ραδιονουκλίδια έτσι και στα ιχνοστοιχεία του εδάφους ερευνήθηκε η πιθανή συσχέτιση των συγκεντρώσεων τους με τις κατευθύνσεις των ανέμων. Για το σκοπό αυτό ελήφθησαν υπόψη τα μοντέλα διασποράς της τέφρας και οι θέσεις των ΑΗΣ της ΔΕΗ. Στην Εικόνα 16 αποτυπώνονται οι χωρικές κατανομές των ιχνοστοιχείων συναρτήσει των σημείων δειγματοληψίας. Συγκεκριμένα εικονίζονται τα διαγράμματα για τρία ιχνοστοιχεία (Mn, Zn, και

69 Pb), ενώ τα υπόλοιπα τέσσερα δεν παρουσιάζονται γιατί εμφανίζουν την ίδια συμπεριφορά. Στα διαγράμματα αυτά η διάταξη των σημείων δειγματοληψίας στον οριζόντιο άξονα ακολουθεί την επικρατούσα κατεύθυνση των ανέμων (βόρεια-βορειοδυτική προς νότιανοτιοανατολική), ενώ σημειώνεται και η γειτνίαση τους με τους ΑΗΣ της ΔΕΗ. Η κατανομή όλων των ιχνοστοιχείων στο έδαφος, όπως προκύπτει από την Εικόνα 16, δείχνει μια μεγάλη μεταβλητότητα σε σχέση με την κατεύθυνση των κύριων ανέμων καθώς και με το υψόμετρο. Προκειμένου να συσχετιστούν τα επιφανειακά δείγματα 0-10 cm αδιατάρακτου εδάφους με τα αντίστοιχα βαθύτερα δείγματα cm, καθώς και τα αδιατάρακτα εδάφη με τα καλλιεργημένα υπολογίστηκαν οι συντελεστές συσχέτισης μεταξύ των συγκεντρώσεων των ίδιων στοιχείων στις τρεις διαφορετικές κατηγορίες δειγμάτων (Πιν. 16). Σ' όλες τις περιπτώσεις οι συντελεστές συσχέτισης ήταν μεγαλύτεροι του 0.5. Συγκεκριμένα κατά τη συσχέτιση του επιφανειακού (SUA) και του βαθύτερου στρώματος αδιατάρακτου εδάφους (SUB), όπως και κατά τη συσχέτιση καλλιεργημένου (SC) και αδιατάρακτου εδάφους (SU) προέκυψαν θετικοί συντελεστές, r = και r = αντίστοιχα (Πιν. 17). Θετικοί συντελεστές προέκυψαν και κατά τη συσχέτιση ιχνοστοιχείων της τέφρας και: του επιφανειακού στρώματος αδιατάρακτου εδάφους SUA (r = ) του υποκείμενου στρώματος αδιατάρακτου εδάφους SUB (r = ) του καλλιεργημένου εδάφους SC (r = ). ΙΙΙ.2.2. Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των ιχνοστοιχείων εδάφους Για την πληρέστερη μελέτη της κατάταξης των σταθμών δειγματοληψίας με βάση κοινά κριτήρια της διερεύνησης των ομαδοποιήσεων μεταξύ των ιχνοστοιχείων ανάλογα με τις πηγές προέλευσης τους εφαρμόστηκαν συνδυασμένα τρεις μέθοδοι στατιστικής ανάλυσης: η Cluster ανάλυση, η MDS ανάλυση (Multidimensional Scaling), και η ανάλυση παραγόντων PCA (Principal Component

70 Analysis ή Factor Analysis). Οι συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων χρησιμοποιήθηκαν με λογαριθμημένη μορφή, log(x+1). Η λογαρίθμηση έγινε για να μη διαγραφούν από το πρόγραμμα Statistica 5.1 οι σειρές δεδομένων που είχαν έστω και μια μηδενική τιμή συγκέντρωσης (Zar 1984). Τα ιχνοστοιχεία που είχαν όλες τους τις συγκεντρώσεις κάτω του ορίου ανίχνευσης (Hg, Ag, Se, Sn) αποκλείστηκαν. Για τα υπόλοιπα, όπου υπήρχε συγκέντρωση κάτω του ορίου ανίχνευσης χρησιμοποιήθηκε το ήμισυ του ορίου, σύμφωνα με τα ισχύοντα στη βιβλιογραφία (Faus-Kessler et al. 2001). Η Cluster (Unweighted pair-group average, Euclidean distances) και η MDS ανάλυση χρησιμοποιήθηκαν παράλληλα και συμπληρωματικά και έδωσαν τρία «δίδυμα» διαγράμματα ομαδοποίησης των 12 ιχνοστοιχείων για τις τρεις αντίστοιχες κατηγορίες δειγμάτων εδάφους, αδιατάρακτου 0-10 cm, αδιατάρακτου cm και καλλιεργημένου (Εικ. 17α, 17β, 17γ). Οι κοινές ομάδες ιχνοστοιχείων που εμφανίζονται στις κατηγορίες SUA και SUB είναι I) Mo, Cd, As, II) Mn, III) Cr, Ni και ΙVa) Ba, Zn, ενώ την ομαδοποίηση αυτή κρατά η κατηγορία SC μόνο για τις ομάδες I και II. H Cluster ανάλυση εφαρμόστηκε επίσης για τη διερεύνηση πιθανής ομαδοποίησης μεταξύ των σταθμών δειγματοληψίας, αλλά τα αντίστοιχα δενδρογράμματα δεν εικονίζονται διότι δεν προέκυψε κάτι αξιόλογο, παρά τη δοκιμαστική εφαρμογή εναλλακτικών κριτηρίων ομοιότητας (linkage rules). Η PCA ανάλυση βασισμένη σ έναν πίνακα συσχέτισης των εξεταζομένων μεταβλητών (correlation matrix) χρησιμοποιείται σε πολλές εφαρμογές προκειμένου να συμπτύξει το μεγάλο πλήθος των πρωτογενών μεταβλητών σ έναν μικρό αριθμό ομάδων. Μια τέτοια ομάδα παριστάνεται από μια νέα μεταβλητή που ονομάζεται βασικό συστατικό (principal component) και είναι γραμμικός συνδυασμός των αρχικών μεταβλητών. Μ αυτό τον τρόπο ελαττώνονται οι πολλές παράμετροι του προβλήματος και απλοποιείται η μελέτη του, με αντίτιμο μια ελαφρά μείωση των αρχικού όγκου των πληροφοριών. Από την εφαρμογή της PCA στις τρεις κατηγορίες δειγμάτων εδάφους, αδιατάρακτου 0-10 και cm και καλλιεργημένου, διαπιστώθηκε ότι τα αποτελέσματα για τις δύο

71 πρώτες κατηγορίες είναι πανομοιότυπα, ενώ για την τρίτη κατηγορία είναι λίγο διαφοροποιημένα, χωρίς όμως να προσθέτουν κάποια πρόσθετη πληροφορία. Για το λόγο αυτό εικονίζεται το διάγραμμα της ανάλυσης μόνο για το επιφανειακό αδιατάρακτο έδαφος 0-10 cm (Εικ. 18). Γι αυτή την κατηγορία δειγμάτων η PCA έδωσε τέσσερις στατιστικά σημαντικές ιδιοτιμές (eigenvalues) > 0.7 που καλύπτουν το 85.6% της συνολικής διακύμανσης. Επιλέχτηκαν για τη γραφική παράσταση οι δύο πρώτοι παράγοντες (factors) που ερμηνεύουν το 70% περίπου της συνολικής διακύμανσης. Σύμφωνα με τα factor loadings ο παράγων F1 συνδέεται με συντελεστές > 0.6 με τα στοιχεία Μn (0.94), Zn (0.84), V (0.83), Cu (0.80), Co (0.77), Cr (0.73), Ni (0.65), ενώ ο παράγων F2 με τα στοιχεία Pb (0.74), Ba (0.71), As (0.70) και Cd (0.64).

72 ΙΙΙ.3. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα φυτά Ο αριθμός των δειγμάτων των φυτικών οργανισμών, που συλλέχτηκαν από τους 11 σταθμούς δειγματοληψίας και μετρήθηκαν, ήταν 88: 40 δείγματα φύλλων δένδρων, 23 λειχήνων και 25 βρύων. Tα ραδιονουκλίδια τα οποία ανιχνεύτηκαν ήταν: 1) Από τη σειρά του 232 Th τα: 212 Bi, 212 Pb, 208 Tl, 232 Th, 228 Ra 2) Από τη σειρά του 238 U τα: 214 Bi, 214 Pb, 238 U, 226 Ra 3) Το 40 Κ και το 137 Cs και το 134 Cs. Αντιπροσωπευτικά φάσματα γ-ακτινοβολίας δειγμάτων φύλλων και βρύων παρουσιάζονται στην Εικόνα 19α και 19β. Από τα φυσικά ραδιονουκλίδια επιλέχτηκαν μόνο τα πιο ραδιοτοξικά 226 Ra και 228 Ra για στατιστική επεξεργασία και διερεύνηση της κατανομής τους. Έτσι τα ραδιονουκλίδια που αξιολογούνται στατιστικά και ερευνώνται οι συσχετίσεις τους είναι τελικά πέντε: 226 Ra, 228 Ra, 40 K, 137 Cs και 134 Cs. Για την πλήρη διερεύνηση των αποτελεσμάτων οι μέσες τιμές ειδικής ενεργότητας των ανιχνευθέντων ραδιονουκλιδίων συγκρίθηκαν: 1. με τις αντίστοιχες τιμές των δειγμάτων αναφοράς που συλλέχτηκαν από καθαρές περιοχές (Κληματάκι Γρεβενών) 2. με τις ραδιενεργότητες των 226 Ra, 228 Ra και 40 K της ιπτάμενης τέφρας του ΛΚΔΜ 3. με τις βιβλιογραφικές τιμές ανάλογων ερευνών. Σχετικά με την τελευταία περίπτωση σημειώνεται ότι: Για το 137 Cs των δένδρων οι συγκεντρώσεις είναι πλέον ελάχιστες ή μηδενικές και γι αυτό δεν παραθέτονται βιβλιογραφικά δεδομένα σύγκρισης. Για το 137 Cs και 134 Cs των βρύων και λειχήνων τα συγκριτικές τιμές ενεργότητας προσαρμόστηκαν στην περίοδο της δειγματοληψίας (1998), διότι αναφέρονται στα και συνεπώς μετά την παρέλευση 6-9 ετών έχουν μειωθεί κατά 60-75% περίπου για το 137 Cs και κατά % για το 134 Cs. Η αναγωγή στο 1998 έγινε με βάση τον βιολογικό χρόνο ημιζωής T bio του ραδιοκαισίου, ο οποίος ελήφθη ίσος με 5.3 y στο

73 γεωγραφικό πλάτος των 40 ο Ν (Papastefanou et al.1992). Για την τιμή αυτή του T bio και με βάση τη σχέση 1/ T eff = 1/ T bio + 1/ T 1/2 υπολογίστηκαν οι τιμές του αποτελεσματικού χρόνου ημιζωής T eff του 134 Cs και του 137 Cs (1.45 y και 4.5 y αντίστοιχα). Οι ενεργότητες που προέκυψαν μετά από την εφαρμογή της γνωστής σχέσης Α = Α 0 e λeff t (A και Α 0 η τελική και αρχική ενεργότητα) παρουσιάζονται στους Πίνακες 23 (λειχήνες) και 24 (βρύα), τόσο για την περιοχή μελέτης όσο και για την ευρύτερη περιοχή Κεντρικής και Δυτικής Μακεδονίας. Σημειώνεται ότι οι προσαρμοσμένες ενεργότητες μπορούν να αξιοποιηθούν ως συγκριτικά στοιχεία κυρίως όσον αφορά στην τάξη μεγέθους, δεδομένου ότι η ακρίβεια των υπολογισμών εξαρτάται από τον βιολογικό χρόνο ημιζωής T bio, ο οποίος δεν έχει αυστηρά καθορισμένες τιμές στη βιβλιογραφία. Ο T bio εξαρτάται από τις κλιματολογικές συνθήκες, το είδος και τη φάση ανάπτυξης του φυτού, την εποχή και τη χρονική απόσταση από τη στιγμή της επιβάρυνσης, δεδομένου ότι η αποβολή του ραδιονουκλιδίου στην αρχή είναι πιο γρήγορη (Miller και Hoffman 1983). Για το 226 Ra στα φύλλα των δένδρων δε βρέθηκαν βιβλιογραφικές τιμές για τα ίδια είδη δένδρων, ενώ για το 226 Ra στα βρύα και στους λειχήνες υπάρχουν μεν συγκριτικά στοιχεία σε εργασίες για τη Β. Ελλάδα και την περιοχή μελέτης, όχι όμως για όλα τα είδη. ΙΙΙ.3.1. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα φύλλα των δένδρων Τα αποτελέσματα των μετρήσεων στα φύλλα των δένδρων φαίνονται στον Πίνακα 18, στον οποίο περιέχονται επίσης οι μέσες τιμές, οι τυπικές αποκλίσεις και ορισμένες βιβλιογραφικές τιμές. Το 226 Ra ανιχνεύτηκε σε 9 μόνο από τα 40 δείγματα, σε συγκεντρώσεις περίπου διπλάσιες από τις αναφερόμενες σε ανάλογες εργασίες (Martinez-Aguirre και Perianez 1998, Baeza et al. 1996, Madruga et al. 2001), ενώ το άλλο ισότοπο του ραδίου, το 228 Ra, δεν ανιχνεύτηκε σε κανένα δείγμα.

74 Με βάση τις μετρήσεις του 226 Ra στα φύλλα και τη μέση συγκέντρωση του ίδιου ραδιονουκλιδίου στο έδαφος της περιοχής μελέτης υπολογίστηκε ο μέσος συντελεστής μεταφοράς TF του 226 Ra στα φύλλα και ευρέθηκε ότι κυμαίνεται από έως Η πρώτη τιμή προκύπτει αν συμπεριληφθούν και οι μηδενικές συγκεντρώσεις 226 Ra, ενώ η δεύτερη βασίζεται μόνο στα 9 δείγματα που περιέχουν ράδιο. Οι τιμές του TF για το 226 Ra των φύλλων μαζί με τις τιμές ανάλογων εργασιών σε παρεμφερή ή διαφορετικά φυτικά είδη φαίνονται στο συγκριτικό Πίνακα 19. Προκειμένου να μελετηθεί η συσχέτιση 137 Cs και 40 Κ στα φυτικά δείγματα σχεδιάστηκαν δύο διαγράμματα, ένα για τα δένδρα και ένα για τα βρύα και τους λειχήνες (Εικ. 20). Στα δένδρα διαπιστώθηκε αντίστροφη συσχέτιση 137 Cs και 40 Κ, ενώ στα βρύα και στους λειχήνες η εικόνα είναι διαφορετική. Τέλος υπολογίστηκε ο μέσος συντελεστής μεταφοράς του 137 Cs για το σύνολο των δειγμάτων των φύλλων και βρέθηκε ίσος με TF= H τιμή αυτή, παρ ότι προκύπτει από πολύ μικρές συγκεντρώσεις 137 Cs, ευρίσκεται εντός του εύρους των βιβλιογραφικών δεδομένων (για διαφορετικά είδη δένδρων): Kuln 1984: Papastefanou et al. 1988: Antonopoulos-Domis et al. 1991: ΙΙΙ Χρονική μεταβολή του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων Η συγκέντρωση του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων, παρ ότι ήσσονος σημασίας λόγω του αμελητέου μεγέθους της, μελετήθηκε ως προς τη χρονική της εξέλιξη την περίοδο προκειμένου να προσαρμοστεί σχετικό μοντέλο. Για το λόγο αυτό χρησιμοποιήθηκαν δείγματα τριών περιόδων δειγματοληψίας (1995, 1998, 2001) από τα ίδια είδη δένδρων και για τα ίδια σημεία δειγματοληψίας. Τα αποτελέσματα φαίνονται στον Πίνακα 20. Διερευνήθηκε η μαθηματική μορφή της μείωσης του 137 Cs σε συνάρτηση με το χρόνο. Συγκεκριμένα έγινε προσαρμογή σχετικού μοντέλου της UNSCEAR (1972 και 1977) και

75 προσδιορίστηκαν οι παράμετροι του. Για το σκοπό αυτό σχεδιάστηκαν για τα 4 είδη δένδρων ισάριθμες καμπύλες χρονικής μεταβολής του 137 Cs (Εικ. 21) και διαπιστώθηκε ότι η παλινδρόμηση είναι εκθετικήs μορφής ή μετά από λογαρίθμηση γραμμικής μορφής: LnC t = Ln(C 0 ) - r 2 t. Η αρχική μορφή του μοντέλου της UNSCEAR που προσαρμόστηκε είναι ένα άθροισμα δύο εκθετικών συναρτήσεων : C t = AC 0 exp(-r 1 t) + BC 0 exp(-r 2 t) H πρώτη από τις δύο εκθετικές συναρτήσεις εκφράζει τη μετακίνηση του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων από το απόθεμα του δένδρου που σχηματίστηκε αμέσως μετά το Chernobyl, ενώ η δεύτερη συνάρτηση παριστάνει την πρόσληψη του 137 Cs διαμέσου των ριζών. Σύμφωνα με τη βιβλιογραφία (Antonopoulos-Domis και Clouvas 1990) τα 3-4 πρώτα χρόνια μετά το Chernobyl κυρίαρχο βάρος έχει η πρώτη συνάρτηση, η οποία κατόπιν ελαχιστοποιείται και επικρατεί η δεύτερη. Με βάση λοιπόν τα παραπάνω την περίοδο ο μηχανισμός πρόσληψης του 137 Cs από τα φύλλα των δένδρων είναι κυρίως η πρόσληψη από τις ρίζες, η οποία περιγράφεται από τη συνάρτηση: C t = BC 0 exp(-r 2 t), όπου C t είναι η συγκέντρωση μετά παρέλευση χρόνου t, ενώ r 2 είναι ο ρυθμός οικολογικής φθοράς 137 Cs στο έδαφος (Riga-Karandinos και Karandinos 1998) και Β είναι σταθερά εξαρτώμενη από το ρυθμό πρόσληψης του 137 Cs από τις ρίζες. Η μείωση του διαθέσιμου στις ρίζες καισίου οφείλεται στη δέσμευση του από ορισμένα ανόργανα συστατικά του εδάφους και στη φυσική του διάσπαση. Η συνάρτηση αυτή μετά από λογαρίθμηση και αντικατάσταση για τα έτη 1995, 1998 και 2001 παίρνει τη μορφή Ln(C 2001 ) = Ln(C 1998 ) - r 2 3 και Ln(C 1998 ) = Ln(C 1995 ) - r 2 3. Ο συντελεστής r 2 υπολογίστηκε με βάση τις κλίσεις των γραμμικών συναρτήσεων της Εικόνας 21 και προέκυψαν για κάθε είδος δένδρου οι εξής τιμές : Pinus nigra r 2 = 0.23 y -1

76 Populus nigra r 2 = 0.28 y -1 Prunus amygdalus r 2 = 0.25 y -1 Pyracantha coccinea r 2 = 0.20 y -1 Οι τιμές αυτές, 0.20 y -1 έως 0.28 y -1, είναι σε συμφωνία με τη σχετική βιβλιογραφία (Antonopoulos Domis et al. 1996: τιμές για οπωροφόρα δένδρα). Παρ όλα αυτά υπάρχουν ορισμένες επιφυλάξεις για την ισχύ του μοντέλου, οι οποίες είναι οι εξής: Η αξιοπιστία ενός μοντέλου μειώνεται όσο περισσότερες είναι οι παραδοχές που γίνονται και όσο μικρότερη είναι η χρονοσειρά των δεδομένων. Στην προκειμένη περίπτωση τα 3 χρονικά σημεία που χρησιμοποιήθηκαν θεωρούνται λίγα για τον καθορισμό της παλινδρόμησης της καμπύλης. Δεύτερον, έγιναν σημαντικές παραδοχές για την προέλευση του 137 Cs και θεωρήθηκε μηδενικό το διαθέσιμο απόθεμα του δένδρου. Τρίτον οι συγκεντρώσεις του 137 Cs ήταν κοντά στο όριο ανίχνευσης, γεγονός που αυξάνει την πιθανότητα σφαλμάτων κατά τη φάση των εργαστηριακών αναλύσεων. Τέταρτον, αρκετά δείγματα που είχαν συγκεντρώσεις 137 Cs κάτω του ορίου ανίχνευσης των 0.1 Bq/kg χρησιμοποιήθηκαν στο μοντέλο με τιμή το ήμισυ του ορίου, σύμφωνα πάντα με την τρέχουσα πρακτική (Faus-Kessler et al. 2001). ΙΙΙ.3.2. Συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων στα βρύα και στους λειχήνες Τα ραδιονουκλίδια που ερευνήθηκαν στα βρύα και στους λειχήνες είναι τα τεχνητά 137 Cs και 134 Cs και τα φυσικά 40 Κ, 226 Ra και 228 Ra. Οι ειδικές ενεργότητες τους παρουσιάζονται στους Πίνακες 21 και 22, στους οποίους υπάρχει και στήλη με το λόγο 226 Ra/ 228 Ra, υποβοηθητικό στοιχείο για τη διερεύνηση της προέλευσης των δύο ισοτόπων. Για λόγους καλύτερης αξιολόγησης των αποτελεσμάτων και της συμπεριφοράς κατά φυτικό είδος έγιναν οι Πίνακες 23 και 24 οι οποίοι περιέχουν: 1) τις ελάχιστες, μέγιστες και μέσες συγκεντρώσεις και τις τυπικές αποκλίσεις για κάθε είδος λειχήνα και βρύου, 2) τις συγκεντρώσεις των εν λόγω ραδιονουκλιδίων από άλλες έρευνες κοντά στην περιοχή μελέτης (Δυτική και Κεντρική Μακεδονία) και 3) τις συγκεντρώσεις 226 Ra και 228 Ra στην

77 ιπτάμενη τέφρα των ΑΗΣ της ΔΕΗ στο ΛΚΔΜ. Με βάση τις συγκεντρώσεις των ραδιονουκλιδίων στα βρύα και στους λειχήνες και τις αντίστοιχες τιμές στο έδαφος υπολογίστηκαν οι συντελεστές μεταφοράς TF των ραδιονουκλιδίων 137 Cs, 226 Ra και 228 Ra. Για τον υπολογισμό τους χρησιμοποιήθηκαν οι συγκεντρώσεις επιφανειακών δειγμάτων εδάφους (0-10 cm) από τους πλησιέστερους σταθμούς δειγματοληψίας. Έτσι προέκυψε ο Πίνακας 25, οι οποίος περιέχει τις μέσες τιμές και τις τυπικές αποκλίσεις των TF για όλα τα είδη των βρύων και των λειχήνων. Σημειώνεται εν παρόδω ότι σε δύο δείγματα βρύων ευρέθηκαν και ελάχιστες ποσότητες 125 Sb, το οποίο προέρχεται από την εποχή του Chernobyl, αλλά λόγω του μικρού χρόνου ημιζωής του (2.73 y) έχει πλέον διασπαστεί. ΙΙΙ Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των ραδιονουκλιδίων των βρύων και των λειχήνων Προκειμένου να μελετηθεί πιο ολοκληρωμένα η ομαδοποίηση των ραδιονουκλιδίων των φυτών με βάση την πηγή προέλευσης καθώς και η κατάταξη των σταθμών δειγματοληψίας με βάση κοινά χαρακτηριστικά εφαρμόστηκαν συνδυασμένα οι μέθοδοι στατιστικής ανάλυσης Cluster και PCA. Στα δείγματα των δένδρων δεν εφαρμόστηκαν οι παραπάνω μέθοδοι λόγω του μικρού αριθμού δεδομένων. Οι συγκεντρώσεις των ραδιονουκλιδίων χρησιμοποιήθηκαν με τη λογαριθμημένη τους μορφή, log(x+1), για τους λόγους που ήδη αναφέρθηκαν (& ΙΙΙ.2.2.). Η Cluster (Unweighted pair-group average, Euclidean distances) και η PCA εφαρμόστηκαν ξεχωριστά στα βρύα και στους λειχήνες, αλλά και στο σύνολο των δειγμάτων τους. Προέκυψαν έτσι εννέα διαγράμματα, έξι για την Cluster και τρία για την PCA ανάλυση Εδώ όμως παρουσιάζονται μόνο τα τέσσερα που έχουν ενδιαφέρον. Συγκεκριμένα για τα δείγματα των βρύων η Cluster έδωσε τα δενδρογράμματα της Εικόνας 22 (ομαδοποίηση σταθμών και ομαδοποίηση ραδιονουκλιδίων). Στους λειχήνες η ομαδοποίηση των

78 ραδιονουκλιδίων είναι ακριβώς ίδια με την αντίστοιχη των βρύων όπως φαίνεται στο δενδρόγραμμα της Εικόνας 23. Επιπλέον η εφαρμογή της PCA στους λειχήνες έδωσε το διάγραμμα της Εικόνας 24. Με βάση τα αποτελέσματα της ανάλυσης προέκυψαν δύο στατιστικά σημαντικές ιδιοτιμές (eigenvalues) > 0.7 που καλύπτουν το 70.4% της συνολικής διακύμανσης. Στη γραφική παράσταση αποτυπώνεται η εξάρτηση των σταθμών δειγματοληψίας και των ραδιονουκλιδίων των λειχήνων από τους παράγοντες F1 και F2. Σύμφωνα με τα factor loadings ο παράγων F1 συνδέεται με ισχυρά θετικούς συντελεστές (>0.7) με τα ραδιοϊσότοπα 134 Cs (0.86), 137 Cs (0.81) και 40 K (0.71), ενώ ο παράγων F2 με αρνητικούς συντελεστές με το 226 Ra (-0.75) και ασθενέστερα με το 228 Ra (-0.52).

79 ΙΙΙ.4. Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων στα φυτά ΙΙΙ.4.1. Αποτελέσματα, συγκριτικά δεδομένα και στατιστική ανάλυση Στα δείγματα των φυτικών οργανισμών μετρήθηκαν οι συγκεντρώσεις των παρακάτω βαρέων μετάλλων: Cr, Mn, Fe, Ni, Cu, Cd και Pb. Επιλέχτηκαν για μέτρηση τα επτά συγκεκριμένα μέταλλα, διότι τα περισσότερα από αυτά και συγκεκριμένα τα Cr, Ni, Cu, Cd και Pb αναφέρονται στη βιβλιογραφία ως δυνητικοί ρυπαντές με προέλευση την ιπτάμενη τέφρα που εκπέμπεται από ατμοηλεκτρικούς σταθμούς (Adriano 1986). Τα αποτελέσματα των μετρήσεων (συγκεντρώσεις και βασικά στατιστικά στοιχεία) φαίνονται στον Πίνακα 26 για τα φύλλα των δένδρων και 27 για τα βρύα και τους λειχήνες. Στον Πίνακα 27 καταχωρούνται επίσης οι μέσες τιμές των παραγόντων μεταφοράς TF των βαρέων μετάλλων από το έδαφος στους λειχήνες και στα βρύα. Για τον υπολογισμό του TF χρησιμοποιήθηκε ο τύπος ορισμού της & Ι.7.2.: TF = Συγκέντρωση στοιχείου στο φυτό σε ξηρό δείγμα Συγκέντρωση στοιχείου στο έδαφος σε ξηρό δείγμα Οι συγκεντρώσεις των φυτών οι οποίες προσδιορίστηκαν και χρησιμοποιήθηκαν για τον υπολογισμό του TF δεν οφείλονται μόνο στη μεταφορά των στοιχείων από το έδαφος αλλά σ όλους τους δυνατούς τρόπους πρόσληψης, συμπεριλαμβανομένης και της ατμοσφαιρικής οδού. Συνεπώς ο TF που προκύπτει μ αυτό τον τρόπο δεν είναι στην πραγματικότητα ο «παράγοντας μεταφοράς» του μετάλλου από το έδαφος, αλλά ο «παράγοντας συσσώρευσης» του μετάλλου από όλο το περιβάλλον του φυτού, γήινο και ατμοσφαιρικό. Παρ όλα αυτά χρησιμοποιήθηκε ο όρος «παράγοντας ή συντελεστής μεταφοράς TF» για τους λόγους που αναφέρονται αναλυτικά στο κεφ. Ι.7.2. και επιπλέον γιατί αυτή είναι η πιο δόκιμη ορολογία. (Ο όρος παράγοντας συσσώρευσης κατά κανόνα χρησιμοποιείται στα θαλάσσια φυτά, τα οποία διηθούν μεγάλες ποσότητες νερού, ενώ ο όρος παράγοντας μεταφοράς χρησιμοποιείται στα χερσαία φυτά). Όσον αφορά στα δένδρα, επειδή προέκυψε ένα μεγάλο πλήθος δεδομένων (11 σταθμοί δειγματοληψίας, 4 είδη δένδρων ανά σταθμό, 7 μέταλλα ανά είδος) έγινε

80 ομαδοποίηση στον Πίνακα 28 ως εξής: Υπολογίσθηκαν οι μέσες τιμές κάθε είδους για όλη την περιοχή μελέτης, οι οποίες καταχωρούνται στον πίνακα μαζί με τα μέγιστα και ελάχιστα, καθώς και τις τυπικές τους αποκλίσεις. Επίσης αναγράφονται και οι αντίστοιχες συγκεντρώσεις του σταθμού αναφοράς ώστε να γίνουν οι αναγκαίες συγκρίσεις. Για λόγους παραστατικότερης απεικόνισης και καλύτερης επεξεργασίας οι σχετικές κατανομές των συγκεντρώσεων για τα δένδρα απεικονίζονται επιπροσθέτως σε διαγράμματα τύπου «box - whisker» (Εικ. 25). Τα διαγράμματα αυτά μας επιτρέπουν να δούμε ευκολότερα τη σχετική κατανομή των συγκεντρώσεων γύρω από τη μέση τιμή και τη διαφοροποίηση τους σ ένα εύρος α) ±1 SD και β) ±1.96 SD (SD=τυπική απόκλιση). Οι συντελεστές μεταφοράς TF στα φύλλα των δένδρων υπολογίσθηκαν όπως προηγουμένως, με βάση τη μέση τιμή των δειγμάτων αδιατάρακτου εδάφους (0-10 και cm), και παρουσιάζονται στον Πίνακα 29 μαζί με τα στατιστικά τους στοιχεία: μέγιστες και ελάχιστες τιμές, μέσες τιμές και τυπικές αποκλίσεις. Επειδή ένα μεγάλο μέρος της παρούσας έρευνας αφορά στη μέτρηση των συγκεντρώσεων των βαρέων μετάλλων στο έδαφος και στα φυτά και στη συσχέτιση μεταξύ τους, αλλά και στην πιθανή εξάρτηση τους από τα αντίστοιχα ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας, κρίθηκε σκόπιμο να ενσωματωθούν σ ένα συνοπτικό συγκριτικό πίνακα (Πιν. 30) οι εξής παράμετροι: Οι μέσες τιμές και το εύρος των μετρήσεων στο έδαφος και στα φύλλα των δένδρων. Οι αντίστοιχες τιμές του ΙΓΜΕ (2001)για το έδαφος της περιοχής μελέτης. Οι μέσες τιμές του στερεού φλοιού της γης (UCC). Οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων των ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας Τα όρια των συγκεντρώσεων των βαρέων μετάλλων στο έδαφος και στα φυτά. (Ακριβή όρια τοξικότητας γενικής χρήσης για το σύστημα φυτό - έδαφος δεν υπάρχουν ούτε μπορεί να υπάρξουν, δεδομένου ότι εξαρτώνται από το είδος του φυτού και του εδάφους, από την ανθεκτικότητα του φυτού στα μέταλλα, η οποία μπορεί για το ίδιο μέταλλο να

81 εμφανίζει ένα μεγάλο εύρος τιμών, κλπ. Οι Babalonas et al. (1987) αναφέρουν ότι η πρόσληψη βαρέων μετάλλων από τα φυτά δεν γίνεται μόνο με παθητικό τρόπο, αλλά και με την ανάπτυξη μηχανισμών διαβαθμισμένης ανθεκτικότητας. Εκεί όπου το έδαφος είναι επιβαρημένο ως προς ένα μέταλλο το φυτό αναπτύσσει μεγαλύτερη ανθεκτικότητα, χωρίς αυτό να σημαίνει ότι αποκτά ανθεκτικότητα και για τα άλλα μέταλλα χαμηλών συγκεντρώσεων (Karataglis 1978,1980). Για λόγους παραστατικότερης σύγκρισης οι μέσοι συντελεστές μεταφοράς TF των δένδρων, λειχήνων και βρύων για κάθε ένα από τα επτά μέταλλα καταχωρούνται συγκεντρωτικά στον Πίνακα 31. Προκειμένου να ερευνηθούν οι πιθανές συσχετίσεις μεταξύ των μετρηθέντων βαρέων μετάλλων των δένδρων υπολογίσθηκαν οι συντελεστές συσχέτισης των 7 μετάλλων για κάθε είδος δένδρου για να προκύψει έτσι η μήτρα του Πίνακα 32. Τέλος, όπως και στα προηγούμενα κεφάλαια, μελετήθηκε η χωρική κατανομή κάθε μεταλλικού στοιχείου σε σχέση με την επικρατέστερη κατεύθυνση των ανέμων (από βόρειοβορειοδυτικά προς νότιο-νοτιοανατολικά) και σχεδιάστηκαν επτά σχετικά διαγράμματα, τα τέσσερα από τα οποία παρουσιάζονται στην Εικόνα 26. ΙΙΙ.4.2. Χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των βαρέων μετάλλων των φυτών Για την πιο ολοκληρωμένη διερεύνηση της κατάταξης των σταθμών δειγματοληψίας των φυτών με βάση κοινά κριτήρια της ομαδοποίησης των βαρέων μετάλλων με βάση τις πηγές προέλευσης τους εφαρμόστηκαν συνδυασμένα οι μέθοδοι στατιστικής ανάλυσης Cluster, MDS και PCA. Οι συγκεντρώσεις των βαρέων μετάλλων χρησιμοποιήθηκαν με τη λογαριθμημένη τους μορφή, log(x+1), για τους λόγους που αναφέρθηκαν στο κεφάλαιο ΙΙΙ.2.2. Η Cluster (Unweighted pair-group average, Euclidean distances) και η MDS ανάλυση χρησιμοποιήθηκαν παράλληλα και συμπληρωματικά και έδωσαν δύο διπλά διαγράμματα ομαδοποίησης των 7 ερευνηθέντων μετάλλων: Το ένα ζευγάρι αφορά στο σύνολο των

82 δειγμάτων όλων των ειδών δένδρων (Εικ. 27), ενώ το δεύτερο αναφέρεται στο σύνολο των δειγμάτων βρύων και λειχήνων (Εικ. 28). H Cluster ανάλυση χρησιμοποιήθηκε επίσης με τα ίδια κριτήρια (linkage rules) για τη διερεύνηση πιθανής ομαδοποίησης μεταξύ των σταθμών δειγματοληψίας των δένδρων και έδωσε το δενδρόγραμμα της Εικόνας 29. Η μέθοδος PCA εφαρμόστηκε για το σύνολο των δειγμάτων των δένδρων. Το σχετικό διάγραμμα παρουσιάζεται στην Εικόνα 30. Με βάση τα αποτελέσματα της ανάλυσης προέκυψαν πέντε στατιστικά σημαντικές ιδιοτιμές (eigenvalues) > 0.7 που καλύπτουν το 86.1% της συνολικής διακύμανσης. Επιλέχτηκαν για τη γραφική παράσταση οι δύο πρώτοι παράγοντες (factors) που ερμηνεύουν το 46.5% περίπου της συνολικής διακύμανσης. Σύμφωνα με τα factor loadings ο παράγων F1 συνδέεται με αρνητικούς συντελεστές (< -0.6) με τα στοιχεία Μn (-0.75), Cu (-0.74) και Co (0.77), ενώ ο παράγων F2 με τα το Cd (-0.76) και το Ni (-0.65). Η εφαρμογή της μεθόδου κατά είδος δένδρου δεν έδωσε αξιοποιήσιμα αποτελέσματα, αφού οι παράγοντες F συνδέονται με factor loadings > 0.7 με μικρό αριθμό μετάλλων (ένα έως δύο) και επιπλέον ο αριθμός των δεδομένων (δειγμάτων) είναι μικρός. Εξαίρεση σ αυτή τη γενική εικόνα είναι το είδος Pinus nigra, το οποίο παρουσιάζει σημαντικά factor loadings. Στην Εικόνα 31 παρατίθεται το διάγραμμα της PCA για το Pinus nigra, το οποίο είχε τα πιο πολλά δείγματα και επιπλέον συγκεντρώνει τις περισσότερες πιθανότητες, ως αειθαλές, να είναι το πιο επιβαρημένο. Με βάση τα αποτελέσματα της PCA για το Pinus nigra προκύπτουν τρεις στατιστικά σημαντικές ιδιοτιμές (eigenvalues) > 0.7 που καλύπτουν το 89.4% της συνολικής διακύμανσης. Επιλέχτηκαν για τη γραφική παράσταση οι δύο πρώτοι παράγοντες (factors) που ερμηνεύουν αθροιστικά το 77.6% περίπου της διακύμανσης. Σύμφωνα με τα factor loadings ο παράγων F1 συνδέεται με θετικούς συντελεστές (>0.6) με τα στοιχεία Cd (0.94), Ni (0.93), Cu (0.86) και Μn (0.77), και Co (0.77), ενώ ο παράγων F2 με τα στοιχεία Cr (0.96) και Fe (0.92). Τέλος, όσον αφορά στη διερεύνηση των συσχετίσεων μεταξύ των συγκεντρώσεων των μετάλλων στα δένδρα και των συγκεντρώσεων στα αντίστοιχα σημεία δειγματοληψίας

83 στο έδαφος υιοθετήθηκε η μη παραμετρική μέθοδος συσχέτισης Spearman correlation. Οι μη παραμετρικές μέθοδοι στατιστικής ανάλυσης επιλέγονται όταν ο αριθμός δεδομένων είναι μικρός, όπως εδώ (<12 ανά είδος δένδρου), γεγονός που δε μας επιτρέπει να θεωρήσουμε την κατανομή τους ως κανονική. Τα αποτελέσματα της Spearman correlation έδειξαν ότι δεν υπάρχουν στατιστικά σημαντικές συσχετίσεις, δεδομένου ότι οι συντελεστές συσχέτισης r είναι μικροί. Η γραφική παράσταση των αποτελεσμάτων για δύο είδη δένδρων με τα περισσότερα δείγματα, ένα αειθαλές (Pinus nigra) κι ένα φυλλοβόλο (Populus nigra), παρουσιάζεται στην Εικόνα 32 (διαγράμματα κατά την κατεύθυνση της διαγωνίου). Οι παλινδρομήσεις είναι σχεδιασμένες για διάστημα εμπιστοσύνης 95%.

84 IV. ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΙV.1. Κατανομή ραδιονουκλιδίων στο έδαφος ΙV.1.1. Φυσικά ραδιονουκλίδια 1. Στην ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους την πρώτη θέση έχει το 40 Κ (341±147 Bq/kg), ακολουθούμενο από το 226 Ra (24.3±8.7 Bq/kg) και το 228 Ra (21.3± 7.4 Bq/kg). Oι τιμές αυτές, λαμβανομένων υπόψη των ορίων των πειραματικών σφαλμάτων, είναι: απόλυτα σύμφωνες με τη φυσική ραδιενέργεια των Ελληνικών εδαφών (Anagnostakis et al.1996). συγκρίσιμες ή μικρότερες με εκείνες που αναφέρονται για την Τσεχοσλοβακία από τους Mejstrik και Svacha (1988), οι οποίοι αποσυνδέουν τη χωρική κατανομή των ραδιονουκλιδίων από την κατεύθυνση των ανέμων. μικρότερες από τις τιμές που αναφέρονται από τους Papastefanou et al. (1988), αλλά όχι αδικαιολόγητα. Πράγματι οι μετρήσεις των τελευταίων πραγματοποιήθηκαν πριν το 1988, οπότε οι εκπομπές ιπτάμενης τέφρας ήταν μεγαλύτερες από τις σημερινές κατά μια τάξη μεγέθους περίπου, ενώ τα δείγματα που χρησιμοποιήθηκαν ήταν πιο επιφανειακά (βάθους 0-5 cm), σε αντίθεση με την παρούσα εργασία που αναφέρεται σε ολικές στήλες 20 cm εδάφους. Επιπροσθέτως οι μέσες ειδικές ενεργότητες των παραπάνω φυσικών ραδιονουκλιδίων της περιοχής ενδιαφέροντος είναι συγκρίσιμες με τις αντίστοιχες του δείγματος αναφοράς, που λήφθηκε δυτικά της περιοχής, από το Κληματάκι Γρεβενών. Γενικά, η ειδική ραδιενεργότητα του εδάφους εμφανίζει μεγάλη μεταβλητότητα. Η ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων έχει πιο ομοιόμορφη κατανομή σε όλα τα είδη δειγμάτων συγκρινόμενη μ εκείνη του τεχνητού ραδιονουκλιδίου 137 Cs. 2. Η δεύτερη παρατήρηση στην κατανομή των ραδιονουκλιδίων, φυσικών και τεχνητών, στο έδαφος ολόκληρης της περιοχής μελέτης είναι η απουσία οποιασδήποτε σχέσης με τις

85 επικρατούσες κατευθύνσεις των ανέμων και τις θέσεις των Ατμοηλεκτρικών Σταθμών (ΑΗΣ) της ΔΕΗ. Ακόμη και στα σημεία, στα οποία με βάση τα μοντέλα διασποράς προβλέπεται μεγαλύτερη απόθεση τέφρας καπναερίων, η ραδιενεργότητα του εδάφους είναι η ίδια με τις περιοχές μικρής απόθεσης, λαμβανομένων υπόψη των πειραματικών σφαλμάτων. Πιο συγκεκριμένα, σύμφωνα με τις μετρήσεις και τα μοντέλα διασποράς των Τριανταφύλλου (1994) και Ζερεφού (1991) η εναπόθεση των σωματιδίων της τέφρας καπναερίων λαμβάνει χώρα στην περιοχή γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ, αλλά τα μικρά σωματίδια διαμέτρου κάτω των 10 μm (PM 10 ) μεταφέρονται με τους ανέμους σε μεγαλύτερες αποστάσεις και κυρίως προς το νότιο τμήμα της λεκάνης, καθ όσον οι επικρατούντες άνεμοι έχουν κατεύθυνση βορειο-βορειοδυτική προς νότιο-νοτιοανατολική (ΒΒΔ-ΝΝΑ) και βορειοανατολική προς νοτιοδυτική (ΒΑ-ΝΔ). (Για το λόγο αυτό 8 σταθμοί δειγματοληψίας (#29 έως #38) χωροθετήθηκαν στην εν λόγω (νότια) περιοχή και στα παρακείμενα ορεινά πρανή μέχρι το υψόμετρο των 1700 m). Παρ όλα αυτά όμως, αυξημένες συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων δε βρέθηκαν στο κεντρικό και στο νότιο τμήμα της λεκάνης. Τα διαγράμματα κατανομής του 226 Ra συναρτήσει των δύο κύριων κατευθύνσεων των ανέμων (Εικ. 13) επιβεβαιώνουν τα αποτελέσματα της στατιστικής ανάλυσης και αποδεικνύουν ότι η κατανομή του 226 Ra είναι τυχαία και δεν υπάρχει καμία συσχέτιση με τις κατευθύνσεις των ανέμων. Ομοίως η κατανομή των συγκεντρώσεων των ραδιονουκλιδίων στο έδαφος είναι ανεξάρτητη από τη θέση των ΑΗΣ της ΔΕΗ, όπως προκύπτει από τα παραπάνω διαγράμματα γεωγραφικής κατανομής των ραδιονουκλιδίων. 3. Το τρίτο χαρακτηριστικό των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων είναι οι υψηλές τιμές της κύρτωσης και της ασυμμετρίας, οι οποίες φανερώνουν μεγάλη απόκλιση από την κανονική κατανομή. Αυτό σημαίνει ότι η πιθανότητα κοινής προέλευσης των ραδιονουκλιδίων του εδάφους (π.χ. η προέλευση τους από την τέφρα καπναερίων) είναι μικρή, γεγονός που ενισχύει την υπόθεση ότι προέρχονται από το γεωλογικό υπόβαθρο. Το πιο κοντινό στην κανονική κατανομή φαίνεται να είναι το 226 Ra.

86 4. Η τέταρτη ιδιαιτερότητα της κατανομής αυτών των ραδιονουκλιδίων είναι η απουσία οποιασδήποτε συσχέτισης μεταξύ τους. Πράγματι οι αριθμητικές τιμές των συντελεστών συσχέτισης r για όλα τα ραδιονουκλίδια είναι πολύ χαμηλές. Αυτό σημαίνει ότι μειώνεται ακόμη περισσότερο η πιθανότητα κοινής προέλευσης των ραδιονουκλιδίων του εδάφους. Η πιθανότητα αυτή όμως δεν μπορεί ν αποκλειστεί τελείως, δεδομένου ότι υπάρχει μια ελαφρά συσχέτιση 226 Ra και 228 Ra, τα οποία συναντώνται και στην τέφρα (Simopoulos και Angelopoulos 1987, Μανωλοπούλου 1990). Οι παραπάνω ποσοτικοποιημένες παρατηρήσεις, που αφορούν στην κατανομή των τριών φυσικών ραδιονουκλιδίων στα δείγματα εδάφους συνηγορούν υπέρ της φυσικής προέλευσης τους. Η απουσία οποιασδήποτε συσχέτισης με τις επικρατούσες κατευθύνσεις των ανέμων καθώς επίσης η συγκρισιμότητα με τις μέσες συγκεντρώσεις που αναφέρονται για τα ελληνικά εδάφη μπορούν να ερμηνευτούν μόνο με την υπόθεση πώς το 226 Ra, το 228 Ra και το 40 Κ στα καλλιεργημένα και μη εδάφη είναι φυσικά συστατικά τους. Επομένως και επί του παρόντος το έδαφος μέχρι το βάθος των 20 cm μπορεί να θεωρηθεί ότι κατά μέσο όρο δεν έχει ακόμα ρυπανθεί από τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας. Για να διερευνηθεί με μεγαλύτερη ασφάλεια η ραδιενεργός επιβάρυνση της επιφάνειας του εδάφους πρέπει να μελετηθούν όλες οι παράμετροι που ορίζονται από τη βιβλιογραφία (Rouni et al. 2001), να χρησιμοποιηθούν δηλαδή και επιφανειακά δείγματα βάθους 0-1 cm, να μετρηθούν οι συγκεντρώσεις και ο ρυθμός εκπνοής το ραδονίου από το έδαφος, κλπ. IV.1.2. Καίσιο 137 Cs 1. Το 137 Cs κατά τη φάση της έκλυσης του σ ένα πυρηνικό ατύχημα σε αντιδραστήρα συνοδεύεται, ως γνωστό, από το 134 Cs σε αναλογία 134 Cs/ 137 Cs = 0.4. Το 134 Cs έχει χρόνο ημιζωής 2.04 έτη και συνεπώς σήμερα, 15 χρόνια μετά το ατύχημα του Chernobyl, έχει σχεδόν διασπαστεί πλήρως. Έτσι η διάγνωση της προέλευσης του 137 Cs (από το Chernobyl

87 ή τις πυρηνικές δοκιμές), η οποία πραγματοποιείται με τη βοήθεια της συγκέντρωσης του 134 Cs είναι εκ των πραγμάτων αδύνατη. 2. Οι τιμές της ειδικής ενεργότητας του 137 Cs, που μετρήθηκαν στα δείγματα εδάφους, παραθέτονται αναλυτικά στο κεφάλαιο των αποτελεσμάτων (Πιν. 9 και 10). Λαμβανομένων υπόψη των ορίων των πειραματικών σφαλμάτων, οι τιμές αυτές ευρίσκονται σε ικανοποιητική συμφωνία από πλευράς τάξης μεγέθους με τις αντίστοιχες της σχετικής βιβλιογραφίας, αν συνεκτιμηθούν βέβαια α) η χρονική απόσταση της κάθε έρευνας από τη στιγμή του ατυχήματος του Chernobyl (1986) β) το βάθος της δειγματοληψίας και γ) οι μονάδες έκφρασης των αποτελεσμάτων. Υπενθυμίζεται ότι οι τιμές αυτές για το Ν. Κοζάνης είναι: Αντωνόπουλος- Ντόμης και συν. (1987): 52 kbq/m 2 Simopoulos και Angelopoulos (1991): και kbq/m 2 Vosniakos et al. (1998): kbq/m 2 3. Από τη στατιστική αξιολόγηση των τιμών της ειδικής ενεργότητας του 137 Cs προκύπτουν τα παρακάτω συμπεράσματα: Δεν υπάρχει συσχέτιση της γεωγραφικής κατανομής του 137 Cs με την κατεύθυνση των επικρατούντων ανέμων. Παρατηρείται μεγάλη μεταβλητότητα στις τιμές με μέγιστες τιμές που φθάνουν μέχρι και 700% (στο αδιατάρακτο έδαφος 0-10 cm). Οι τιμές του 137 Cs στο βαθύτερο στρώμα cm του αδιατάρακτου εδάφους παρουσιάζουν υψηλή απόκλιση από την κανονική κατανομή, υψηλότερη και από εκείνες των φυσικών ραδιονουκλιδίων, με τα οποία το 137 Cs δεν εμφανίζει καμία συσχέτιση. Το γεγονός αυτό επιβεβαιώνει και την διαφορετική πηγή προέλευσης του 137 Cs σε σχέση με τα φυσικά ραδιονουκλίδια. Το 137 Cs ευρίσκεται σε ελαφρώς μεγαλύτερες συγκεντρώσεις στο επιφανειακό στρώμα του αδιατάρακτου εδάφους (0-10 cm) από ότι στο κατώτερο (10-20 cm). Η διαπίστωση αυτή συμφωνεί με τα αποτελέσματα των Antonopoulos-Domis et al. (1995),

88 σύμφωνα με τα οποία το μέγιστο της συγκέντρωσης του 137 Cs ευρίσκεται σε βάθος 5-6 cm. Με βάση μάλιστα το σχετικό τους μοντέλο το 137 Cs, μετά την αρχική του ολιγοήμερη κατείσδυση στο έδαφος, διαχέεται πολύ αργά παραμένοντας πρακτικά στην ίδια θέση από το 1987 έως σήμερα. Σε τελική ανάλυση οι μετρήσεις και η επεξεργασία τους επιβεβαιώνουν ότι το 137 Cs, προερχόμενο από τις ατομικές δοκιμές και το Chernobyl, είναι ακόμη παρόν στη περιοχή με μια τιμή 61.3±73.9 Bq/kg στα πρώτα 20 cm του εδάφους, στο στρώμα δηλαδή που αναπτύσσονται οι ρίζες των περισσοτέρων φυτών.

89 ΙV.2. Κατανομή ιχνοστοιχείων στο έδαφος 1. Τα 16 ιχνοστοιχεία που μετρήθηκαν στα δείγματα εδάφους, δηλαδή τα V, Cr, Mn, Co, Ni, Cu, Mo, As, Cd, Hg, Sn, Se, Sb, Ba, Ag και Pb έχουν θετικές ή αρνητικές συσχετίσεις με τα αντίστοιχα της ιπτάμενης τέφρας. Ορισμένα ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας είναι εμπλουτισμένα σε σχέση με το στερεό φλοιό της γης (UCC), ενώ άλλα όχι. «Εμπλουτισμένο» θεωρείται ένα στοιχείο όταν ο λόγος της συγκέντρωσής του προς την αντίστοιχη του γήινου φλοιού είναι μεγαλύτερος του 2, ενώ «απεμπλουτισμένο» όταν ο λόγος αυτός είναι μικρότερος του 0.5 (Georgakopoulos et al. 1994). Αξιολογώντας τις μέσες τιμές των συγκεντρώσεων των ιχνοστοιχείων στην τέφρα, στον UCC, και στα δείγματα εδάφους διαπιστώνεται ότι: τα στοιχεία V, Cr, Ni, Cu, Cd, As, Mo και οριακά το Co είναι εμπλουτισμένα στην τέφρα του ΛΚΔΜ τα στοιχεία Cr, Ni, Cd, As και Co είναι εμπλουτισμένα στο έδαφος. Δηλαδή η κοινή ομάδα εμπλουτισμένων ιχνοστοιχείων στην ιπτάμενη τέφρα και στο έδαφος είναι τα Cr, Ni, Cd, As, Co. Τα στοιχεία αυτά συναντώνται και στην ιπτάμενη τέφρα και στα δείγματα εδάφους σε συγκεντρώσεις μέχρι και 25πλάσιες από εκείνες του UCC, ενώ ο Zn, Sn, Ba και Pb εμφανίζουν συγκεντρώσεις συγκρίσιμες ή χαμηλότερες (Πιν.14). Σ όλα τα δείγματα εδάφους οι συγκεντρώσεις των μετρηθέντων ιχνοστοιχείων είναι συγκρίσιμες ή χαμηλότερες από τις αντίστοιχες της ιπτάμενης τέφρας. Eξαίρεση τα δείγματα # 29, 30 και 31, στα οποία οι συγκεντρώσεις τεσσάρων ιχνοστοιχείων (Cr, Ni, Mn, Co) είναι σημαντικά υψηλότερες. Η προέλευση των εμπλουτισμένων στο έδαφος ιχνοστοιχείων μπορεί να είναι λιθογενής ή ανθρωπογενής. Σύμφωνα με τις εργασίες των Georgakopoulos et al. (1996 και 2002) για τα εδάφη της περιοχής μελέτης το Co θεωρείται λιθογενές, ενώ τα Cr, Ni, As και Cd, που βρέθηκαν εμπλουτισμένα και στην τέφρα και στο έδαφος, μπορεί να προέρχονται και από τις δύο πηγές: είτε δηλαδή από τα περιβάλλοντα πετρώματα, (όπως τους οφιόλιθους που είναι

90 πλούσιοι σε Ni και Cr), είτε από τη ΔΕΗ (εκπομπές και χώροι απόθεσης ιπτάμενης τέφρας και εργασίες εξόρυξης λιγνίτη). Μεταξύ των συγκεντρώσεων ιπτάμενης τέφρας-στερεού φλοιού και των συγκεντρώσεων εδάφους-στερεού φλοιού εμφανίζονται χαμηλές τιμές συντελεστών συσχέτισης (Πιν. 17). Οι τιμές αυτές κυμαίνονται από (τέφρα συναρτήσει στερεού φλοιού) έως (καλλιεργημένο έδαφος συναρτήσει στερεού φλοιού). Συγκρίνοντας τους παραπάνω μικρούς συντελεστές με τους μεγαλύτερους συντελεστές συσχέτισης εδάφους τέφρας προκύπτει ότι τα ιχνοστοιχεία του εδάφους και της ιπτάμενης τέφρας έχουν κοινή προέλευση, λόγω ακριβώς της ισχυρής τους συσχέτισης. Λαμβάνοντας υπόψη ότι η λιγνιτική λεκάνη βρίσκεται στο κέντρο σχεδόν της περιοχής μελέτης αυτή η υπόθεση φαίνεται αληθινή. 2. Οι ομαδοποιήσεις των ιχνοστοιχείων για κάθε κατηγορία δειγμάτων (καλλιεργημένου και αδιατάρακτων εδαφών) μελετήθηκαν επιπρόσθετα με τις μεθόδους Cluster, MDS και PCA. Με βάση τα αποτελέσματα προκύπτουν τα εξής: Οι ομάδες στοιχείων που σχηματίζονται στις δύο κατηγορίες δειγμάτων αδιατάρακτου εδάφους 0-10 και cm είναι ακριβώς ίδιες με εξαίρεση το Pb, ενώ η κατηγορία δειγμάτων καλλιεργημένου εδάφους παρουσιάζει αρκετές αλλαγές. Αυτό σημαίνει ότι δεν υπάρχει διαφοροποίηση του επιφανειακού αδιατάρακτου στρώματος 0-10 cm από το στρώμα cm λόγω εξωτερικών πηγών επιβάρυνσης. Με βάση το διάγραμμα της PCA για το επιφανειακό αδιατάρακτο στρώμα 0-10 cm o παράγοντας F1 συνδέεται ισχυρά και θετικά με 7 ιχνοστοιχεία του εδάφους (V, Cr, Ni, Cu, Mn, Zn, Co), τα οποία όμως είναι και ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας. Τα 5 από αυτά (V, Cr, Ni, Cu και οριακά το Co) είναι εμπλουτισμένα στην ιπτάμενη τέφρα και τα 3 στο έδαφος (Cr, Ni, και οριακά το Co). Συνεπώς είναι δύσκολο ν αποφανθεί κανείς αν ο παράγοντας F1 υποδηλώνει κοινή προέλευση των 7 αυτών ιχνοστοιχείων από την ιπτάμενη τέφρα ή από τα περιβάλλοντα πετρώματα του υπεδάφους, διαχωρισμός ο οποίος συνήθως γίνεται σε ανάλογες ερευνητικές εργασίες (Ayras και Kashulina 2000).

91 Το ορθότερο θα ήταν ο F1 να ονομασθεί «παράγοντας ιπτάμενης τέφρας υπεδάφους», με σημαντικότερη τη συμμετοχή του δεύτερου όρου. Πράγματι τα περιβάλλοντα πετρώματα θεωρούνται η κύρια αιτία για τον εμπλουτισμό του εδάφους με ορισμένα ιχνοστοιχεία διότι α) Με βάση τους Georgakopoulos et al. (1996, 2000) 3 από τα 5 εμπλουτισμένα ιχνοστοιχεία του εδάφους (V, Cu, Co) είναι απεμπλουτισμένα στην ιπτάμενη τέφρα και θεωρούνται λιθογενούς προέλευσης, ενώ τα υπόλοιπα (Ni και Cr) ενδιάμεσης (λιθογενούς και ανθρωπογενούς). β) Αν η ιπτάμενη τέφρα ήταν ο κύριος υπαίτιος για τον εμπλουτισμό των ιχνοστοιχείων του εδάφους, τότε θα έπρεπε να είναι πρωτίστως εμπλουτισμένα και στοιχεία αποκλειστικής προέλευσης από την τέφρα, όπως το Se, γεγονός όμως που δεν ισχύει. Επιπλέον θα έπρεπε το επιφανειακό στρώμα εδάφους 0-10 cm, εάν όντως επιβαρύνεται σημαντικά από την τέφρα καπναερίων, να εμφανίζει διαφορετική προέλευση ιχνοστοιχείων απ ότι το πρακτικά ανεπηρέαστο, βαθύτερο στρώμα cm, γεγονός που επίσης δεν συμβαίνει, αφού η PCA ανάλυση έδωσε παρόμοιoυς παράγοντες F1 και F2, δηλαδή ίδια προέλευση ιχνοστοιχείων και για τα δύο στρώματα εδάφους. 3. Όσον αφορά στην πιθανή εξάρτηση των συγκεντρώσεών των ιχνοστοιχείων του εδάφους με τις κατευθύνσεις των ανέμων διαπιστώθηκαν τα εξής: Η χωρική κατανομή των ιχνοστοιχείων, με εξαίρεση τρεις περιπτώσεις (σταθμοί δειγματοληψίας # 29, 30 και 31, όλοι τους στη νοτιοδυτική περιοχή της λεκάνης Κοζάνης- Πτολεμαΐδας- Αμυνταίου), δε δείχνει - μέσα στα όρια των πειραματικών σφαλμάτων - καμία συσχέτιση με την κύρια κυκλοφορία των ανέμων. Η διαπίστωση αυτή επιβεβαιώνεται και από την κατάταξη των σταθμών δειγματοληψίας που έδωσαν η Cluster, η MDS και η PCA ανάλυση. Σύμφωνα με την κατάταξη αυτή δεν προκύπτουν ομαδοποιήσεις σταθμών με βάση τη θέση τους στην κοιλάδα ή τις κατευθύνσεις των ανέμων. Το συμπέρασμα αυτό ισχύει και για τις δύο κατηγορίες αδιατάρακτων δειγμάτων εδάφους, επιφανειακών και βαθύτερων, που έδωσαν πανομοιότυπα διαγράμματα. Παρ όλα αυτά, στις τρεις τοποθεσίες # 29, 30 και 31, που βρίσκονται μέσα στη ζώνη

92 σημαντικής εναπόθεσης των μικρότερων σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας, παρατηρούνται αυξημένες συγκεντρώσεις των Cr, Mn, Ni και Co. Ενώ δηλαδή στους άλλους σταθμούς δειγματοληψίας οι συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων ήταν συγκρίσιμες με τις αντίστοιχες της ιπτάμενης τέφρας, σ αυτά τα τρία σημεία οι συγκεντρώσεις Cr, Mn, Ni και Co ήταν από 2 έως 12 φορές μεγαλύτερες, με πιο υψηλή εκείνη του Ni. Οι υψηλές αυτές συγκεντρώσεις όμως δε μπορούν ν αποδοθούν στην διασπορά των μεγάλων σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας, τα οποία εναποτίθενται κυρίως γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ κι όχι στην επίμαχη νοτιοδυτική περιοχή της λεκάνης. Δε συμβαίνει όμως το ίδιο και με το εισπνεύσιμο κλάσμα PM 10, (σωματίδια μικρότερα των 10 μm), το οποίο αποτελεί περίπου τα 2/3 των εκπεμπόμενων σωματιδίων (ΙΕΑ Coal Research 1998) και μπορεί να μεταφερθεί σε πολύ μεγαλύτερες αποστάσεις (Τριανταφύλλου 1994). Επειδή τα 3 από τα 4 αυτά στοιχεία (Cr, Ni, Co) ανήκουν στην ομάδα εμπλουτισμένων ιχνοστοιχείων τόσο της ιπτάμενης τέφρας όσο και του εδάφους, η προέλευση τους μπορεί ν αποδοθεί είτε στο υψηλό γεωλογικό υπόβαθρο των παραπάνω στοιχείων στα νοτιοδυτικά της λεκάνης ή/και στην επικάθιση των αερομεταφερομένων σωματιδίων PM 10. H πρώτη πηγή θεωρείται η πιθανότερη δεδομένου ότι: α) Ο γεωλογικός χάρτης της περιοχής (ΙΓΜΕ 1993) στις τοποθεσίες αυτές εμφανίζει ένα υπόβαθρο με βασικά και υπερβασικά πετρώματα, τα οποία συνήθως έχουν υψηλές περιεκτικότητες σε Cr, Ni. β) Καμιά από τις συγκεντρώσεις των υπόλοιπων εμπλουτισμένων ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας δεν παρουσιάζει σημαντική αύξηση στα δείγματα εδάφους. γ) Το κλάσμα των εισπνεύσιμων σωματιδίων ΡΜ 10 σύμφωνα με τους Kassoli-Fournaraki et al. (1993) είναι το φτωχότερο σε ιχνοστοιχεία (συμπεριλαμβανομένων και των Cr, Ni και Co) σε σχέση με τους μεγαλύτερους κόκκους της ιπτάμενης τέφρας, οι οποίοι εμφανίζουν σαφώς υψηλότερες συγκεντρώσεις ιχνοστοιχείων. [Αντίθετη όμως είναι η γενική τάση στη βιβλιογραφία, η οποία θεωρεί ότι τα λεπτομερή σωματίδια λόγω μεγάλης ειδικής επιφάνειας είναι πιο ενεργά από τα μεγαλύτερα και συνεπώς συμπυκνώνουν στην επιφάνεια τους δευτερογενώς (μετά την καύση) τις μεγαλύτερες ποσότητες ιχνοστοιχείων, οι οποίες τελικά είναι και οι πιο βιο-διαθέσιμες (ΙΕΑ

93 Coal Research 1998)]. δ) Τέλος τα ΡΜ 10 δεν προέρχονται μόνο από την ιπτάμενη τέφρα, αλλά και από άλλες πηγές (βλ. & Ι ), όπως λατομεία, μεταφορές, έργα υποδομής, εκχερσώσεις, κλπ, με διαφορετική σύσταση σε ιχνοστοιχεία (Τριανταφύλλου και συν. 2000). 4. Οι αριθμητικές τιμές της κύρτωσης και της ασυμμετρίας δείχνουν σημαντική απόκλιση από την κανονική κατανομή. Ο σχετικά μικρός αριθμός όμως των δειγμάτων (από 19 έως 26) δυσκολεύει κάποιον να αποδώσει αυτή την ιδιαιτερότητα σε μια παραμορφωμένη ή σε μια πολυμορφική κατανομή ή απλά στον περιορισμένο αριθμό των δεδομένων. 5. Οι μέσες συγκεντρώσεις των ιχνοστοιχείων, με εξαίρεση το Cr, Mn, Ni και το Cu, είναι συγκρίσιμες με τα επιτρεπτά όρια πολλών Ευρωπαϊκών κρατών. Το Cr, Mn και ο Cu εμφανίζουν συγκεντρώσεις υψηλότερες, αλλά εντός των ορίων επιφυλακής σ όλα σχεδόν τα δείγματα εδάφους, με εξαίρεση τα # 29, 30 και 31 οι τιμές των οποίων πλησιάζουν τα όρια παρέμβασης, ενώ το Ni συστηματικά τα υπερβαίνει. 6. Τέλος πρέπει να σημειωθεί ότι οι συγκεντρώσεις των στοιχείων V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd και Pb, με εξαίρεση τα δείγματα # 29, 30 και 31, είναι συγκρίσιμες μ εκείνες που αναφέρονται σε μελέτη του Ι.Γ.Μ.Ε. (2001) για τη λεκάνη του ΛΚΔΜ. Εν κατακλείδι μπορούμε να συμπεράνουμε πως, εντός των ορίων των πειραματικών σφαλμάτων, δεν προκύπτει αξιοσημείωτη ρυπαντική επιβάρυνση του εδάφους της λεκάνης Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου με ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας. Η νοτιοδυτική περιοχή αποτελεί εξαίρεση, η οποία όμως δε φαίνεται να έχει περιβαλλοντικές επιπτώσεις. Ο λόγος είναι ότι τόσο το Cr 3+ που αποτελεί το μεγαλύτερο μέρος του ολικού Cr, όσο και το Ni είναι αδιάλυτα σε αλκαλικά εδάφη και ουσιαστικά ακινητοποιημένα (Kabata-Pendias και Pendias 1992). Η αλκαλικότητα των εδαφών επικρατεί σ όλη σχεδόν τη λεκάνη, γεγονός που μειώνει δραστικά την κινητικότητα των περισσότερων μετάλλων. Εξαίρεση αποτελεί η βορειοδυτική πλευρά με αρκετά όξινα εδάφη, στα οποία τα στοιχεία Cd, Ni, Mn και Zn θεωρούνται "ευκίνητα", ενώ το Cr 3+ και το Cr 6+ "μετρίως ευκίνητα". Στην περιοχή αυτή η πιθανότητα επιβάρυνσης των υπόγειων υδάτων με Cr 6+ και Mn 2+ είναι ορατή και πρέπει να ερευνηθεί συστηματικά.

94 ΙV.3. Κατανομή ραδιονουκλιδίων στους φυτικούς οργανισμούς ΙV.3.1. Δένδρα 137 Cs και 40 K Οι συγκεντρώσεις του 40 Κ στα φύλλα των δένδρων είναι σε φυσιολογικά επίπεδα. Οι συγκεντρώσεις του 137 Cs είναι απειροελάχιστες και στην πλειοψηφία τους κάτω από το 1 Bq/kg. Οι τιμές αυτές δεν μπορούν ν αποδοθούν στο απόθεμα των δένδρων που σχηματίστηκε την περίοδο του Chernobyl. Πράγματι στα δένδρα που φυτεύτηκαν προ του ατυχήματος (όπως τα δείγματα μας) το απόθεμα 137 Cs είχε πέσει στο 2-5% του αρχικού ήδη από το Η γρήγορη αποβολή του 137 Cs οφείλεται στο μικρό αποτελεσματικό χρόνο ημιζωής T eff του 137 Cs, ο οποίος -για οπωροφόρα δένδρα στο ίδιο γεωγραφικό πλάτος- είναι της τάξης των 0.7 ετών (Antonopoulos-Ntomis και Clouvas 1989 και 1990). Με βάση τις μετρήσεις μας ο T eff για τα 4 είδη δένδρων που ερευνήθηκαν υπολογίζεται έτη. (Ο T eff αυξάνεται όσο μεγαλώνει η χρονική απόσταση από το Chernobyl (Miller και Hoffman 1983), ενώ η τιμή του υπόκειται σε σημαντικές διακυμάνσεις για τους λόγους που αναφέρθηκαν στην & 3.ΙΙΙ.). Σύμφωνα λοιπόν με τα παραπάνω, εάν το 137 Cs των φύλλων προέρχονταν αποκλειστικά από το απόθεμα των δένδρων την εποχή του Chernobyl, θα έπρεπε να είχε εκπνεύσει και οι ενεργότητες του να ήταν στα περισσότερα δείγματα κάτω του ορίου ανίχνευσης 0.1 Bq/kg. Αυτό τελικά δεν ισχύει αφού η μέση τιμή του 137 Cs είναι 0.4 Bq/kg. Οι συστηματικά μεγαλύτερες ποσότητες του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων θα πρέπει συνεπώς να αποδοθούν στις εξής πηγές: 1. Στην επαναιώρηση εδαφικής σκόνης η οποία ως γνωστό περιέχει 137 Cs. Οι Chibowski και Reszka (2001) αναφέρουν ότι το ραδιοκαίσιο προσροφάται από τα κολλοειδή σωματίδια του εδάφους, μέσω των οποίων μπορεί να μεταφερθεί ως σκόνη στα δένδρα και στα πράσινα μέρη του φυτού. Το φαινόμενο της επαναιώρησης είναι αρκετά έντονο στα περισσότερα σημεία δειγματοληψίας που επιβαρύνονται από τις εξορυκτικές

95 δραστηριότητες των παρακειμένων ορυχείων της ΔΕΗ, από τις αγροτικές εργασίες, το οδικό δίκτυο, κλπ. 2. Στην πρόσληψη από τις ρίζες, η οποία βέβαια δεν είναι σημαντική, λόγω αφενός των αλκαλικών εδαφικών συνθηκών (Σκάρλου και συν. 2001) και αφ ετέρου της επαρκούς ποσότητας του ανταλλάξιμου καλίου (Παπανικολάου και Κρητίδης 1987). 3. Στο υπόβαθρο του 137 Cs λόγω των πυρηνικών δοκιμών. Την περίοδο οι συγκεντρώσεις του 137 Cs μειώνονται εκθετικά συναρτήσει του χρόνου σύμφωνα με το μοντέλο της UNSCEAR (1972 και 1977) και τις παραδοχές της παραγράφου ΙΙΙ Σχετικά με την επίδραση της μορφής των φύλλων στο ρυθμό πρόσληψης του 137 Cs, παρ ότι γενικώς υπαρκτή (Sawidis et al. 1990), δεν μπορούν να διατυπωθούν συμπεράσματα λόγω των χαμηλών συγκεντρώσεων και των μικρών διακυμάνσεων. Η διαφοροποίηση της ικανότητας πρόσληψης του 137 Cs ανάλογα με το είδος του δένδρου είναι αμελητέα, αφού η πρόσληψη εξαρτάται περισσότερο από τον τύπο του εδάφους παρά από το είδος του δένδρου (Σκάρλου και συν. 2001). Για το λόγο αυτό άλλωστε η μέση τιμή του συντελεστή μεταφοράς TF του 137 Cs συμφωνεί με τις τιμές ανάλογων ερευνητικών εργασιών σε διαφορετικές χρονολογίες (& ΙΙΙ.3.1.), γεγονός που αποδεικνύει την ανεξαρτησία του TF από το χρόνο (Papastefanou et al. 1999) και επιβεβαιώνει και βιβλιογραφικά την ορθότητα των μετρήσεων. Όσον αφορά στη συσχέτιση 40 Κ και 137 Cs οι συγκεντρώσεις τους μεταβάλλονται αντίστροφα, όπως προκύπτει από το σχετικό διάγραμμα (Εικ.20). Το γεγονός ερμηνεύεται από τη μεγάλη χημική συγγένεια των δύο στοιχείων και την ιδιότητα των ανώτερων φυτών να προσλαμβάνουν από το έδαφος μια ποσότητα 137 Cs στη θέση του 40 Κ (Papastefanou et al. 1999). Στα βρύα και στους λειχήνες όμως, που στερούνται ριζικού συστήματος, η συσχέτιση των δύο ραδιονουκλιδίων είναι θετική, αφού οι οργανισμοί αυτοί βιοσυσσωρεύουν συστατικά από την ατμόσφαιρα σε μεγάλες ποσότητες χωρίς τέτοιους περιορισμούς ή διακρίσεις.

96 226 Ra και 228 Ra Σχετικά με την επιβάρυνση των φύλλων με τα ραδιονουκλίδια του ραδίου, σημειώνεται ότι προσδιορίστηκε 226 Ra σε 9 μόνο δείγματα από τα 40, ενώ δεν ανιχνεύτηκε 228 Ra σε κανένα δείγμα. Συνεπώς, λόγω του μικρού αριθμού δεδομένων δεν είναι δυνατόν να διατυπωθούν γενικά συμπεράσματα, παρά μόνο ορισμένες παρατηρήσεις: 1. Η προέλευση του 226 Ra δεν μπορεί να αποδοθεί στην αποκλειστική του πρόσληψη από το έδαφος, η οποία δεν ευνοείται σε περιοχές με αυξημένες συγκεντρώσεις αλκαλικών γαιών (Μανωλοπούλου 1990), όπως η περιοχή μελέτης. Εξάλλου αν το 226 Ra προέρχονταν από το έδαφος, θα έπρεπε να υπάρχουν στα φύλλα και ανάλογες ποσότητες 228 Ra, (το οποίο απαντάται στις ίδιες με το 226 Ra συγκεντρώσεις στο έδαφος), ή έστω μικρότερες ποσότητες 228 Ra δεδομένης της μικρότερης διαθεσιμότητας του τελευταίου έναντι του 226 Ra (Baeza et al. 1996). Παρ όλα αυτά δεν ανιχνεύτηκε 228 Ra σε κανένα δείγμα. Συνεπώς το 226 Ra πρέπει να προέρχεται κυρίως από την ιπτάμενη τέφρα η οποία περιέχει δεκαπλάσιες περίπου ποσότητες 226 Ra έναντι 228 Ra. 2. Ο σχετικά υψηλός συντελεστής μεταφοράς TF του 226 Ra των φύλλων σε σύγκριση με τις αντίστοιχες τιμές από τη βιβλιογραφία (Πιν. 21) ενισχύει την παραπάνω υπόθεση. 3. Η ανίχνευση 226 Ra σε 3 από τα 4 είδη δένδρων στο σταθμό δειγματοληψίας #1 μπορεί να ερμηνευτεί από την πολύχρονη λειτουργία του παρακείμενου αρχαιότερου Σταθμού της ΔΕΗ, του ΑΗΣ Πτολεμαΐδας, που προκαλεί ανάλογη επιβάρυνση στη συγκεκριμένη θέση. (Αντίθετα ο σταθμός αναφοράς #11, χωροθετημένος μακριά από τους ΑΗΣ δεν εμφάνισε 226 Ra σε κανένα από τα 4 δείγματά του). Τελικά αξιολογώντας την παρουσία του 226 Ra, το οποίο είναι φυσικό συστατικό των φυτών, μπορούμε να πούμε ότι οι συγκεντρώσεις του στα φύλλα των δένδρων δε θεωρούνται επικίνδυνες, αν και είναι ελαφρώς αυξημένες σε σχέση με τα βιβλιογραφικά δεδομένα. (Θεσμοθετημένα όρια για τα δένδρα δεν υπάρχουν, UNSCEAR 2000). Επιπρόσθετη παρατήρηση είναι ότι το 226 Ra των δένδρων δεν μπορεί να μας δώσει αξιόπιστες πληροφορίες για τη συγκέντρωση του 226 Ra στο έδαφος διότι ο συντελεστής

97 μεταφοράς TF δεν είναι σταθερός. Ο TF ακολουθεί φθίνουσα υπερβολική συνάρτηση σε σχέση με τη συγκέντρωση του 226 Ra στο έδαφος (Martinez-Aguirre και Perianez 1998), πράγμα που σημαίνει ότι για χαμηλές εδαφικές συγκεντρώσεις εμφανίζει υψηλές τιμές. ΙV.3.2. Βρύα και λειχήνες 40 K, 137 Cs και 134 Cs 40 K: Το εύρος των συγκεντρώσεων του 40 Κ στα βρύα και στους λειχήνες είναι γενικά συγκρίσιμο με τις αντίστοιχες τιμές της βιβλιογραφίας. Αν επιλεγούν όμως για την αντιπαραβολή συγκεκριμένα είδη, όπως τα Grimmia pulvinata, Xanthoria parietina, Τortula ruralis, κ.α. διαπιστώνεται ότι οι συγκεντρώσεις τους υπερβαίνουν τόσο τις αντίστοιχες της Θεσσαλονίκης όσο και της περιοχής μελέτης (Papastefanou et al και 1992). Το γεγονός αυτό μπορεί να αποδοθεί στην επιπλέον επιβάρυνση των βρύων και των λειχήνων με σωματίδια ιπτάμενης τέφρας, της οποίας το 40 Κ συσσωρεύεται αθροιστικά χωρίς ουσιαστικά δυνατότητα αποβολής. Στο ίδιο συμπέρασμα καταλήγουν και οι Chibowski και Reszka (2001), που χρησιμοποίησαν λειχήνες της οικογένειας Parmeliaceae και βρήκαν αυξημένες συγκεντρώσεις 40 Κ σε δείγματα κοντά σε ΑΗΣ στερεών καυσίμων. 134 Cs: Όσον αφορά στα ισότοπα του ραδιοκαισίου, οι συγκεντρώσεις είναι ακόμη υψηλές και συγκρίσιμες με εκείνες ανάλογων εργασιών (Papastefanou et al και 1992), λαμβανομένης βέβαια υπόψη της χρονικής απόστασης των εν λόγω ερευνών με την παρούσα (1998) και της αντίστοιχης αποβολής των 134 Cs και 137 Cs στο διάστημα αυτό. Το 134 Cs εξακολουθεί να είναι παρόν στα βρύα και στους λειχήνες, παρ ότι στο έδαφος έχει διασπαστεί σχεδόν τελείως. Η μέση ενεργότητα 23 Bq/kg θεωρείται λογική και συγκρίσιμη με αντίστοιχες άλλων ερευνών, δεδομένου ότι: 1. Η μέση τιμή του λόγου 134 Cs / 137 Cs υπολογίστηκε 0.01 για το 1998 και 0.54 για το Το έτος αυτό η αναλογία 134 Cs / 137 Cs από το Chernobyl ήταν 0.4. Επομένως οι τιμές είναι συγκρίσιμες, αν ληφθεί υπόψη και η διακύμανση του T eff. (Η αναγωγή έγινε με βάση τους

98 αποτελεσματικούς χρόνους ημιζωής T eff του 134 Cs (1.45 y) και του 137 Cs (4.5 y). 2. Στην εργασία των Papastefanou et al. (1989) οι τιμές του 134 Cs για την περιοχή είναι ,560 Bq/kg ή με αναγωγή στο Bq/kg, δηλαδή της ίδιας τάξης μεγέθους. 3. Στην πιο πρόσφατη έρευνα των Zunic et al. (2002) στη γειτονική Σερβία ανιχνεύονται σε βρύα 134 Cs και 137 Cs με αναλογία : 1. Ο λόγος αυτός μετά από αναγωγή στο έτος 1998 γίνεται , πολύ κοντά στην αντίστοιχη τιμή 0.01 της παρούσας έρευνας. 137 Cs: Οι τιμές του 137 Cs για τα περισσότερα είδη βρύων και λειχήνων εξακολουθούν να είναι 3-10 φορές περίπου μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες προ του Chernobyl (Sawidis et al και 1999). To 137 Cs προέρχεται κυρίως από το μεγάλο απόθεμα που δημιουργήθηκε στα φυτικούς αυτούς οργανισμούς την εποχή του Chernobyl και σ ένα μικρό ποσοστό από την επαναιώρηση του εδάφους. (Στις συγκεντρώσεις του άλλου ισοτόπου, του 134 Cs, η επαναιώρηση δε συμμετέχει, αφού το 134 Cs του εδάφους έχει προ πολλού διασπαστεί). Συγκρίνοντας τις μέσες τιμές 137 Cs των βρύων και των λειχήνων διαπιστώνουμε ότι είναι στα ίδια επίπεδα. Τα αποτελέσματα αυτά φαίνονται κατ αρχάς να διαφοροποιούνται με τα συμπεράσματα άλλων ερευνών στην ευρύτερη περιοχή (Sawidis 1988), οι οποίες καταλήγουν ότι οι λειχήνες έχουν μεγαλύτερη ικανότητα συσσώρευσης 137 Cs από τα βρύα. Αν λάβουμε όμως υπόψη τη χρονική απόσταση των δύο ερευνών ( ) και το γεγονός ότι η ποσοστιαία διαφορά των συγκεντρώσεων βρύων και λειχήνων σε 137 Cs μειώνεται με το χρόνο (Sawidis και Heinrich 1992), τότε η διαφοροποίηση αυτή εξηγείται. Σχετικά με την ικανότητα βιοσυσσώρευσης των διαφόρων ειδών διαπιστώνονται τα εξής: Στους λειχήνες, τα επιλιθικά και επιφυτικά είδη εμφανίζουν μεγαλύτερη επιβάρυνση σε 137 Cs, ενώ τα επίγεια μικρότερη. Οι λειχήνες Pertusaria sp. και Anaptychia cilliaris έχουν τους μεγαλύτερους συντελεστές συσσώρευσης TF, ενώ το γένος Cladonia τους μικρότερους. Σημειώνονται οι σημαντικά μεγαλύτερες συγκεντρώσεις 137 Cs του λειχήνα Anaptychia cilliaris σε δείγματα της παρούσας έρευνας έναντι αντίστοιχων της Μεγαλόπολης (Riga-Karandinos και Karandinos 1998), γεγονός το οποίο προφανώς οφείλεται στη μεγαλύτερη

99 ραδιορρύπανση της Δυτικής Μακεδονίας από το ατύχημα του Chernobyl σε σχέση με τη Μεγαλόπολη. Στα βρύα, το είδος Grimmia loevigata εμφανίζεται ως ο καλύτερος δείκτης 137 Cs σε αντίθεση με το είδος Tortula ruralis που έχει το μικρότερο συντελεστή μεταφοράς TF. Η μεγάλη ικανότητα συσσώρευσης 137 Cs του επιλιθικού γένους Grimmia επιβεβαιώνεται και από τη βιβλιογραφία (Sawidis et al. 1999). Σημαντική επίσης και η ικανότητα συσσώρευσης 137 Cs του είδους Hypnum cupresiformae, που παρουσιάζει μεγάλες τιμές TF, παρά το γεγονός ότι ανήκει στα επίγεια βρύα. 226 Ra και 228 Ra Σε αντίθεση με τα φύλλα των δένδρων, όλα σχεδόν τα δείγματα των βρύων και των λειχήνων είναι επιβαρημένα με 226 Ra, ενώ τα μισά περίπου έχουν και 228 Ra. Τ αποτελέσματα των μετρήσεων και για τα δύο ισότοπα του ραδίου είναι σε συμφωνία με παλιότερες έρευνες που έγιναν στην ίδια περιοχή (Μανωλοπούλου 1990). Επιπλέον οι συγκεντρώσεις του 226 Ra στα βρύα υπερβαίνουν κατά πολύ (6 φορές κατά μέσο όρο) τις συγκεντρώσεις σε βρύα της περιοχής Θεσσαλονίκης, ενώ είναι διπλάσιες από τις ανώτερες τιμές που αναφέρονται στη βιβλιογραφία για καθαρές περιοχές. Οι ίδιες υπερβάσεις αλλά σε μικρότερο βαθμό παρατηρούνται και στο 226 Ra των λειχήνων. Αντίθετα στο 228 Ra οι τιμές είναι συστηματικά χαμηλότερες και οπωσδήποτε συγκρίσιμες με εκείνες της Θεσσαλονίκης και της βιβλιογραφίας. Οι υψηλές συγκεντρώσεις του 226 Ra παρατηρούνται σε όλα σχεδόν τα δείγματα, στα οποία η μέση αναλογία 226 Ra / 228 Ra είναι 1.6 στα βρύα και 1.8 στις λειχήνες. Οι διαπιστώσεις αυτές σε συνδυασμό με το γεγονός ότι ο παραπάνω λόγος στο έδαφος είναι περίπου 1:1, ενώ στην ιπτάμενη τέφρα περίπου 10:1, μας οδηγούν με ασφάλεια στο συμπέρασμα ότι η ύπαρξη του 226 Ra στα βρύα και στους λειχήνες οφείλεται κατά κύριο λόγο στη μακρόχρονη επικάθιση των σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας στη λεκάνη του Λιγνιτικού Κέντρου Δυτικής Μακεδονίας.

100 Η ίδια περίπου τιμή του λόγου 226 Ra / 228 Ra καταγράφεται και σε άλλες έρευνες που έγιναν κοντά σε θερμοηλεκτρικούς σταθμούς. Για παράδειγμα οι Chibowski και Reszka (2001) εφαρμόζοντας το ενεργητικό monitoring με τους λειχήνες της οικογένειας Parmeliaceae βρίσκουν 226 Ra = Bq/kg και 228 Ra περίπου στο μισό. Σχετικά με την ικανότητα συσσώρευσης των ερευνηθέντων ειδών η πρώτη γενική παρατήρηση είναι ότι τα βρύα διατηρούν το προβάδισμα στη συσσώρευση τόσο του 226 Ra όσο και του 228 Ra. Οι συντελεστές μεταφοράς TF των βρύων είναι περίπου διπλάσιοι από τους αντίστοιχους των λειχήνων. Στο ίδιο συμπέρασμα καταλήγουν και άλλες έρευνες όπως των Godoy et al. (1998) για διαφορετικά όμως είδη βρύων. Καλύτεροι δείκτες και για τα δύο ραδιονουκλίδια 226 Ra και 228 Ra εμφανίζονται το είδος Grimmia loevigata από τα βρύα (TF = 4.64 και 2.45 αντίστοιχα), ενώ από τους λειχήνες το είδος Xanthoria parietina (TF=3.06 και 1.09 αντίστοιχα). Αντίθετα τη μικρότερη ικανότητα συσσώρευσης παρουσιάζουν τα είδη Toutula ruralis και Cladonia rangiformis, τα οποία είναι συγχρόνως και οι ασθενέστεροι δείκτες του 137 Cs. Kαι για τις δυο κατηγορίες φυτών, βρύων και λειχήνων, τα επιλιθικά είδη κατατάσσονται πρώτα στην απορρόφηση του ραδίου, ενώ τα επίγεια τελευταία. ΙV Κατάταξη - προέλευση ραδιονουκλιδίων με βάση την Cluster και την PCA ανάλυση Στα δείγματα των δένδρων δεν εφαρμόστηκαν οι χημειομετρικές μέθοδοι λόγω του μικρού αριθμού δεδομένων. Πράγματι το 226 Ra ανιχνεύτηκε σε ελάχιστα δείγματα, ενώ το 228 Ra σε κανένα. Συνεπώς απέμειναν 2 ραδιονουκλίδια ( 137 Cs και 40 K), αριθμός ο οποίος δεν ενδείκνυται για την εφαρμογή τέτοιων στατιστικών μεθόδων. Όσον αφορά στην ομαδοποίηση των ραδιονουκλιδίων και των σταθμών δειγματοληψίας των βρύων και των λειχήνων τα συμπεράσματα της χημειομετρικής ανάλυσης είναι τα εξής:

101 1. Τα δενδρογράμματα ομαδοποιούν τα ραδιονουκλίδια με πανομοιότυπο τρόπο τόσο για τα βρύα όσο και για τους λειχήνες. Το 137 Cs εμφανίζεται ως ξεχωριστός κλώνος λόγω των υψηλών συγκεντρώσεων του σε σχέση με τα υπόλοιπα. 2. Η κατάταξη των σταθμών δειγματοληψίας στο δενδρόγραμμα των βρύων δεν παρουσιάζει ιδιαίτερο ενδιαφέρον, ενώ στο αντίστοιχο των λειχήνων διακρίνεται: α) o ξεχωριστός κλώνος του είδους Tortula ruralis και β) η κοινή παρουσία στην ίδια δέσμη του γένους Grimmia (Grimmia pulvinata και Grimmia loevigata) και του είδους Eucalypta streptocarpa. Η κατάταξη αυτή υποδηλώνει ότι τα εν λόγω είδη εμφανίζουν μια σχετικά σταθερότερη συμπεριφορά από τα υπόλοιπα και πιθανόν μια μικρότερη ευαισθησία στις χωρικές μεταβολές της ρύπανσης. 3. Όσον αφορά στην κατάταξη των ραδιονουκλιδίων με βάση την πηγή προέλευσης τα αποτελέσματα των χημειομετρικών μεθόδων είναι αξιοποιήσιμα μόνο στα δείγματα λειχήνων για την PCA ανάλυση (Εικ. 24). Εκεί ξεχωρίζει καθαρά ο παράγοντας F1 ( 40 K Cs Cs) και o παράγοντας F2 ( 226 Ra Ra). Ο πρώτος μπορεί να ονομαστεί «παράγοντας Chernobyl και επαναιώρησης» και ο δεύτερος «παράγοντας ιπτάμενης τέφρας». Η προέλευση των ραδιονουκλιδίων του F1 οφείλεται στο ραδιενεργό απόθεμα του φυτού από την εποχή του Chernobyl ( 137 Cs Cs) καθώς και στην αιωρούμενη σκόνη του εδάφους ( 40 K), ενώ η προέλευση των ραδιονουκλιδίων του F2 οφείλεται στα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας. Ενδιαφέρον παρουσιάζουν οι διαφορετικοί συντελεστές συσχέτισης του 226 Ra και 228 Ra στον παράγοντα ιπτάμενης τέφρας F1. Το 226 Ra έχει υψηλό συντελεστή συσχέτισης, ο οποίος αποδίδεται στο ότι η συγκέντρωση του 226 Ra στην ιπτάμενη τέφρα είναι κατά πολύ μεγαλύτερη απ ότι στο έδαφος, ενώ το 228 Ra με συγκεντρώσεις παρόμοιες στην ιπτάμενη τέφρα και στο έδαφος εμφανίζει μέτριες και σχεδόν ίδιες συσχετίσεις τόσο με τον παράγοντα ιπτάμενης τέφρας όσο και με τον παράγοντα επαναιώρησης. Το γεγονός αυτό επιβεβαιώνει πιο κατηγορηματικά την προέλευση του 226 Ra από την ιπτάμενη τέφρα και την πρόσληψη του από τα φυτά μέσω της αέριας οδού.

102 ΙV.4. Κατανομή βαρέων μετάλλων στους φυτικούς οργανισμούς IV.4.1. Βρύα και λειχήνες Μελετώντας τις συγκεντρώσεις των επτά βαρέων μετάλλων που προσδιορίστηκαν στους λειχήνες και τα βρύα διαπιστώθηκε ότι ο σίδηρος παρουσιάζει την υψηλότερη τιμή, ακολουθούμενος κατά σειρά από το μαγγάνιο, χρώμιο, νικέλιο, μόλυβδο, χαλκό και κάδμιο, δηλαδή Fe>Mn>Cr>Ni>Pb>Cu>Cd. Η κατάταξη αυτή είναι σε ικανοποιητική συμφωνία με τα αποτελέσματα ανάλογων ερευνών στην ίδια περιοχή (Sawidis et al. 1993, 1995a και 2001). Τα βρύα εμφανίζουν μεγαλύτερες συγκεντρώσεις από τις αντίστοιχες των λειχήνων, γεγονός που επιβεβαιώνεται κι από τη βιβλιογραφία (Stratis et al. 1999, Tsakovski et al. 1999). Αυτό το χαρακτηριστικό αντανακλάται και στις τιμές των συντελεστών μεταφοράς TF, οι οποίοι είναι συστηματικά μεγαλύτεροι στα βρύα. Πάντως οι τιμές αυτές, όπως προκύπτει από την εξέταση των πειραματικών δεδομένων, είναι υψηλότερες της μονάδας μόνο στις περιπτώσεις του Cd και του Pb, τόσο στα βρύα όσο και στους λειχήνες. Σχετικά με την ικανότητα βιοσυσσώρευσης των διαφόρων ειδών των βρύων και των λειχήνων συνοπτικά ισχύουν τα εξής: Από όλα τα βρύα που μελετήθηκαν το είδος Grimmia loevigata είναι ο καλύτερος δείκτης του Cr και του Fe, ενώ το είδος Eucalypta streptocarpa έχει σαφές προβάδισμα στη συσσώρευση του Cd. Για τους λειχήνες το είδος Cladonia convoluta είναι ο καλύτερος δείκτης του Cr. Επίσης από τα δύο είδη του γένους Cladonia το είδος Cladonia convoluta εμφανίζει μεγαλύτερες συγκεντρώσεις στα περισσότερα μέταλλα απ ότι το είδος Cladonia rangiformis, γεγονός που συμφωνεί και με τη βιβλιογραφία (Sawidis et al. 1995b, Chettri et al. 1997). Όσο για τα υπόλοιπα είδη, οι μικρές διαφοροποιήσεις και ο σχετικά περιορισμένος αριθμός δειγμάτων δεν επιτρέπουν τη εξαγωγή ανάλογων συμπερασμάτων. Η γενική διαπίστωση πάντως είναι ότι οι συγκεντρώσεις των μετάλλων πρακτικά δεν εξαρτώνται από τα είδη των βρύων και των λειχήνων, όπως επιβεβαιώνεται από τη βιβλιογραφία (Tsakovski

103 et al. 1999, Stratis et al. 1999) IV.4.2. Δένδρα IV Συγκεντρώσεις και προέλευση των επί μέρους μετάλλων Για την πληρέστερη μελέτη της κατανομής των βαρέων μετάλλων στα φύλλα των δένδρων αξιολογήθηκαν οι σχετικοί πίνακες των συγκεντρώσεων και των συντελεστών μεταφοράς TF σε συνδυασμό με τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις των μετάλλων του εδάφους, που προσδιορίστηκαν στην παρούσα εργασία καθώς και σε σχετική έρευνα του ΙΓΜΕ (2001). Για κάθε μέταλλο εξετάστηκαν οι μηχανισμοί εισόδου στα φύλλα των δένδρων, οι οποίοι βασικά είναι δύο: Η πρόσληψη μέσω των ριζών που αποτελεί την κύρια οδό και η πρόσληψη μέσω των υπέργειων τμημάτων. Το ριζικό σύστημα, ως γνωστό, αποτελεί την οδό εισόδου της τοξικότητας του εδάφους. Από τις υπάρχουσες όμως ποσότητες ιχνοστοιχείων λίγες είναι οι διαθέσιμες. Η διαθεσιμότητα καθορίζεται από τον τύπο των ορυκτών, τη συσσώρευση επιφανειακής οργανικής ύλης, το ph, την ικανότητα ανταλλαγής κατιόντων CEC, κλπ (Ουζουνίδου 1993). Στις περιοχές με αυξημένη ατμοσφαιρική ρύπανση οι αέριοι ρυπαντές εισέρχονται στα φυτά κυρίως μέσω των υπέργειων τμημάτων επιβαρύνοντας περισσότερο τα φύλλα και λιγότερο τους καρπούς. Συνεκτιμώντας τους παραπάνω παράγοντες και τα εργαστηριακά αποτελέσματα καταλήγουμε στα εξής αναλυτικά συμπεράσματα για κάθε μέταλλο: 1. Χρώμιο Cr Η μέση συγκέντρωση του χρωμίου κυμαίνεται μεταξύ 1.65 ± 0.45 μg/g στα φύλλα του είδους Prunus amygdalus έως 2.90 ± 0.70 μg/g στο Pinus nigra. Η διακύμανση αυτή μπορεί να θεωρηθεί (εντός των ορίων των πειραματικών σφαλμάτων ±3 SD) αρκετά μικρή, γεγονός που σημαίνει ότι και τα 4 είδη δένδρων που ερευνήθηκαν παρουσιάζουν την ίδια συμπεριφορά σε σχέση με το χρώμιο. Η ίδια διαπίστωση ισχύει και για τους συντελεστές

104 μεταφοράς TF, οι μέσες τιμές των οποίων είναι πολύ κοντά. Πρέπει επίσης να υπογραμμιστεί πως o ΤF του Cr και για τα 4 είδη είναι μικρότερος της μονάδας, πράγμα που σημαίνει ότι η βιοσυσσώρευση του εν λόγω μετάλλου στα φύλλα είναι χαμηλή. Θα περίμενε κανείς ότι οι μεγάλες συγκεντρώσεις του Cr στο έδαφος ορισμένων περιοχών της λεκάνης (κεντρικά-ανατολικά και νοτιοδυτικά) έπρεπε να συνοδεύονται από ανάλογες αυξήσεις στα φύλλα των δένδρων που συλλέχτηκαν από τους αντίστοιχους σταθμούς των εν λόγω περιοχών (# 7, 8, 9, 10). Όμως κάτι τέτοιο δε συμβαίνει επειδή στα εδάφη αυτά το χρώμιο ευρίσκεται με τη μορφή Cr 3+ το οποίο είναι αδιάλυτο στα υψηλά ph (7-8.5) των επίμαχων περιοχών (ΙΓΜΕ 2001). Από τα φυτά το Cr προσλαμβάνεται σαν Cr 6+, το οποίο είναι μεν πολύ τοξικό, αλλά δεν υπάρχει στα εδάφη της λεκάνης ακόμη και σ εκείνα που είναι πλούσια σε Cr. Τέλος οι τιμές του Cr για όλα τα είδη είναι συστηματικά υψηλότερες από εκείνες του σταθμού αναφοράς (# 11). Στο Populus nigra μάλιστα πλησιάζουν τα βιβλιογραφικά όρια περίσσειας/ τοξικότητας 5-30 μg/g (Kabata-Pendias και Pendias 1992). Εφόσον όμως η πιθανότητα πρόσληψης από το έδαφος έχει σχεδόν αποκλειστεί, τότε οι σχετικά υψηλές συγκεντρώσεις στα φύλλα των περισσότερων σταθμών πρέπει να αποδοθούν στην πρόσληψη μέσω της αέριας οδού δηλαδή στις επικαθίσεις των αιωρουμένων σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας των ΑΗΣ, η οποία έχει υψηλή συγκέντρωση Cr. 2. Μαγγάνιο Μη Το Mn εμφανίζει μέσες συγκεντρώσεις περίπου 40 φορές μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες του Cr. Η ιδιαιτερότητα αυτή μπορεί να ερμηνευτεί αφενός από τις σημαντικά υψηλότερες συγκεντρώσεις του στοιχείου αυτού στο έδαφος (Tsikritzis et al. 2002) και αφετέρου από το μεγαλύτερο συντελεστή μεταφοράς TF του Mn. Ο τελευταίος σύμφωνα με τους Kabata-Pendias και Pendias (1992) αλλά και τις παρούσες μετρήσεις είναι 5-8 φορές μεγαλύτερος από εκείνον του χρωμίου. Οι μέσες συγκεντρώσεις κυμαίνονται από 39.0 ± 28.4 μg/g στο είδος Populus nigra έως ± 46.5 μg/g στο Pyracantha coccinea. Όσον αφορά

105 τις τιμές του TF αυξάνονται από ±0.043 στο είδος Pinus nigra έως 0.213± στο Pyracantha coccinea Το Μn δε θεωρείται ρυπαντής αλλά απαραίτητο στοιχείο για την ανάπτυξη των φυτικών οργανισμών, γι αυτό τα όρια τοξικότητας του για τα φυτά είναι υψηλά ( μg/g). Η πρόσληψη του από τις ρίζες ευνοείται σε εδάφη πολύ όξινα (ph <5.5) ή πολύ ασβεστούχα (ph>8), και ενισχύεται ακόμα περισσότερο σε αναερόβιες συνθήκες (Kabata-Pendias και Pendias 1992). Όξινα εδάφη υπάρχουν μόνο στο βορειοδυτικό μέρος της λεκάνης, αλλά εκεί τα φυτά έχουν περιθώρια αύξησης του μαγγανίου τους μέσα στα φυσιολογικά όρια ( μg/g). Από την άλλη, πιθανότητα έλλειψης του απαραίτητου Mn στα φυτά (λόγω της δέσμευσης του στο έδαφος με τη μορφή οξειδίων) δεν υπάρχει διότι οι υδατοδιαλυτές του μορφές είναι πολύ περισσότερες ( mg/l) του συνήθους εύρους του ( mg/l) [ΙΓΜΕ 2001]. Εν κατακλείδι τα δένδρα που ερευνήθηκαν δεν παρουσιάζουν καμία επιβάρυνση από το Mn της ιπτάμενης τέφρας, η οποία άλλωστε έχει χαμηλή περιεκτικότητα Mn. 3. Σίδηρος Fe Ο σίδηρος είναι το μέταλλο με τις υψηλότερες συγκεντρώσεις και στα τέσσερα είδη δένδρων, με μεγαλύτερη μέση τιμή 520 ± μg/g στο είδος Pinus nigra και μικρότερη στο Populus nigra (228.3 ± 162.1μg/g). Οι συστηματικά υψηλότερες συγκεντρώσεις Fe, περίπου διπλάσιες, στο είδος Pinus nigra σε σχέση με τα υπόλοιπα το καθιστούν έναν ικανοποιητικό δείκτη ρύπανσης από Fe. Οι τιμές αυτές είναι συγκρίσιμες με τις αντίστοιχες της βιβλιογραφίας και αυξάνονται σημαντικά με την ηλικία των φύλλων (Tsikritzis et al. 2002). Οι συγκεντρώσεις του Fe είναι κατά κανόνα αντιστρόφως ανάλογες του Mn για το κάθε είδος. Αν λάβουμε υπόψη ότι ο Fe και το Mn είναι βασικά συστατικά των φυτών, που προσλαμβάνονται κυρίως από τις ρίζες, τότε η αντίστροφη σχέση των συγκεντρώσεων των δύο στοιχείων ερμηνεύεται από την ανταγωνιστική δράση τους στο έδαφος.

106 Συγκρίνοντας τις συγκεντρώσεις όλων των σταθμών της λεκάνης με τις αντίστοιχες του σταθμού αναφοράς (#11) παρατηρούμε ότι είναι συστηματικά μεγαλύτερες για όλα τα είδη δένδρων. Η διαφορά αυτή οφείλεται στην πρόσληψη πρόσθετου Fe μέσω της αέριας οδού κι όχι του εδάφους δεδομένου ότι o συντελεστής μεταφοράς TF του Fe από το έδαφος σύμφωνα με τους Kabata-Pendias και Pendias (1992) είναι σχετικά μικρός (TF<0.01). Επιπλέον η πρόσληψη περίσσειας Fe δεν ευνοείται σε εδάφη πλούσια σε ασβέστιο, με υψηλό ph και συνύπαρξη ανταγωνιστικών στοιχείων όπως το Cr και το Ni. Οι συνθήκες αυτές ισχύουν σε μεγάλα τμήματα της μελετώμενης περιοχής και ειδικά στα νότια, κεντρικά και ανατολικά (ΙΓΜΕ 2001, Tsikritzis et al. 2002). Συνεπώς η ύπαρξη υψηλότερων συγκεντρώσεων Fe σ όλα τα δείγματα των φύλλων σε σχέση με το σταθμό αναφοράς θα πρέπει να αποδοθεί κυρίως στα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας. 4. Νικέλιο Ni Η μέση συγκέντρωση του νικελίου κυμαίνεται από 3.50 ± 1.05 μg/g στο είδος Prunus amygdalus μέχρι 8.07 ± 4.47 μg/g στο Populus nigra. Παράλληλα η μέση τιμή του TF καλύπτει ένα εύρος από 0.019±0.007 μέχρι 0.091±0.074 μg/g για τα ίδια είδη δένδρων. Τα βιβλιογραφικά όρια περίσσειας / τοξικότητας του Ni στα φυτά κυμαίνονται από μg/g. Υπερβάσεις της τιμής των 10 μg/g παρατηρούνται στα είδη Populus nigra και Pinus nigra. Στις περιοχές της λεκάνης που εμφανίζονται σχετικά υψηλές συγκεντρώσεις Ni στο έδαφος (κεντρικά-ανατολικά και νοτιοδυτικά) παρατηρείται μια μεμονωμένη υπέρβαση του ορίου των 10 μg/g για τα φυτά. Όμως αυτή δεν μπορεί να αποδοθεί στην πρόσληψη του Νi μέσω του εδάφους, διότι το ph του είναι αλκαλικό (ακινητοποίηση Ni), ενώ η αυξημένη παρουσία του ασβεστίου, που δρα ανταγωνιστικά, ελαχιστοποιεί την πιθανότητα απορρόφησης Ni από τις ρίζες. Ομοίως τα τοπικά μέγιστα στους σταθμούς #1 και #2 στο βόρειο τμήμα της λεκάνης δεν μπορούν να αποδοθούν στην πρόσληψη από το έδαφος, το οποίο και εκεί είναι αλκαλικό με

107 συγκεντρώσεις Ni φυσιολογικές. Αιτία είναι η εμπλουτισμένη σε Ni ιπτάμενη τέφρα των ΑΗΣ, η οποία αναφέρεται και σε άλλες εργασίες (Adriano 1986) ως πιθανή αιτία ρύπανσης των δένδρων και κυρίως των φύλλων με Ni. 5. Χαλκός Cu Οι συγκεντρώσεις του χαλκού στα φύλλα είναι πολύ κοντά στις αντίστοιχες του νικελίου. Οι μέσες τιμές τους κυμαίνονται από 6.12 ± 2.61 μg/g στο είδος Pinus nigra μέχρι 9.04 ± 1.30 μg/g στο Pyracantha coccinea. Όσον αφορά στο συντελεστή μεταφοράς TF είναι μια τάξη μεγέθους μεγαλύτερος από τους ΤF του Cr και Ni, δηλαδή μεταξύ ± για το Prunus amygdalus και ± μg/g για το Pyracantha coccinea. Ο μεγαλύτερος TF του Cu πρέπει να αποδοθεί στην πρόσληψη περισσότερο από την αέρια οδό και λιγότερο από τη γήινη. Πράγματι στο έδαφος της περιοχής μελέτης ο Cu είναι σε χαμηλά επίπεδα και μόνο σε μερικά μεμονωμένα σημεία στο κέντρο της λεκάνης υπερβαίνει τα 100 μg/g, συγκέντρωση που θεωρείται ως όριο φυτοτοξικότητας. Στα σημεία αυτά δεν παρατηρήθηκαν αυξημένες τιμές Cu στα αντίστοιχα δείγματα φύλλων, διότι ο Cu ακινητοποιείται εύκολα σε μορφή συμπλόκου και οι περισσότερες ενώσεις του έχουν πολύ χαμηλές διαλυτότητες σε αλκαλικά ph, όπως αυτά των εν λόγω σημείων (Kabata-Pendias και Pendias 1992). Επιπλέον τα ασβεστούχα εδάφη, όπως είναι τα περισσότερα της λεκάνης, εμφανίζουν χαμηλή διαθεσιμότητα βαρέων μετάλλων λόγω της ικανότητας του CaCO 3 να σχηματίζει αδιάλυτες ή δυσδιάλυτες ενώσεις όπως (CuOH) 2 CO 3 ή Cu(CuOH) 2 (CO 3 ) 2.To ίδιο ισχύει και για τον Pb που δεσμεύεται κυρίως σαν PbCO 3 (Karataglis et al. 1981). Ακόμη και σε εδαφικό περιβάλλον πλούσιο σε Cu, που συνεπάγεται μια ανάλογη επιβάρυνση των ριζών, η μεταφορά του στους βλαστούς είναι εξαιρετικά περιορισμένη (Marschner 1986). 6. Κάδμιο Cd Το Cd είναι τοξικό και καρκινογόνο εφόσον περάσει στην τροφική αλυσίδα. Δεν

108 αποτελεί στοιχείο απαραίτητο για το μεταβολισμό, όμως προσλαμβάνεται εύκολα από τα φυτά μέσω του ριζικού συστήματος και του αέρα, ειδικά στις ρυπασμένες περιοχές. Η μέση συγκέντρωση του Cd είναι μικρότερη του 1 μg/g. Η μέγιστη τιμή της καταγράφεται στο είδος Populus nigra ( 0.41 ± 0.20 μg/g) ενώ η ελάχιστη στο είδος Pyracantha coccinea (0.05 ± 0.02 μg/g). Οι συγκεντρώσεις Cd στο Populus nigra είναι σημαντικά υψηλότερες, περίπου 5-20 φορές από ότι στα άλλα είδη. Μάλιστα σ ένα σταθμό δειγματοληψίας, το # 3 κοντά στον ΑΗΣ Πτολεμαΐδας της ΔΕΗ, η συγκέντρωση του Cd είναι ασυνήθιστα υψηλή, γεγονός που ισχύει για τις συγκεντρώσεις όλων των μετάλλων στον εν λόγω σταθμό. H ίδια τάση παρατηρείται και στην περίπτωση του συντελεστή μεταφοράς TF, του οποίου οι τιμές μειώνονται από ± μg/g στο Populus nigra μέχρι ± 0.00 μg/g στο Pyracantha coccinea Εξετάζοντας τις πιθανότητες πρόσληψης του Cd μέσω της αέριας ή της γήινης οδού, η δεύτερη πρέπει να αποκλειστεί ή να ελαχιστοποιηθεί για τους εξής λόγους: Πρώτον διότι οι συγκεντρώσεις του Cd στο έδαφος είναι πολύ χαμηλές, κάτω του ορίου ανίχνευσης των 0.1 μg/g. Δεύτερον διότι το ασβέστιο αναχαιτίζει την πρόσληψη του καδμίου από το έδαφος, γεγονός που ισχύει στα κατά τεκμήριο ασβεστούχα εδάφη της λεκάνης. Τρίτο, επειδή στα αλκαλικά εδάφη, όπως τα περισσότερα της λεκάνης, το Cd ακινητοποιείται (Kabata Pendias και Pendias 1992, IGME 2001, Dasilva et al. 1998). Συνεπώς οι όποιες συγκεντρώσεις του Cd στα φύλλα των δένδρων, οι οποίες βρίσκονται μέσα στα βιβλιογραφικά όρια, θα πρέπει να αποδοθούν στις επικαθίσεις των αιωρούμενων σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας του ΛΚΔΜ. 7. Μόλυβδος Pb Οι συγκεντρώσεις του Pb στα φύλλα είναι μέσα στα βιβλιογραφικά όρια που ισχύουν για «καθαρές» περιοχές, δηλαδή μέση τιμή 2 μg/g και εύρος 0,1-10 μg/g (Cannon 1976). Η πρόσληψη από την αέρια οδό φαίνεται να είναι κι εδώ ο κύριος δρόμος εισόδου του Pb στα δένδρα, αφού η διαθεσιμότητα του Pb μέσω του εδάφους είναι από τις μικρότερες σε σχέση με άλλα μέταλλα. Σύμφωνα με τους Wilson και Cline (1966) μόνο το % του

109 συνολικού Pb του εδάφους προσλαμβάνεται από το φυτό, ενώ μόνο το 3% μεταφέρεται από το ριζικό σύστημα στα υπέργεια μέρη (Zimdahl 1975) και το υπόλοιπο παραμένει στις ρίζες (Karataglis et al. 1981). Επομένως, με βάση και το δεδομένο ότι οι συγκεντρώσεις του Pb που μετρήθηκαν στo έδαφος της λεκάνης έχουν μέση τιμή 16.4 ± 13 μg/g προκύπτει ότι οι προσλαμβανόμενες από το έδαφος ποσότητες Pb θα πρέπει να είναι σε μηδαμινά, μη ανιχνεύσιμα επίπεδα. Άρα ο Pb που μετρήθηκε στα φύλλα των δένδρων είναι κυρίως προϊόν ατμοσφαιρικής ρύπανσης. Η υπόθεση αυτή ενισχύεται και από τη βιβλιογραφία, η οποία αναφέρει (Isermann 1977) ότι ο αερομεταφερόμενος Pb αποτίθεται στα φύλλα των δένδρων και, παρ ότι αποπλύνεται σχετικά εύκολα, ένα σημαντικό μέρος του απορροφάται από τα κύτταρα των φύλλων και των βλαστών. Η παρουσίαση της συμπεριφοράς του κάθε μετάλλου ολοκληρώνεται με τις εξής γενικές παρατηρήσεις: 1. Η σειρά κατάταξης των συγκεντρώσεων των βαρέων μετάλλων στα δένδρα είναι περίπου ίδια μ εκείνη που ισχύει στα βρύα και στους λειχήνες, δηλαδή Fe>Mn>Cu>Ni>Cr> Pb>Cd. Με εξαίρεση τον Cu η ίδια σειρά ισχύει και στην κατανομή των μετάλλων αυτών στα εδάφη της περιοχής μελέτης. Η πρόταξη του Cu έναντι των Ni και Cr μπορεί να εξηγηθεί από το μεγαλύτερο συντελεστή μεταφοράς TF του Cu, ιδιαιτερότητα που καταγράφηκε και στις τρεις κατηγορίες των φυτικών οργανισμών που ερευνήθηκαν, αλλά επιβεβαιώνεται και βιβλιογραφικά (Kabata-Pendias και Pendias 1992). 2. Από τις τρεις κατηγορίες φυτών οι μεγαλύτεροι συντελεστές μεταφοράς TF για όλα τα μέταλλα και για όλη τη λεκάνη παρουσιάζονται στα βρύα, στη συνέχεια στους λειχήνες και τέλος στα φύλλα των δένδρων. Για την τελευταία κατηγορία όλοι οι συντελεστές TF είναι μικρότεροι της μονάδας με εξαίρεση τον TF του Cd στα φύλλα του είδους Populus nigra. Μεγαλύτερες τιμές TF στα βρύα και στους λειχήνες εμφανίζουν κατά σειρά τα μέταλλα Cd, Pb και Cu, ενώ στα φύλλα των δένδρων υψηλότερος είναι κατά πρώτο λόγο ο TF του Cu και

110 κατά δεύτερο οι TF του Pb, Μn και Cd. Τις μικρότερες τιμές TF παρουσιάζουν για όλες τις κατηγορίες φυτών τα μέταλλα Ni και Cr. 3. Όσον αφορά στη συσσώρευση των μετάλλων κατά είδος δένδρου, το Pinus nigra διαφοροποιείται από τα υπόλοιπα, παρουσιάζοντας τις μέγιστες ή ελάχιστες συγκεντρώσεις για 4 από τα 7 μέταλλα. Πράγματι εμφανίζει τις μέγιστες συγκεντρώσεις Cr, Fe και Pb και την ελάχιστη Mn. Το φαινόμενο κατά το οποίο ένα είδος δένδρου εμφανίζει μέγιστα ως προς ορισμένα μέταλλα και ελάχιστα ως προς άλλα είναι συχνό και φυσιολογικό. Οφείλεται στην ανταγωνιστικότητα ορισμένων μετάλλων και στη διαφορετική τους ικανότητα να σχηματίζουν σύμπλοκα στα φύλλα, ικανότητα που επιδρά στον τελικό βαθμό συγκράτησης τους (Sawidis et al. 2001). 4. Εξετάζοντας τέλος τις πιθανές συσχετίσεις μεταξύ των μετάλλων, μέσω της αξιολόγησης των συντελεστών συσχέτισης r, διαπιστώνεται ότι δεν υπάρχει σημαντική γενική τάση. Για παράδειγμα στο είδος Pinus nigra παρατηρείται θετική συσχέτιση (r >0.70) μεταξύ των ζευγών Fe-Cr, Mn-Ni, Cu-Cd, Ni-Cu και Cu-Cd, ενώ στο Populus nigra μεταξύ Fe-Cr και Fe-Pb. Για τα άλλα δύο είδη δένδρων δεν εμφανίζονται σημαντικές συσχετίσεις μεταξύ των στοιχείων. Το γεγονός αυτό, ότι δηλαδή ο συντελεστής συσχέτισης r δεν είναι πάντοτε θετικός και μεγαλύτερος του 0.7, μπορεί να αποδοθεί στο ρυθμό και το μηχανισμό πρόσληψης από τα φύλλα, οι οποίοι δεν είναι ίδιοι για κάθε μέταλλο και για κάθε είδος. IV Χωρική κατανομή και προέλευση των μετάλλων Προκειμένου να εξεταστούν οι συσχετίσεις μεταξύ των μετάλλων των δένδρων και η χωρική κατανομή τους και να επιβεβαιωθεί η κοινή τους προέλευση συνεκτιμήθηκαν: Τα αποτελέσματα της στατιστικής ανάλυσης. Τα διαγράμματα που απεικονίζουν τη μεταβολή των συγκεντρώσεων συναρτήσει των κύριων κατευθύνσεων των ανέμων Παρατηρώντας τα εν λόγω διαγράμματα διαπιστώνουμε ότι όλα σχεδόν τα μέταλλα παρουσιάζουν ένα σχετικό μέγιστο στα σημεία δειγματοληψίας #3 και #4, τα οποία

111 ευρίσκονται κοντά στον ΑΗΣ της ΔΕΗ στην Πτολεμαΐδα (Εικ.26). Ειδικότερα τα δείγματα του σημείου #3 εμφανίζονται σε ακραίες θέσεις και στο διάγραμμα της PCA ανάλυσης (Εικ.30) με ισχυρά factor loadings για όλα σχεδόν τα είδη δένδρων και αντίστοιχες θετικές εξαρτήσεις από τους παράγοντες F1 και F2. Οι παράγοντες αυτοί συσχετίζονται ισχυρά με τα περισσότερα βαριά μέταλλα και κυρίως τον Pb, η αυξημένη παρουσία του οποίου στο σταθμό #3 μπορεί να οφείλεται και στη μεγάλη κυκλοφορία του παρακείμενου δρόμου Κοζάνης - Πτολεμαΐδας. Μικρότερα μέγιστα αντιστοιχούν στο σημείο #1 στην περιοχή του AHΣ Αμυνταίου και στα σημεία #8 και #9 κοντά στον ΑΗΣ Αγίου Δημητρίου. Πρέπει να υπογραμμιστεί ότι εκτός ελαχίστων εξαιρέσεων, (τον χαλκό στο Pyracantha coccinea και τον σίδηρο στο Pinus nigra), αυτές οι τιμές των συγκεντρώσεων είναι σημαντικά υψηλότερες από τις αντίστοιχες του σταθμού αναφοράς #11. Η συστηματικά μικρότερη επιβάρυνση του #11 επιβεβαιώνεται κι από τα αποτελέσματα της Cluster και MDS ανάλυσης (Εικ.29), όπου τα δείγματα του σημείου # 11 κατατάσσονται στην ίδια ομάδα ΙΙ για όλα τα είδη των δένδρων με εξαίρεση το Prunus amygdalus. (Η εξαίρεση αυτή είναι πιθανότατα πλασματική, αφού οφείλεται σε μια απροσδόκητα υψηλή τιμή της συγκέντρωσης του Cu, o οποίος δεν είναι ισχυρά εμπλουτισμένος στην τέφρα). Ομοίως και η PCA ανάλυση αποτυπώνει τα δείγματα του σταθμού #11 κοντά στο κέντρο των αξόνων του διαγράμματος (Εικ.30), γεγονός που σημαίνει ότι ο σταθμός #11 δεν επηρεάζεται πρακτικά από τους παράγοντες F1 και F2 και άρα η εξάρτηση του από τις αντίστοιχες ομάδες βαρέων μετάλλων είναι μικρή. Αξιοσημείωτη είναι η ξεχωριστή κατάταξη των περισσότερων σταθμών του Pinus nigra στον ίδιο κλώνο ΙΙΙ του δενδρογράμματος (Εικ.29), γεγονός που επιβεβαιώνει τη διαφορετική συμπεριφορά του είδους αυτού. Η πιθανότερη εξήγηση είναι ότι το Pinus nigra ως αειθαλές εμφανίζει αυξημένες συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων, λόγω του μεγαλύτερου χρόνου ζωής των φύλλων του (2-5 χρόνια) και ανάλογης επιβάρυνσης τους από τα αιωρούμενα σωματίδια. Η μορφή και η υφή των φύλλων παίζει, ως γνωστό, σημαντικό ρόλο στη

112 συγκράτηση των βαρέων μετάλλων που προέρχονται από ατμοσφαιρικές πηγές. Το είδος Pinus nigra έχει φύλλα αδρά με κολλώδη επιφάνεια, στην οποία προσκολλώνται ευκολότερα τα μέταλλα. Ανάλογη συμπεριφορά έχει και το Populus nigra. Αντίθετα το είδος Prunus amygdalus έχει λείο φύλλωμα που υποβοηθά στην απομάκρυνση των ατμοσφαιρικών επικαθίσεων (Sawidis et al. 2001). Εν κατακλείδι η συνδυασμένη στατιστική ανάλυση έδειξε ότι, εκτός μικροεξαιρέσεων, υπάρχει ομοιόμορφη επιβάρυνση των σταθμών δειγματοληψίας των δένδρων ανεξάρτητα από τη θέση τους στη λεκάνη Κοζάνης - Πτολεμαΐδας και την κατεύθυνση των ανέμων. Συνολικά τα ερευνηθέντα δένδρα της περιοχής γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ εμφανίζονται επιβαρημένα σε σχέση με τα αντίστοιχα του σταθμού αναφοράς. Όσον αφορά στην ομαδοποίηση των μετάλλων με βάση την πηγή προέλευσης και στις συσχετίσεις τους με τα αντίστοιχα μέταλλα του εδάφους, οι χημειομετρικές μέθοδοι οδηγούν στα παρακάτω συμπεράσματα: Τα διαγράμματα της Cluster και MDS ανάλυσης που έγιναν για το σύνολο των δειγμάτων των φύλλων δίνουν δυο βασικές ομάδες μετάλλων (Εικ. 27): την ομάδα Ι (Fe, Mn) και την ομάδα ΙΙ (Cu, Cd, Ni, Pb και Cr). Η ομάδα Ι μπορεί να ονομαστεί «ομάδα εδάφους», διότι ο Fe και το Mn είναι κύρια στοιχεία του εδάφους και σε περιεκτικότητες πολύ μεγαλύτερες από τα συνήθη ιχνοστοιχεία. Κύρια οδός εισόδου στα φύλλα για την ομάδα Ι θεωρείται το ριζικό σύστημα. Η ομάδα ΙΙ μπορεί να ονομαστεί «ομάδα ιπτάμενης τέφρας», διότι όλα της τα στοιχεία εκτός του Pb είναι εμπλουτισμένα στην ιπτάμενη τέφρα. Η συσσώρευση τους στα υπέργεια τμήματα των φυτών γίνεται κυρίως μέσω της αέριας οδού (σωματίδια ιπτάμενης τέφρας και - δευτερευόντως- επαναιωρούμενη σκόνη του εδάφους και άλλες πηγές). Η επαναιώρηση ως μηχανισμός επιβάρυνσης των φυτών με Cr και Ni σε περιοχές με υπερβασικά πετρώματα, όπως η νότιο-δυτική πλευρά της λεκάνης, αναφέρεται και στη βιβλιογραφία (Ayras et al. 1997, Ayras. και Kashulina 2000).

113 Η σαφής αυτή διάκριση της ομάδας μετάλλων της ιπτάμενης τέφρας από την ομάδα εδάφους ενισχύεται και από τις παρακάτω διαπιστώσεις: 1. Οι MDS και Cluster αναλύσεις, εφαρμοζόμενες για κάθε είδος δένδρου, δίνουν τις ίδιες ακριβώς ομάδες (εδάφους και τέφρας) με ελαφρές διαφοροποιήσεις στο εσωτερικό της ομάδας τέφρας για τα αειθαλή είδη Pinus nigra και Pyracantha coccinea. 2. Τα βρύα και οι λειχήνες στα διαγράμματα Cluster και MDS δεν εμφανίζουν την ομάδα εδάφους και η ομαδοποίηση τους είναι σημαντικά διαφορετική από εκείνη των δένδρων. Πράγματι στα εν λόγω φυτά η απουσία ριζών ελαχιστοποιεί την είσοδο μετάλλων δια μέσου του εδάφους και ανάγει την αέρια οδό σε κύριο τρόπο βιοσυσσώρευσης. Εμφανής είναι στο σχετικό δενδρόγραμμα η γειτνίαση του Cr και του Ni, στοιχείων τα οποία είναι ισχυρά εμπλουτισμένα στην ιπτάμενη τέφρα. 3. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της Spearman correlation απουσιάζει οποιαδήποτε σημαντική συσχέτιση των μετάλλων της «ομάδας ιπτάμενης τέφρας» των φυτών με τα αντίστοιχα του εδάφους, γεγονός που επικυρώνει τη σχετική ανεξαρτησία της ομάδας αυτής από το έδαφος και την προέλευση της από άλλες πηγές. 4. Τέλος η εφαρμογή της PCA σε ανάλογες έρευνες στην περιοχή της Μακεδονίας αναδεικνύει την ξεχωριστή εμφάνιση του ανθρωπογενή παράγοντα, ο οποίος περιλαμβάνει μέταλλα όπως ο Pb και το Cd (Tsakovski et al. 1999). Συνοψίζοντας τα συμπεράσματα της τελευταίας ενότητας μπορούμε να πούμε ότι η κύρια πηγή προέλευσης των μετάλλων Cu, Cd, Ni, Pb και Cr των φύλλων είναι η ιπτάμενη τέφρα, (στην οποία τα εν λόγω στοιχεία είναι εμπλουτισμένα) και τα υπόλοιπα αιωρούμενα σωματίδια με προέλευση άλλες πηγές (επαναιώρηση εδάφους, αγροτικές εργασίες, λατομεία, κλπ), ενώ η παρουσία Fe και Mn αποδίδεται κυρίως στην πρόσληψη τους από το έδαφος.

114 V. ΓΕΝΙΚΑ ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Με βάση τα αποτελέσματα των μετρήσεων ραδιονουκλιδίων και ιχνοστοιχείων στο έδαφος και στα φυτά της λεκάνης Κοζάνης Πτολεμαΐδας Αμυνταίου προκύπτουν τα εξής γενικά συμπεράσματα: Η ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους 40 Κ, 226 Ra και 228 Ra, τα οποία απαντώνται και στην ιπτάμενη τέφρα του λιγνίτη, εμφανίζει μεγάλη μεταβλητότητα και είναι απόλυτα σύμφωνη με τη φυσική ραδιενέργεια των ελληνικών εδαφών. Η κατανομή των φυσικών ραδιονουκλιδίων στο έδαφος είναι ανεξάρτητη από τη θέση των ΑΗΣ της ΔΕΗ, όπως και από την κατεύθυνση των επικρατέστερων ανέμων. Τα παραπάνω συνηγορούν υπέρ της φυσικής προέλευσης των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους. Επομένως και επί του παρόντος το επιφανειακό έδαφος μέχρι το βάθος των 20 cm μπορεί να θεωρηθεί ότι κατά μέσο όρο δεν έχει ρυπανθεί από τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας. Όσον αφορά στο ραδιοκαίσιο 137 Cs, το οποίο προέρχεται από τις ατομικές δοκιμές και το Chernobyl, είναι ακόμη παρόν στη περιοχή με μια τιμή Bq/kg στα πρώτα 20 cm του εδάφους, στο στρώμα δηλαδή που αναπτύσσονται οι ρίζες των περισσοτέρων φυτών. Οι συγκεντρώσεις του είναι ελαφρώς μεγαλύτερες στο επιφανειακό στρώμα του αδιατάρακτου εδάφους (0-10 cm) από ότι στο βαθύτερο (10-20 cm), γεγονός που επιβεβαιώνει ότι το 137 Cs παραμένει πρακτικά στην ίδια θέση από το 1987 έως σήμερα λόγω της εξαιρετικά αργής ταχύτητας διάχυσης του στα βαθύτερα στρώματα του εδάφους. Σχετικά με τη διασπορά των ιχνοστοιχείων που εκλύονται στην ατμόσφαιρα μέσω κυρίως της τέφρας καπναερίων της ΔΕΗ το γενικό συμπέρασμα είναι ότι δεν προκύπτει ορατή ρυπαντική επιβάρυνση του εδάφους της λεκάνης Κοζάνης Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου. Η επεξεργασία και οι συσχετίσεις των μετρήσεων αποδεικνύουν ότι τα ιχνοστοιχεία του εδάφους και της ιπτάμενης τέφρας έχουν κοινή προέλευση. Τα στοιχεία Cr, Ni, As, Cd και Co συναντώνται εμπλουτισμένα και στην ιπτάμενη τέφρα και στα δείγματα εδάφους σε

115 συγκεντρώσεις μέχρι και 25πλάσιες από εκείνες του στερεού φλοιού της γης. Επιπλέον η χωρική κατανομή των ιχνοστοιχείων του εδάφους, με εξαίρεση ένα τμήμα στη νοτιοδυτική περιοχή της λεκάνης, δε δείχνει καμία συσχέτιση με την κύρια κυκλοφορία των ανέμων. Στο τμήμα αυτό, που βρίσκεται μέσα στη ζώνη σημαντικής εναπόθεσης των εισπνεύσιμων σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας PM 10, παρατηρούνται αυξημένες συγκεντρώσεις των Cr, Mn, Ni και Co με πιο υψηλή εκείνη του Ni. Οι υψηλές αυτές συγκεντρώσεις πρέπει ν αποδοθούν μάλλον στο υψηλό φυσικό υπόβαθρο των στοιχείων αυτών στο έδαφος, παρά στη διασπορά των σωματιδίων PM 10 που αποτίθενται και στο νότιο τμήμα της λεκάνης. Σε κάθε περίπτωση όμως δε φαίνεται να προκύπτουν σοβαρές περιβαλλοντικές επιπτώσεις. Ο λόγος είναι ότι τόσο το Cr 3+ που αποτελεί το μεγαλύτερο μέρος του ολικού Cr, όσο και το Ni σε αλκαλικά εδάφη, όπως της εν λόγω περιοχής, είναι αδιάλυτα και ουσιαστικά ακινητοποιημένα. Όσον αφορά στη βιοσυσσώρευση και στην κατανομή των ραδιονουκλιδίων στα δείγματα των φυτών προκύπτουν τα εξής συμπεράσματα: Το 137 Cs ανιχνεύεται στα φύλλα των δένδρων σε απειροελάχιστες ποσότητες της τάξης των 0.4 Βq/kg. H μείωση του στην εξαετή διάρκεια της έρευνας διαπιστώθηκε ότι είναι εκθετική συνάρτηση, η οποία προσδιορίστηκε πλήρως. Οι συγκεντρώσεις του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων συσχετίζονται αντίστροφα με εκείνες του 40 Κ, ενώ δε συμβαίνει το ίδιο με τα βρύα και τους λειχήνες, που δε χρησιμοποιούν για την ανάπτυξη τους την εδαφική οδό, αλλά συσσωρεύουν αδιακρίτως όσα συστατικά της ατμόσφαιρας μπορούν να προσληφθούν. Η προέλευση του 137 Cs των δένδρων (με δεδομένο ότι το απόθεμα τους από το Chernobyl έχει σχεδόν εκπνεύσει) πρέπει να αποδοθεί στην επαναιώρηση του εδαφικού 137 Cs και δευτερευόντως στην πρόσληψη από τις ρίζες, η οποία βέβαια δεν είναι σημαντική λόγω των αλκαλικών εδαφικών συνθηκών και της επαρκούς ποσότητας του ανταλλάξιμου καλίου. Τέλος ο συντελεστής μεταφοράς TF του 137 Cs παραμένει ο ίδιος περίπου για όλα τα

116 είδη δένδρων και μέσα στα όρια των βιβλιογραφικών δεδομένων, γεγονός που αποδεικνύει την ανεξαρτησία του από το χρόνο και από το είδος του δένδρου. Στα βρύα και στους λειχήνες οι συγκεντρώσεις του 137 Cs παραμένουν σε υψηλά επίπεδα, γεγονός που συνεπάγεται μεγάλες τιμές των συντελεστών μεταφοράς. Δεδομένης της μεγάλης ηλικίας των δειγμάτων και της απουσίας ριζικού συστήματος η προέλευση ραδιοκαισίου αποδίδεται σχεδόν αποκλειστικά στο ατύχημα του Chernobyl. Σχετικά με τα φυσικά ραδιονουκλίδια του ραδίου ανιχνεύονται μικρές ποσότητες 226 Ra στο 20% περίπου των δειγμάτων των δένδρων, κυρίως σ εκείνα που γειτνιάζουν με επιβαρημένες περιοχές (ΑΗΣ Πτολεμαΐδας), ενώ τα δείγματα του σταθμού αναφοράς παραμένουν καθαρά. Όμως στα βρύα και στους λειχήνες οι συγκεντρώσεις του 226 Ra είναι συστηματικά υψηλότερες, μέχρι και 6 φορές, από τις αντίστοιχες της βιβλιογραφίας. Η αιτία αποδίδεται στη μακρόχρονη επικάθιση των σωματιδίων της ιπτάμενης τέφρας της ΔΕΗ η οποία έχει συγκεντρώσεις 226 Ra σημαντικά μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες του 228 Ra. Η ανισότητα αυτή αποτυπώνεται και στα βρύα και στους λειχήνες όπου ο λόγος 226 Ra/ 228 Ra είναι συστηματικά μεγαλύτερος της μονάδας (~1.7 ), ενώ η αναλογία στο έδαφος είναι περίπου 1:1. Επιπλέον, τα αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA επιβεβαιώνουν αυτή την υπόθεση, κατατάσσοντας τα δύο ισότοπα του ραδίου σε ξεχωριστή ομάδα μη εδαφικής προέλευσης, την «ομάδα ιπτάμενης τέφρας». Τέλος σχετικά με την ικανότητα βιοσυσσώρευσης του 137 Cs στα ερευνηθέντα είδη διαπιστώθηκε ότι 14 χρόνια μετά το Chernobyl οι διαφορές μεταξύ βρύων και λειχήνων τείνουν να ελαχιστοποιηθούν, αφού οι μέσοι συντελεστές μεταφοράς του 137 Cs είναι σχεδόν ίδιοι. Από τα βρύα το είδος Grimmia loevigata είναι ο καλύτερος δείκτης 137 Cs, ενώ από τους λειχήνες το είδος Pertusaria sp. Για τα ραδιονουκλίδια του ραδίου όμως τα βρύα έχουν σαφές προβάδισμα έναντι των λειχήνων. Από τα πρώτα καλύτερος δείκτης ραδίου είναι το είδος Grimmia pulvinata, ενώ από τους λειχήνες η Xanthoria parietina. Kαι για τις δυο κατηγορίες φυτών, βρύων και

117 λειχήνων, τα επιλιθικά είδη κατατάσσονται πρώτα στην ικανότητα βιοσυσσώρευσης καισίου και ραδίου, ενώ τα επίγεια τελευταία. Όσον αφορά στην επιβάρυνση των φυτικών οργανισμών με βαριά μέταλλα και στη βιοσυσσώρευση μέσω της αέριας και της γήινης οδού προκύπτουν τα εξής γενικά συμπεράσματα: Τα βρύα εμφανίζουν κανονικά μεγαλύτερες συγκεντρώσεις από τις αντίστοιχες των λειχήνων, όπως προκύπτει από τις τιμές των συντελεστών μεταφοράς TF οι οποίοι είναι συστηματικά μεγαλύτεροι στα βρύα. Από τα βρύα το είδος Grimmia loevigata είναι ο καλύτερος δείκτης του Cr και του Fe, ενώ για τους λειχήνες το είδος Cladonia convoluta είναι ο καλύτερος δείκτης του Cr. Στα φύλλα των δένδρων οι συγκεντρώσεις των πέντε από τα επτά μέταλλα (Cr, Mn, Fe, Ni, Cd και Pb) σε όλα τα είδη δένδρων είναι συστηματικά υψηλότερες από εκείνες του σταθμού αναφοράς. Σε μερικές περιπτώσεις μάλιστα πλησιάζουν τα βιβλιογραφικά όρια περίσσειας / τοξικότητας, χωρίς όμως να τα υπερβαίνουν. Εξετάζοντας για κάθε μέταλλο την περίπτωση αποκλειστικής προέλευσης του από το έδαφος διαπιστώνεται ότι κάτι τέτοιο δεν ισχύει, είτε λόγω των χαμηλών συγκεντρώσεων ορισμένων μετάλλων στο έδαφος είτε λόγω των εδαφικών παραγόντων, όπως το αλκαλικό ph και οι υψηλές συγκεντρώσεις ασβεστίου, που επικρατούν στα περισσότερα εδάφη της λεκάνης. Οι παράγοντες αυτοί ακινητοποιούν τα περισσότερα μέταλλα και διαμορφώνουν χαμηλούς συντελεστές μεταφοράς τους μέσω των ριζών. Εφόσον όμως η πιθανότητα πρόσληψης από το έδαφος ελαχιστοποιείται, τότε οι υψηλότερες συγκεντρώσεις των μετάλλων στα φύλλα των περισσότερων σταθμών σε σχέση με το σταθμό αναφοράς πρέπει να αποδοθούν στην πρόσληψη μέσω της αέριας οδού δηλαδή στα αιωρούμενα σωματίδια και κυρίως σ εκείνα της ιπτάμενης τέφρας, η οποία περιέχει τα εν λόγω μέταλλα σε συγκεντρώσεις μεγαλύτερες από εκείνες του στερεού φλοιού της γης.

118 Οι χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των μετάλλων και των σταθμών δειγματοληψίας (Cluster, MDS και PCA) επιβεβαιώνουν την παραπάνω διαπίστωση και υποδεικνύουν την πηγή προέλευσης του κάθε μετάλλου στα φύλλα των δένδρων. Συγκεκριμένα η πηγή προέλευσης του Cu, Cd, Ni, Pb και Cr είναι κυρίως τα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας, στην οποία τα εν λόγω μέταλλα είναι εμπλουτισμένα, ενώ η παρουσία Fe και Mn αποδίδεται κυρίως στην πρόσληψη τους από το έδαφος. Η διάκριση αυτή των μετάλλων σε «ομάδα ιπτάμενης τέφρας» και σε «ομάδα εδάφους» λογικά καταργείται στα βρύα και στους λειχήνες, που δεν εμφανίζουν ξεχωριστά την ομάδα εδάφους λόγω απουσίας ριζών. Όσον αφορά στη χωρική κατανομή των σταθμών δειγματοληψίας, τα δένδρα της περιοχής γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ (και κυρίως στον ΑΗΣ Πτολεμαΐδας) εμφανίζονται πιο επιβαρημένα, χωρίς όμως οι διαφοροποιήσεις να είναι έντονες. Αξιοσημείωτη τέλος είναι η ξεχωριστή κατάταξη του είδους Pinus nigra, το οποίο ως αειθαλές εμφανίζει αυξημένες συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων λόγω μακροβιότερης έκθεσης του στα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας. Εν κατακλείδι και επί του παρόντος δεν προκύπτει επιβάρυνση του εδάφους 0-20 cm στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας με ραδιονουκλίδια και ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας. Πιθανόν όμως η εικόνα αυτή να μην ισχύει για το επιφανειακό στρώμα 0-1 cm το οποίο πρέπει να ερευνηθεί συμπληρώνοντας και συνεχίζοντας την παρούσα εργασία. Όσον αφορά στους φυτικούς οργανισμούς όμως η επιβάρυνση, αν και δεν ξεπερνά τα θεσμοθετημένα όρια, είναι ορατή. Μια περισσότερο συστηματική μελέτη είναι αναγκαία, κυρίως στα καλλιεργούμενα είδη φυτών, τα οποία εισέρχονται στην τροφική αλυσίδα του ανθρώπου. Εκ των πραγμάτων λοιπόν προκύπτει η ανάγκη για διεύρυνση και συνέχιση της παρούσας εργασίας σε πρόσθετα πεδία, όπως είναι: η πιθανή παρουσία ραδιονουκλιδίων και ιχνοστοιχείων της ιπτάμενης τέφρας στα νέα - αποκατεστημένα - εδάφη των ορυχείων, καθώς και στα χρησιμοποιούμενα εκεί φυτικά είδη,

119 οι συγκεντρώσεις και η προέλευση του ραδονίου στον αέρα, στο έδαφος και στις περιοχές των αποθέσεων της τέφρας, η κατανομή των ραδιονουκλιδίων και των ιχνοστοιχείων στα αιωρούμενα σωματίδια σε συνάρτηση με το μέγεθος τους, κλπ, ώστε να ολοκληρωθεί, κατά το δυνατόν, η έρευνα της επιβάρυνσης της περιοχής από τους ιχνορρυπαντές, ραδιενεργούς και μη, της ιπτάμενης τέφρας του λιγνίτη.

120 VΙ. ΠΕΡΙΛΗΨΗ Ο λιγνίτης περιέχει, ως γνωστό, έναν μεγάλο αριθμό ιχνοστοιχείων και φυσικών ραδιονουκλιδίων. Κατά την καύση του στις εγκαταστάσεις παραγωγής ενέργειας οι ιχνορρυπαντές αυτοί απελευθερώνονται στην ατμόσφαιρα μέσω της ιπτάμενης τέφρας και διαχέονται στο περιβάλλον. Στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας είναι εγκατεστημένοι τέσσερις ατμοηλεκτρικοί, λιγνιτικοί σταθμοί της ΔΕΗ, οι οποίοι παράγουν το 70% της ηλεκτρικής ενέργειας της χώρας και εκπέμπουν ετησίως περίπου 21,400 τόνους ιπτάμενης τέφρας. Για να ερευνηθεί η πιθανή επιβάρυνση του εδάφους και των φυτικών οργανισμών στη γειτονία των σταθμών της ΔΕΗ από τα ραδιονουκλίδια και τα ιχνοστοιχεία της τέφρας επιλέχτηκαν 27 σταθμοί δειγματοληψίας εδάφους και 11 σταθμοί φυτικών οργανισμών. Από τους σταθμούς αυτούς συλλέχτηκαν δείγματα καλλιεργημένου και αδιατάρακτου εδάφους, δείγματα φύλλων από 4 είδη δένδρων καθώς και δείγματα βρύων και λειχήνων. Κατόπιν μετρήθηκαν οι ειδικές ενεργότητες των κυριότερων φυσικών ραδιονουκλιδίων καθώς και του ραδιοκαισίου σ όλα τα δείγματα με τη μέθοδο της γ-φασματοσκοπίας και με ανιχνευτή HP-Ge της Silena (1.9 kev στα 1.33 MeV για 60 Co, απόδοση 10.6%). Ομοίως μετρήθηκαν οι συγκεντρώσεις 16 ιχνοστοιχείων και 7 βαρέων μετάλλων στα δείγματα εδάφους και φυτών με τη βοήθεια των εξής φασματομέτρων: α) Perkin Elmer Plasma 1000 ICP-AES, β) Varian Spectra AA 220 FS GF-AAS και γ) Perkin Elmer AAS Aanalyst 800. Προσδιορίστηκαν επίσης οι συντελεστές μεταφοράς των στοιχείων αυτών, που ορίζονται ως οι λόγοι των συγκεντρώσεων στα φυτά προς τις αντίστοιχες του εδάφους. Από τη στατιστική επεξεργασία και την αξιολόγηση των μετρήσεων προέκυψαν τα εξής τελικά συμπεράσματα: Η ειδική ενεργότητα των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους 40 Κ, 226 Ra και 228 Ra, τα οποία απαντώνται και στην ιπτάμενη τέφρα, εμφανίζει μεγάλη μεταβλητότητα και είναι απόλυτα σύμφωνη με τη φυσική ραδιενέργεια των Ελληνικών εδαφών. Η κατανομή τους στο

121 έδαφος είναι ανεξάρτητη από τη θέση των ΑΗΣ της ΔΕΗ, όπως και από την κατεύθυνση των επικρατέστερων ανέμων, ενώ απουσιάζουν οποιεσδήποτε συσχετίσεις μεταξύ τους. Τα παραπάνω συνηγορούν υπέρ της φυσικής προέλευσης των φυσικών ραδιονουκλιδίων του εδάφους. Επομένως και επί του παρόντος το επιφανειακό έδαφος μέχρι το βάθος των 20cm μπορεί να θεωρηθεί ότι δεν έχει ρυπανθεί από τα ραδιονουκλίδια της ιπτάμενης τέφρας. Αναφορικά με το ραδιοκαίσιο 137 Cs, το οποίο προέρχεται από τις ατομικές δοκιμές και το Chernobyl, ανιχνεύεται ακόμη στα πρώτα 20 cm του εδάφους, στο στρώμα δηλαδή που αναπτύσσονται οι ρίζες των περισσοτέρων φυτών. Οι συγκεντρώσεις του είναι ελαφρώς μεγαλύτερες στο επιφανειακό στρώμα του αδιατάρακτου εδάφους (0-10 cm) από ότι στο κατώτερο (10-20 cm), γεγονός που επιβεβαιώνει ότι το 137 Cs παραμένει πρακτικά στην ίδια θέση από το 1987 έως σήμερα, λόγω της εξαιρετικά αργής ταχύτητας διάχυσης του στα βαθύτερα στρώματα του εδάφους. Σχετικά με τα ιχνοστοιχεία του εδάφους όλες οι συγκεντρώσεις τους είναι συγκρίσιμες μ εκείνες παρόμοιων εργασιών και με εξαίρεση το Ni ευρίσκονται εντός των προβλεπομένων ορίων. Τα στοιχεία Cr, Co, Ni, As και Cd συναντώνται και στην ιπτάμενη τέφρα και στα δείγματα εδάφους σε μέσες συγκεντρώσεις μέχρι και 25 φορές μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες του στερεού φλοιού της γης. Η στατιστική επεξεργασία και οι συσχετίσεις των αποτελεσμάτων αποδεικνύουν ότι τα ιχνοστοιχεία του εδάφους και της ιπτάμενης τέφρας έχουν κοινή προέλευση. Επιπλέον η χωρική κατανομή των ιχνοστοιχείων του εδάφους, με εξαίρεση ένα τμήμα στη νοτιοδυτική περιοχή της λεκάνης δε δείχνει καμία συσχέτιση με την κύρια κυκλοφορία των ανέμων. Στο τμήμα αυτό παρατηρούνται αυξημένες συγκεντρώσεις των Cr, Mn, Ni και Co με πιο υψηλή εκείνη του Ni. Οι υψηλές αυτές συγκεντρώσεις αποδίδονται κυρίως στο γεωλογικό υπόβαθρο των στοιχείων αυτών, παρά στα αιωρούμενα εισπνεύσιμα σωματίδια PM 10 της τέφρας, τα οποία σύμφωνα με τα μοντέλα διασποράς μεταφέρονται και αποτίθενται σ αυτό το τμήμα της λεκάνης.

122 Όσον αφορά στην βιοσυσσώρευση και στην κατανομή των ραδιονουκλιδίων στα δείγματα των φυτών σημειώνονται τα εξής: Το 137 Cs ανιχνεύεται στα φύλλα των δένδρων σε απειροελάχιστες ποσότητες της τάξης των 0.4 Βq/Kg και προέρχεται κυρίως από την επαναιώρηση του εδάφους. H μείωση του στην εξαετή διάρκεια της έρευνας διαπιστώθηκε ότι είναι εκθετική συνάρτηση, της οποίας οι παράμετροι υπολογίστηκαν γραφικά. Οι συγκεντρώσεις του 137 Cs στα φύλλα των δένδρων συσχετίζονται αντίστροφα με εκείνες του 40 Κ, γεγονός που επιβεβαιώνει την υποκατάσταση μέρους του 40 Κ στα φυτά από το 137 Cs και την πρόσληψη του τελευταίου μέσω και του ριζικού συστήματος. Aντίθετα οι συγκεντρώσεις 137 Cs και 40 Κ δεν εμφανίζουν ανταγωνιστική σχέση στους λειχήνες και στα βρύα, τα οποία συμπεριφερόμενα ως φίλτρα της ατμόσφαιρας συσσωρεύουν και τα δύο ραδιοϊσότοπα σε αναλογική συσχέτιση. Οι συγκεντρώσεις του 137 Cs τόσο στα βρύα όσο και στους λειχήνες παραμένουν σε υψηλά επίπεδα, γεγονός που συνεπάγεται υψηλές τιμές των συντελεστών μεταφοράς. Δεδομένης της μεγάλης ηλικίας των δειγμάτων και της ύπαρξης του 134 Cs η προέλευση του ραδιοκαισίου στους λειχήνες και στα βρύα αποδίδεται σχεδόν αποκλειστικά στο ατύχημα του Chernobyl. Σχετικά με τα φυσικά ραδιονουκλίδια 226 Ra και 228 Ra δε διαπιστώνονται ανιχνεύσιμες ποσότητες στα δένδρα, με ελάχιστες εξαιρέσεις (ΑΗΣ Πτολεμαΐδας). Όμως οι συγκεντρώσεις τους στα βρύα και στους λειχήνες είναι συστηματικά υψηλότερες από τις αντίστοιχες της βιβλιογραφίας. Η αιτία αποδίδεται στα αιωρούμενα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας της ΔΕΗ η οποία έχει συγκεντρώσεις 226 Ra σημαντικά μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες του 228 Ra. Η ανισότητα αυτή αποτυπώνεται και στα βρύα και στους λειχήνες, όπου ο λόγος 226 Ra/ 228 Ra είναι συστηματικά μεγαλύτερος της μονάδας (~1.7), ενώ η αναλογία στο έδαφος είναι περίπου 1:1. Επιπλέον, τα αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA επιβεβαιώνουν αυτή την υπόθεση, κατατάσσοντας τα δύο ισότοπα του ραδίου σε ξεχωριστή ομάδα, μη εδαφικής προέλευσης.

123 Τέλος σχετικά με την ικανότητα βιοσυσσώρευσης των ερευνηθέντων ειδών διαπιστώθηκε ότι 16 χρόνια μετά το Chernobyl οι διαφορές μεταξύ βρύων και λειχήνων τείνουν να ελαχιστοποιηθούν, αφού οι μέσοι συντελεστές μεταφοράς του 137 Cs είναι σχεδόν ίδιοι. Από τα βρύα το είδος Grimmia loevigata είναι ο καλύτερος δείκτης 137 Cs, ενώ από τους λειχήνες το είδος Pertusaria sp. Για τα ραδιονουκλίδια του ραδίου όμως τα βρύα έχουν σαφές προβάδισμα έναντι των λειχήνων. Από τα πρώτα καλύτερος δείκτης ραδίου είναι το είδος Grimmia pulvinata, ενώ από τους λειχήνες η Xanthoria parietina. Όσον αφορά στην κατανομή των βαρέων μετάλλων στους φυτικούς οργανισμούς και στη βιοσυσσώρευση τους μέσω της αέριας και της γήινης οδού υπογραμμίζονται τα εξής: Τα βρύα εμφανίζουν μεγαλύτερους συντελεστές μεταφοράς TF από τους λειχήνες, και άρα μεγαλύτερο βαθμό βιοσυσσώρευσης. Στα δένδρα οι TF είναι πολύ μικρότεροι και πάντοτε κάτω της μονάδας. Από τα βρύα το είδος Grimmia loevigata είναι ο καλύτερος δείκτης των Cr και Fe, ενώ για τους λειχήνες το είδος Cladonia convoluta είναι ο καλύτερος δείκτης του Cr. Στα φύλλα όλων των ειδών δένδρων οι συγκεντρώσεις των περισσότερων μετάλλων (Cr, Mn, Fe, Ni, Cd και Pb) είναι συστηματικά υψηλότερες από εκείνες του σταθμού αναφοράς. Η αιτία δεν μπορεί να αποδοθεί στην αποκλειστική πρόσληψη από τη γήινη οδό διότι 1 ον ) οι συγκεντρώσεις ορισμένων μετάλλων στο έδαφος είναι πολύ χαμηλές και 2 ον ) τα χαρακτηριστικά των περισσότερων εδαφών της περιοχής μελέτης, όπως το αλκαλικό ph και οι υψηλές συγκεντρώσεις ασβεστίου, μειώνουν δραστικά την κινητικότητα των περισσότερων μετάλλων και διαμορφώνουν χαμηλούς συντελεστές μεταφοράς τους στα φυτά. Εφόσον όμως η πιθανότητα πρόσληψης από το έδαφος ελαχιστοποιείται, τότε οι σχετικά υψηλές συγκεντρώσεις των μετάλλων στα φύλλα των περισσότερων δένδρων πρέπει να αποδοθούν στην πρόσληψη μέσω της αέριας οδού, δηλαδή στα αιωρούμενα σωματίδια και κυρίως σ εκείνα της ιπτάμενης τέφρας, η οποία είναι πλούσια στα περισσότερα από τα ερευνηθέντα μέταλλα. Στο συμπέρασμα αυτό οδηγούν και οι χημειομετρικές μέθοδοι κατάταξης των μετάλλων (Cluster, MDS και PCA), οι οποίες υποδεικνύουν την πηγή προέλευσης των κάθε μετάλλου. Συγκεκριμένα η κύρια πηγή προέλευσης των μετάλλων Cu, Cd, Ni, Pb και Cr είναι

124 τα σωματίδια της ιπτάμενης τέφρας, ενώ η παρουσία Fe και Mn αποδίδεται κυρίως στην πρόσληψη τους από το έδαφος. Η διάκριση αυτή των μετάλλων σε «ομάδα ιπτάμενης τέφρας» και σε «ομάδα εδάφους» δεν ισχύει στα βρύα και στους λειχήνες, γεγονός απόλυτα λογικό αφού τα συστατικά των εν λόγω οργανισμών προσλαμβάνονται αποκλειστικά σχεδόν από την ατμόσφαιρα. Τέλος η χωρική κατανομή των σταθμών δειγματοληψίας εμφανίζει τα δένδρα της περιοχής γύρω από τους ΑΗΣ της ΔΕΗ (και κυρίως στον ΑΗΣ Πτολεμαΐδας) πιο επιβαρημένα, χωρίς όμως οι διαφοροποιήσεις να είναι έντονες. Συμπερασματικά μπορούμε να πούμε ότι κατά μέσο όρο δεν προκύπτει ανιχνεύσιμη επιβάρυνση του εδάφους 0-20 cm στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας με ραδιονουκλίδια και ιχνοστοιχεία της ιπτάμενης τέφρας. Σχετικά με τους φυτικούς οργανισμούς όμως η επιβάρυνση, αν και δεν ξεπερνά τα θεσμοθετημένα όρια, είναι ορατή. Μια πιο συστηματική διερεύνηση είναι από τα πράγματα αναγκαία, κυρίως στα καλλιεργούμενα είδη φυτών που εισέρχονται στην τροφική αλυσίδα του ανθρώπου.

125 Study of the bio-accumulation of heavy metals and radionuclides of plants in West Macedonia Doctoral dissertation by Tsikritzis L.I. SUMMARY It is a well-known fact that lignite contains a great number of trace elements and natural radionuclides. During lignite combustion in the lignite fired power plants these tracepollutants are discharged into the atmosphere through fly ash, and subsequently disperse in the environment. In the West Macedonia Lignite Centre there are four lignite power plants of the Public Power Corporation (PPC), which generate 70% of the electric energy of the country and emit about 21,400 tons of fly ash per year. In order to investigate a potential pollution of the soil as well as the plants in the vicinity of the PPC power plants caused by the radionuclides and the fly ash trace elements, we chose 27 soil sample stations and 11 plant stations. Cultivated and undisturbed soil samples were selected from these stations as well as leaf samples from 4 species of trees, and moss and lichen samples. We subsequently measured the specific activity of the main natural radioisotopes and the radiocesium in all samples by means of a Silena HP-Ge γ-spectroscopy detector (1.9 kev in 1.33 MeV for 60 Co, output 10.6%). We also measured the concentrations of 16 trace elements and 7 heavy metals in the soil and plant samples by means of the following spectrometers: a) Perkin Elmer Plasma 1000 ICP-AES, b) Varian Spectra AA-220 FS GF- AAS and c) Perkin Elmer AAS Analyst 800. We eventually determined the transfer factors of these elements, which are defined as the ratio of the concentrations in the plants to the respective concentrations on the soil. The statistical acquisition and evaluation of the measurements led to the following final conclusions:

126 The specific activity of the soil natural radionuclides 40 K, 226 Ra and 228 Ra, which can be found in fly ash, displays high variability and is in perfect accordance with the natural radioactivity of Greek soils. Their distribution on the soil is independent of the PPC power plants as well as the dominant directions of the winds whereas there are no correlations whatsoever between them. The above mentioned conclusions advocate a natural origin of the natural radionuclides of the soil. Consequently the topsoil has not yet been polluted by fly ash radionuclides to a depth of 20 cm. With regard to radiocesium 137 Cs, which comes from nuclear tests and the Chernobyl accident, we found that it can still be traced in the upper 20 cm of the soil, i.e. the layer where most plant roots develop. Its concentrations are slightly higher in the upper part of the undisturbed soil (0-10 cm) than in the lower part (10-20 cm), which confirms that 137 Cs has remained in the same position since 1987 due to the extremely low diffusion speed in the deeper parts of the soil. As far as soil trace elements are concerned their concentrations are comparable to those quoted in similar works and, with the exception of Ni, they fall under the limits of the legislation. Elements Cr, Co, Ni, As and Cd exist in ash and in soil samples in average concentrations which are up to 25 times higher than the respective concentrations in the crust of the earth. The statistical processing and the correlations of the results prove that the trace elements of the soil and those of the fly ash have a common origin. Additionally, with the exception of an area in the northwest part of the basin, the spatial distribution of the trace elements of the soil shows no correlation with the dominant wind directions. In this area, which lies in the noticeable deposition area of the fly ash, we can observe increased concentrations of Cr, Mn, Ni and Co, the highest being that of the Ni. These high concentrations are attributed mainly to the geological background of these elements rather than to the respirable suspended particles PM 10 of the fly ash, which are transported and deposited on this part of the basin according to the dispersion models.

127 With regard to the concentration and the distribution of radionuclides in the plant samples, the following are noted: 137 Cs can be traced in the tree leaves in infinitesimal quantities of approximately 0,4 Bq/kg and it is largely originated from the soil resuspension. The decrease of the 137 Cs concentration during the six year long research has been found to be an exponential function whose parameters have been graphically calculated. 137 Cs in the tree leaves are inversely related to those of 40 K, which confirms the replacement of part of the 137 Cs in plants with 137 Cs, and the uptake of the latter through the roots as well. Conversely, the 137 Cs and 40 K concentrations do not display any competitive attitude to mosses and lichens, because the latter act as atmosphere filters and they accumulate both radionuclides in a directly related manner. The 137 Cs concentrations both in mosses and in lichens remain high, which implies high transfer factor values. Given the old age of the samples and the existence of 134 Cs, the origin of radiocesium is almost exclusively attributed to the Chernobyl accident. With a few exceptions, natural radionuclides 226 Ra and 228 Ra have not been found in traceable qualities on trees. Their concentrations on mosses and lichens, however, are systematically higher than their respective concentrations quoted in the bibliography. This can be attributed to the suspended particles of the PPC fly ash, whose 226 Ra concentrations are considerably higher than the respective 228 Ra concentrations. This inequality is also imprinted in mosses and lichens, where the ratio 226 Ra / 228 Ra is systematically more than 1, (~1.7). Additionally the results of PCA factor analysis also confirm this assumption, thus classifying the two radioinuclides of radium in a separate group, which is of no ground origin. Lastly, with regard to the bio-accumulating capacity of the investigated species, we have found that 16 years after the Chernobyl fallout the differences between mosses and lichens tend to be minimised since the average 137 Cs transfer factors are almost the same. Of all mosses, species Grimmia loevigata is the best 137 Cs indicator, whereas in lichens it is species Pertusaria sp. With regard to Radium isotopes 226 Ra and 228 Ra, though, mosses

128 take precedence over lichens. Species Grimmia loevigata is the best radium indicator of all mosses, whereas Xanthoria parietina is the best of all lichens. With regard to the dispersion of heavy metals in plants and to their bio-accumulation through the air and the soil we have to point out the following: Mosses display higher transfer factors TF than lichens and therefore a higher bio-accumulation level. TF is much smaller in trees and always <1. Grimmia Ioevigata is the best Cr and Fe indicator of all mosses, whereas the species Cladonia convoluta is the best Cr indicator of all lichens. The concentrations of most metals (Cr, Mn, Fe, Ni, Cd and Pb) in the leaves of all the species of trees are systematically higher than those of the reference station. This cannot be attributed to their exclusive uptake through the soil because: 1) the concentrations of certain metals in the soil are very low 2) the characteristics of most soils in the study area, such as the alkaline ph and the high concentrations of calcium, drastically reduce the mobility of most metals and result in low transfer factors to the plants. Since the possibility of soil uptake is however reduced to the minimum, the relatively high concentrations of metals in the leaves of most trees must be attributed to uptake through the atmosphere, i.e. the deposition of the suspended particles and mainly those ones of the fly ash, which is rich in most of the investigated metals. We can reach the same conclusion through the chemometrical methods of metal classification (Cluster, MDS and PCA), which indicate the origin of every metal. More specifically, the main source of metals Cu, Cd, Ni, Pb and Cr is the fly ash particles, whereas the presence of Fe and Mn is basically attributed to their uptake from the soil. This division of metals into fly ash group and soil group does not apply to mosses and lichens, which is quite reasonable since the nutrients and other ingredients of these organisms are almost exclusively uptaken from the atmosphere. Lastly, the spatial distribution of the sampling stations shows that the trees around the PPC power plants (especially the Ptolemais one) are more polluted without great differences though.

129 We can conclude that there has been non- detectable loading of the soil to a depth of 0-20 cm in the West Macedonia Lignite Centre, caused by radionuclides and fly ash trace elements. There is, however, a discernible loading in plants, which does not exceed the legally established limits. A more systematic investigation is essential, especially in cultivated species of plants, which enter the human food chain.

130 Etude de bio-accumulation des metaux lourds et de radionuclides des plantes en Macedoine de l' Ouest. Dissertation doctorale redigee par Tsikritzis L.I. RESUMÉ Le lignite, comme on le sait contient un grand nombre d' elements traces et des radio nucleides naturels. Pendant la combustion du lignite dans les centrales, ses polluants sous forme de traces se liberent dans l atmosphere a travers les cendres volantes et se dispersent dans l environnement. Dans les centres de lignite de la Macedoine d Ouest, 4 centrales de l Electricite de Grece (DEI) qui produisent 70% de l energie electrique du pays, sont installées et emettent environ 21,400 tonnes par an des cendres volatntes. Pour examiner la pollution eventuelle du sol et celle des organismes naturels par les radionucleides et par les elements en traces de cendres volantes au voisinage des centrales de DEI, 27 stations d echantillonnage de sol et 11 stations d organismes naturels ont eté selectionnées. Des echantillons de terre cultivée et de terre non-cultivée y ont eté recueillis. De même que des echantillons de feuilles d arbres de 4 especes, ainsi que des echantillons de mousses et de lichens. Ensuite, les radioactivités speciales des radioisotopes naturels, les plus essentiels, ainsi que celles du radiocesium, ont ete mesurées, dans tous les echantillons, par spectroscopie avec un detecteur HP-Ge de Silena (1.9KeV aux 1.33 MeV pour 60 Co, rentable 10.6%). De la même facon, les concentrations de 16 elements traces et de 7 metaux lourds ont eté mesurées dans les echantillons de sol et de plantes à l aide des spectrometres suivants: Premierement Perkin Elmer Plasma 1000 ICP- AES, DeuxiementVarian Spectra AA- 220 FS GF-AAS et enfin Perkin Elmer AAS Aanalyst 800.

131 Les facteurs de transport de ces elements, definis comme le rapport de la concentration de ces elements dans les plantes sur celles dans le sol, ont ete determinés. L elaboration statistique et l evaluation des mesures nous ont conduit aux conclusions suivantes: La radioactivité speciale des radionucleides du sol 40 K, 226 Ra et 228 Ra que l' on rencontre egalement dans les cendres volantes, presente une grande diversite et elle est en accord parfait avec la radioactivité naturelle des terres Grecques. Leur distribution dans le sol est independante de l emplacement des centrales de DEI ainsi que de la direction des vents dominants alors qu il n' existe aucune correlation entre eux. Tout ce qui est mentionné ci-dessus indique surtout une origine naturelle des radionuclides naturels du sol. Par consequent et jusqu à present nous pouvons considerer le sol superficiel jusqu à la profondeur de 20 cm comme etant encore non pollué par les radionucleides des cendres volantes. Quant au radiocesium 137 Cs, qui provient des essais atomiques et de Chernobyl, il est encore detecté dans les premiers 20 cm du sol, dans la couche ou la plupart des plantes developpent leurs racines. Ces concentrations sont legerement plus grandes dans la couche superficielle du sol non-cultive (0-10 cm) que dans la couche inferieure (10-20 cm), fait qui confirme que le 137 Cs reste pratiquement au meme endroit depuis 1987 et jusqu à present en raison de sa vitesse extremement lente de diffusion dans les couches plus profondes du sol. En ce qui concerne les elements traces, toutes leurs concentrations sont comparables a celles des travaux identiques, et à l exception du Nickel (Ni), ils se trouvent dans les limites de la legislation europeenne. Les differents elements Cr, Co, Ni, As et Cd sont aussi retrouvés dans les cendres volantes et dans les echantillons de sol sous des concentrations moyennes 25 fois plus elevees que celles de l ecorce terrestre. L elaboration statistique et les correlations des

132 resultats prouvent que les elements traces du sol et ceux des cendres ont une origine commune. De plus, la distribution spatiale des elements traces du sol, á l exception de trois cas dans la region Nord-Ouest du bassin, ne montre aucune correlation avec la circulation principale des vents. Dans cette region qui se trouve dans la zone de depôt remarquable des cendres volantes, on note des concentrations croissantes des elements Cr, Mn, Ni et de Co, celle du Nickel (Ni), etant la plus forte. Ces fortes concentrations sont plus justifiées par l' origine geologique de ces elements que par les petits corps volants, respirables PM 10 des cendres volantes qui sont transportées et deposées dans cette partie du bassin selon les modeles de dispersion. Après examination de la bio-accumulation et de la distribution de radio nuclides dans les echantillons des plantes, on a retenu que: Le 137 Cs peut se trouver en quantites infinitesimales dans les feuilles des arbres (approximativement 0.4 Bq/kg) et il est provenu essentiellement de la suspension a nouveau du sol.. Pendant les six ans des recherches, la reduction de concentration en 137 Cs peut etre representée par une fonction exponentielle dont les parametres sont calculees graphiquement. Les concentrations en 137 Cs dans les feuilles des arbres sont inversement proportionelles à ceux de 40 K. Ce qui confirme le remplacement d une partie de 40 K dans les plantes par le 137 Cs et la prise d' une partie de ce dernier à travers les racines aussi.. Inversement, les concentrations en 137 Cs et 40 K n' expriment pas une relation proportionelle dans les lichens et les mousses qui sont consideres comme des filtres de l' atmosphere, ils accumulent les deux radionucleides de manière relative. Les concentrations en 137 Cs dans les mousses et dans les lichens restent elevées, ce qui implique de grandes valeurs des facteurs du transfert. Pour les anciens échantillons, à cause de leur grand age et de la presence de 134 Cs, l'existence de radio césium est attribuée presque exclusivement à l'accident Chernobyl.

133 A part quelques exceptions (Centrales de Ptolemais), les radionucleides naturels tels que 226 Ra et 228 Ra ne se trouvent pas dans les arbres. Cependant, leurs concentrations dans les mousses et les lichens, sont systématiquement plus grandes que celles indiquées dans la bibliographie. Cela peut être attribué aux petits corps volants des cendres volantes de DEI dont les concentrations en 226 Ra sont considérablement plus elevées que les concentrations en 228 Ra. On trouve aussi cette inégalité dans les mousses et les lichens où le rapport 226 Ra / 228 Ra est systématiquement superieur a 1, (~1.7), tandis que cette proportion au sol est 1:1. Ceci est confirmé par les résultats de l' analyse des facteurs de PCA, on peut donc classer ces deux radio-isotopes dans un groupe séparé qui ne provient pas du sol. Enfin, après une examination de la capacité bio-accumulante des espèces etudiées, 16 années après les retombées de Chernobyl, on a trouvé que les différences entre mousses et lichens tendent à etre minimisées depuis que les facteurs du transfert moyen du 137 Cs sont presque les mêmes. De toutes les mousses, le Hypnum cupresiformae est le meilleur pour indiquer 137 Cs, tandis que pour les lichens le sp. Pertusaria est le plus performant. Quant aux radionucleides du Radium, 226 Ra et 228 Ra, les mousses prennent le dessus sur les lichens. Globablement le Grimmia loevigata est le meilleur indicateur de toutes les mousses, alors que le Xanthoria parietina est le meilleur de tous les lichens. En ce qui concerne la dispersion des metaux lourds sur les organismes naturels et leur accumulation biologique a travers la route aerienne et terrestre on souligne les faits suivants: Les mousses presentent des facteurs de transport TF plus grands que ceux des lichens et par consequent un plus grand niveau de bio-accumulation. Sur les arbres les TF sont beaucoup plus faibles et toujours > 1. De l ensemble des mousses, l espece Grimmia loevigata est le meilleur indicateur pour le Chrome (Cr), et le Fer (Fe) tandis que pour les lichens l espece Cladonia convoluta est le meilleur indicateur du Chrome.

134 Sur les feuilles des arbres de toute espece les concentrations de la plupart des metaux (Cr, Mn, Fe, Ni, Cd et Pb) sont systematiquement plus elevees que celles de la station rapportée. La raison ne peut pas etre attribuée a la prise exclusive a travers la route terrestre parce que, premierement les concentrations de certains metaux dans le sol sont tres inferieures et, deuxiement les 137 Cs traits caracteristiques de la plupart des terres de la region etudiée, comme le ph alcalin et les concentrations elevees du calcium qui diminuent drastiquement la mobilité de la plupart des metaux et forment des facteurs de transport faibles sur les plantes. Si la possibilité de prise par le sol est reduite, les concentrations relativement hautes de metaux sur les feuilles de plusieurs arbres doivent etre attribuées a la prise a travers la route aerienne, c est a dire aux depôts des cendres volantes qui sont abondantes dans la plupart des metaux recherchés et surtout aux corps volants. Les methodes chimiometriques nous menent aussi à cette conclusion de classification de metaux (Cluster, MDS et PCA) qui indique l origine de chaque metal. Plus specifiquement, la source principale des metaux Cu, Cd, Ni, Pb et Cr sont les corps volants des cendres volantes, tandis que la presence du Fer (Fe) et du Manganese (Mn) est attribuée surtout a la prise du sol. Cette division de metaux en groupe des cendres volantes et en groupe de sol n est pas valable dans les mousses et les lichens, fait absolument justifié, puisque les substances de ces organismes sont presque exclusivement prises dans l atmosphere. Enfin la distribution spatiale montre que les arbres au voisinage des centrales de DEI et surtout dans celle de Ptolemais, sans grandes differences, sont plus polluees. On peut conclure qu il n y a pas de pollution detectable du sol en moyenne 0-20 cm par des radio nucleides et des elements traces des cendres volantes dans le Centre de Lignite de la Macedoine d Ouest. Cependant, en ce qui concerne les organismes naturels, la pollution est visible bien qu elle ne depasse pas les limites reglementaires. Une recheche plus systematique est alors necessaire surtout pour les especes de plantes cultivées qui entrent dans la chaine alimentaire de l homme.

135 VII. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Adriano D.C Trace elements in the terrestrial environment. Springer, Verlag. New York-Berlin-Tokyo, pp. 54. Alfani A., Maistro G., Iovieno P., Rutgliano F., A. and Bartoli G Leaf contamination by atmospheric pollutants as assessed by elemental analysis of leaf tissue, leaf surface deposit and soil. J. Plant Physiol. 148: Anagnostakis M.I., Hinis E.Ρ., Simopoulos S.E. and Angelopoulos M.G Natural Radioactivity mapping of Greek surface soils. Environ. Ιnternat. 22(1): S3 - S8. ΑΝΚΟ Α.Ε. (Aναπτυξιακή Kοζάνης A.E.) Ειδικό αναπτυξιακό πρόγραμμα Κοζάνη, σελ Αντωνόπουλος-Ντόμης Μ., Κλούβας Α. και Τερβισίδης Φ Εναπόθεση των μακρόβιων ραδιονουκλιδίων Cs-134 και Cs-137 στα εδάφη Μακεδονίας και Θράκης από το πυρηνικό ατύχημα του Τσερνόμπιλ. Στο Συμπόσιο του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος και της Ελληνικής Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας με τίτλο: Οι επιπτώσεις του ατυχήματος του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα, Αθήνα. Πρακτικά σελ Αντωνόπουλος-Ντόμης Μ., Κλούβας Α. και Τερβισίδης Φ Συσχέτιση ραδιενεργού εναπόθεσης και ρύπανσης από μετρήσεις ραδιενέργειας σε αγροτικά προϊόντα επιλεγμένων περιοχών της Μακεδονίας. Στο Συμπόσιο του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος και της Ελληνικής Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας με τίτλο: Οι επιπτώσεις του ατυχήματος του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα, Αθήνα. Πρακτικά σελ Antonopoulos-Domis M. and Clouvas A Compartment Model for long term contamination prediction in deciduous fruit trees after a nuclear accident. Health Physics. 58:

136 Antonopoulos-Domis M., Clouvas A. and Gagianas A Derivation of soil to plant transfer factors of radiocesium in Northern Greece after the Chernobyl accident and comparison with greenhouse experiments. Environ. Pollution. 68: Antonopoulos-Domis M., Clouvas A. and Gagianas A Radiocecium dynamics in fruit trees following the Chernobyl accident. Health Physics 61(6): Antonopoulos-Domis M., Clouvas A., Chiladakis A. and Kadi S Radiocesium distribution in undisturbed soil: Measurements and diffusion-convection model. Health Physics. 69: Antonopoulos-Domis M., Clouvas A. and Marsegnerra M Οn the Compartmental Modeling of Cesium Migration in Soils. Nuclear Science and Engineering. 121: Antonopoulos-Domis M., Clouvas A. and Gagianas A Long term radiocesium contamination of fruit trees after the Chernobyl accident. Health Physics. 71: Ashkinazi E.I Quantative loss governing the migration of Mg, Ca, 226-Ra, 228-Th in the link between solids and plants. Gigiena I Sanitariya, 80(2): (in English). ASTM (American Standards and Testing Materials) Fly ash and raw or calcinated natural pozzolan for use as a mineral admixture in portland cement concrete. Part 14 Annual book of ASTM Standards, pp ASTM (American Standards and Testing Materials) Standard General Methods for Detector Calibration and Analysis of Radionuclides. ASTM E Section ASTM (American Standards and Testing Materials) Standard Method for Sampling Surface Soil for Radionuclides C , Annual Book of ASTM Standards. pp ASTM (American Standards and Testing Materials) Soil Sample Preparation for the Determination of Radionuclides. ASTM C , Section Annual Book of ASTM Standards. pp

137 Ayras M., Niskavaara H., Bogatyrev I., Chekushin V., Pavlov V., De Caritat P., Halleraker J.H., Finne T.E., Kashulina G. and Reimann C Regional patterns of heavy metals (Co, Cr, Cu, Fe, Ni, Pb, V and Zn) and sulphur in terrestrial moss samples as indication of airborne pollution in a 188,000 km 2 area in northern Finland, Norway and Russia. J. Geochem. Explor. 58: Ayras M. and Kashulina G Regional patterns of element contents in the organic horizon of pozdols in the central part of the Barents region (Finland, Norway and Russia) with special reference to heavy metals (Co, Cr, Cu, Fe, Ni, Pb, V and Zn) and sulphur as indicators of airborne pollution. J. Geochem. Explor. 68: Babalonas D., Karataglis S. and Kabassakalis V Zinc, Lead and Copper Concentrations in plants and Soils from two Mines in Chalkidiki, North Greece. J. Agronomy & Crop Science 158: Baeza A., Paniagua J., Rufo M. and Barandica J Bio-availability and Transfer of Natural Radionuclides in a Mediterranean Ecosystem. App. Radiat. Isot. 47: Βαρβαγιάννη Μ., Μπάρτζης Ι. και Παπάζογλου Ι Μετακίνηση του ραδιενεργού νέφους από το ατύχημα του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα. Στο Συμπόσιο του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος και της Ελληνικής Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας με τίτλο: Οι επιπτώσεις του ατυχήματος του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα, Αθήνα. Πρακτικά σελ Bargagli R., Monaci F., Borghini F., Bravi F. and Agnoreli C Mosses and lichens as biomonitors of trace metals. A comparison study on Hypnum cupressiforme and Parmelia caperata in a former mining district in Italy. Environ. Pollution. 116: Beck H.L. and Miller K.M Some radiological aspects of coal combustion. IEEE transactions of Nuclear Science. NS-27. No 1. Βεργανελάκης Α., Κρητίδης Π., Οικονόμου Λ., Παπάζογλου Γ., Παπανικολάου Ε., Σιδέρης Λ. και Σιμόπουλος Θ Εμείς και η ραδιενέργεια. Πανεπιστημιακές εκδόσεις Κρήτης, Ηράκλειο, σελ

138 Brown D.H. and Brown R.M Reproducibility of Sampling for Element Analysis using bryophytes. In: Element Concentration Cadasters in Ecosystems. Lieth H. and Market B. Eds. VCH Weinheim-Basel-Cambridge-New York. pp Bruning F. and Kreed K.H Mosses as Biomonitors of Heavy metal Contamination within Urban Areas. In: Plants as Biomonitors. Market B. Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp Cannon H. L Lead in vegetation. In Lead in the Environment, Lovering, T.G., Ed., U.S. Geol. Surv. Prof. Pap. 975: 23. Γεωργούλης Λ., Ψοφογιαννάκης Μ. και Τσάδαρη Β Μέθοδοι βελτίωσης της απόδοσης ηλεκτροστατικών φίλτρων μονάδων στερεών καυσίμων. Στο Συνέδριο του ΤΕΕ με τίτλο: Λιγνίτης και στερεά καύσιμα της χώρας μας - Παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 6/97, σελ Chettri M.K., Sawidis T., Zachariadis G.A. and Stratis J.A Uptake of heavy metals by living and dead Cladonia thalli. Environ. Exp. Bot. 37: Chibowski S. and Reszka M Investigation of Lublin town environment contamination by radionuclides and heavy metals with application of Parmeliaceae lichens. J. Radioanal. Nucl. Chem. 247(2): Christianis K., Georgakopoulos A., Fernadez-Turiel J.L. and Bouzinos A Geological factors influencing the concentration of trace elements in the Philippi peatland, Eastern Macedonia, Greece. Int. J. Coal Geol. 36: Clarke L.B. and Sloss L.L Trace elements from Coal Combustion and Gasification. IEACR149, IEA Coal Research London. pp Comar C.L Movement of fallout radionuclides through biosphere and man. Ann. Rer. Nucl. Sci. 15: Corbett I.O The radiation dose from coal burning: a review of pathways and data. Radiation Protection Dosimetry. 4(1):

139 Cousen G Distributions of Radionuclides in forest Ecosystems. In: Element Concentration Cadasters in Ecosystems. Lieth H. and Market B. Eds. VCH Weinheim- Basel-Cambridge-New York. Pp Danali-Cotsaki S Does the combustion of the lignite cause radioactive contamination of the atmosphere? In: Proceedings of Athens Academy. pp Dasilva W.G.P., Campos R.C. and Miekeley N A simple digestion procedure for the determination of cadmium, copper, molybdenium and vanadium in plants by graphite furnace atomic absorption spectrometry and mass inductively coupled plasma spectrometry. Analyt. Let. 6: ΔΕΗ (Δημόσια Επιχείρηση Ηλεκτρισμού) Τετραμηνιαίες εκθέσεις υπερβάσεων ορίων των ατμοηλεκτρικών Σταθμών Πτολεμαΐδας, Καρδιάς και Αγίου Δημητρίου της ΔΕΗ προς το ΥΠΕΧΩΔΕ Περίοδος εκθέσεων 4 ος -7 ος /2000 και 8 ος -11 ος /2000, Κοζάνη. Djingova R., Kuleff I., Arpadjan S., Alexandrov S., Voulgaropoulos A., and Sawidis T Neutron Activation and Atomic Absorption Analysis of Ulva Lactuca and Gracilaria Verrucosa from Thermaikos Gulf, Greece. Toxicol. Environ. Chem. 15: Dimotakis P.N., Springer A. and Goetz L Trace Metals in lignites and ashes of Greek power plants. J. Radioanal. Nucl. Chem. Letters. 127/2: Duliu O.G., Dinescu L.C. and Mihãilescu N.G Cs vertical distribution in lacustrine sediments of the Danube Delta. J. Trace Microprobe Tech. 18: Ernst W.H.O Geobotanical and Biogeochemical Prospecting for Heavy Metal. Deposits in Europe and Asia. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim -New York -Basel-Cambridge. pp Ευρωπαϊκή Ένωση Οδηγία 80/779/ΕΟΚ του Συμβουλίου των Ευρωπαϊκών Κοινοτήτων της 15/7/1980 όσον αφορά τις οριακές τιμές και τις καθοδηγητικές τιμές ποιότητας της ατμόσφαιρας για το διοξείδιο του θείου και τα αιωρούμενα σωματίδια, Βρυξέλλες. 186

140 Ευρωπαϊκή Ένωση Οδηγία 1999/30/ΕΚ του Συμβουλίου των Ευρωπαϊκών Κοινοτήτων της 22/4/1999 σχετικά με τις οριακές τιμές διοξειδίου του θείου, διοξειδίου του αζώτου και οξειδίων του αζώτου, σωματιδίων και μολύβδου, στον αέρα του περιβάλλοντος, Λουξεμβούργο. Faus-Kessler T., Dietl C., Tritschler J. and Peichl L Correlation patterns of metals in the epiphytic moss Hypnum cupressiforme in Bavaria. Atmosph. Envir. 35: Φίλιος Φ., Ρούσης Ι., Ταραλίδης Β. και Μπεληγιάννης Σ Η αποκατάσταση του περιβάλλοντος στα λιγνιτωρυχεία της ΔΕΗ. Στο Συνέδριο του ΤΕΕ με τίτλο: Λιγνίτης και στερεά καύσιμα της χώρας μας-παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 6/97, σελ Filippidis A., Georgakopoulos A. and Kassoli-Fournaraki A Mineralogical components of some thermally decomposed lignite and lignite ash from the Ptolemais basin, Greece. Int. J. Coal Geol. 30: Filippidis A., Georgakopoulos A., Kassoli-Fournaraki A., Blondin J. and Fernandez-Turiel J.L The sulfocalsic coal fly ashes of Ptolemais (Macedonia, Greece) and Gardanne (Provence, France). In: Coal Fly Ash, European Sem. Marseilles. Proceedings pp Φιλιππίδης Α., Κασώλη-Φουρναράκη Α. και Γεωργακόπουλος Α Ορυκτολογία, κύρια στοιχεία και ιχνοστοιχεία ιπτάμενων τεφρών των ΑΗΣ του Λιγνιτικού Κέντρου Πτολεμαΐδας-Αμυνταίου. Στη Διημερίδα: Χρήση της ιπτάμενης τέφρας στις κατασκευές, Πτολεμαΐδα. Πρακτικά Β, σελ Foscolos A.E., Goodarzi F., Koukouzas C.N. and Hatziyannis G Reconnaissance study of mineral matter and trace elements in Greek lignites. Chemical Geology. 76: Gaare E The Chernobyl accident: Can lichens be used to characterize a radiocesium contaminated range? Rangifer. 7:

141 Garty J Lichens as biomonitors for heavy metal pollution. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp Genoni P., Parco V. and Santagostino A Metal biomonitoring with mosses in the surroundings of an oil-fired power plant in Italy. Chemosphere. 41: Gentzis T., Goodarzi F. and Foscolos A Geochemistry and Mineralogy of Greek Lignites from the Ioannina Basin. Energy Sources. 19: Georgakopoulos A., Kassoli-Fournaraki A. and Filippidis A Morphology, mineralogy and chemistry of the fly ash from Ptolemais lignite basin (Greece) in relation to some problems in human health. Trends in Mineral. 1: Georgakopoulos A., Filippidis A. and Kassoli-Fournaraki A Morphology and trace element contents of the fly ash from main and northern lignite fields, Ptolemais, Greece. Fuel. 73(11): Georgakopoulos A., Filippidis A., Fernadez-Turiel J.L., Llorens J.F., Kassoli-Fournaraki A., Querol X. and Lopez-Soler A Trace element contents of the Lava xylite and Ptolemais lignite deposits, Macedonia County, Greece. Coal Science. 24: Georgakopoulos A., Filippidis A., Kassoli-Fournaraki A., Fernadez-Turiel J.L. and Llorens J.F The content of some trace elements in surface soils and fly ash of Ptolemais lignite basin, Macedonia, Greece. In the Third International Conference on Environmental Pollution, Thessaloniki. pp Georgakopoulos A The Drama Lignite Deposit, Northern Greece: Insights from Traditional Coal Analyses, Rock-Eval Data, and Natural Radionuclides Concentrations. Energy Sources. 22: Georgakopoulos A., Filippidis A., Kassoli-Fournaraki A., Iordanidis A., Fernadez-Turiel J.L., Llorens J.F. and Gimeno D Environmental Important Elements in Fly Ash and Their Leachates of the Power Stations of Greece. Energy Sources. 24: Γεωργακόπουλος Α., Φιλιππίδης Α., Fernadez-Turiel J.L., Κασώλη-Φουρναράκη Α. και Ιορδανίδης Α Λιθογενής και ανθρωπογενής προέλευση των ιχνοστοιχείων σε 188

142 επιφανειακά εδάφη της λιγνιτοφόρου λεκάνης Αμυνταίου - Πτολεμαΐδας - Κοζάνης. Στο 6 ο Πανελλήνιο Συνέδριο της Ελληνικής Γεωγραφικής Εταιρείας, Θεσσαλονίκη, (υπό εκτύπωση). Godoy J.M., Schuch L.A., Nordemann D.J.R., Reis V.R.G., Ramalho M., Recio J.C., Brito R.R.A. and Olech M.A Cs, 226,228 Ra, 210 Pb and 40 K Concentrations in Antarctic Soil, Sediment and Selected Moss and Lichen Samples. J. Environ. Radioact. 41(1): Herzig R., Urech M., Liebendorfer L., Ammann K., Guecheva M. and Landolt W Lichens as biological indicators of air pollution in Switzerland. In: Element Concentration Cadasters in Ecosystems. Lieth H. and Market B. Eds. VCH Weinheim Basel - Cambridge-New York. pp IAEA (International Atomic Energy Agency) Report IAEA/AL/073. Intercomparison Run IAEA-0373: Determination of Radionuclides in grass, Vienna. IAEA (International Atomic Energy Agency) Report IAEA/AL/075. Intercomparison Run IAEA-0375: Determination of Radionuclides in soil sample, Vienna. ΙΓΜΕ (Ινστιτούτο Γεωλογικών και Μεταλλευτικών Ερευνών) Γεωλογικός χάρτης της Ελλάδος, Φύλλο Κνίδη. Έκδοση ΙΓΜΕ, Αθήνα. ΙΓΜΕ (Ινστιτούτο Γεωλογικών και Μεταλλευτικών Ερευνών) Εδαφοχημική - Εδαφολογική Έρευνα Περιοχής Κοζάνης Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου. Έρευνα του ΙΓΜΕ στα πλαίσια του ΠΕΠ Δυτικής Μακεδονίας, Αθήνα, σελ , 26, 29, 31, 32, 35. IEA (International Coal Agency) Coal Research PM10 / PM2.5 emissions and effects. London, ISBN pp. 8 and 19. Iordanidis A., Georgakopoulos A., Filippidis A. and Kassoli-Fournaraki A A correlation study of trace elements in lignite and fly ash generated in a power station. Intern. J. Environ. Anal. Chem. 79(2): Isermann K Method to reduce contamination and uptake of lead by plants from car exhaust gases. Environ. Pollut. 12:

143 Kabata-Pendias A. and Pendias H Trace elements in soils and plants. 2 nd ed., CRC Press LLC, USA. pp. 31, 69, 74, 100, 227, 232, 264. Καβουρίδης Κ.Β Η αξιοποίηση του λιγνιτικού κοιτάσματος Πτολεμαΐδας. Σημερινή κατάσταση και προοπτικές των λιγνιτωρυχείων του ΛΚΠ-Α με την απελευθέρωση της αγοράς ηλεκτρικής ενέργειας. Στο Συνέδριο του ΤΕΕ με τίτλο: Λιγνίτης και στερεά καύσιμα της χώρας μας - Παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 5/97, σελ Karataglis S.S Heavy metal tolerance in Agrostis tenuis sibth. by adaptation on aerial pollution. Sci. Annals, Pae. Phys. & Mathem., Univ. Thessaloniki. 16: Karataglis S.S Studies on heavy Metal tolerance in Populations of Anthoxanthum odoratum. Ber. Deutsch. Bor. Ges. Bd. 91, S: Karataglis S.S Differential Tolerance of Agrostis tenuis Populations Growing at two Mine Soils to Cu, Zn and Pb. Phyton (Austria). Vol. 20, Fasc. 1-2: Karataglis S.S Influence of the Soil Ca on the Tolerance of Festuca rubra Populations Against Toxic Metals. Phyton (Austria). Vol. 21, Fasc.1: Karataglis S.S., Kabassakalis B. and Alexiadis C Environmental lead pollution. In: Int Conf. on environmental pollution, Thessaloniki, Greece. pp Kassoli-Fournaraki A., Georgakopoulos A., Michailidis K. and Filippidis A Morphology, mineralogy and chemistry of the respirable size (<5μm) fly ash fraction from the main and northern lignite fields in Ptolemais, Macedonia, Greece. In: Current Research in Geology Applied to Ore Deposits. Fenoll Hach-Ali, Torres-Ruiz and Gervilla Eds. ISBN pp Κολοβός Ν., Γεωργακόπουλος Α., Φιλιππίδης Α., Καβουρίδης Κ., Κασώλη-Φουρναράκη Α., Καντηράνης Ν., Σταμούλης Κ., Σωτηρόπουλος Δ. και Λάσκος Κ Οικονομική και περιβαλλοντική σημασία της συνεξόρυξης των ενδιάμεσων στείρων υλικών του λιγνιτωρυχείου νοτίου πεδίου του ΛΚΠ-Α. Στο 1 ο Συνέδριο της Επιτροπής Οικονομικής Γεωλογίας, Ορυκτολογίας και Γεωχημείας, Κοζάνη. Πρακτικά σελ.:

144 Κολοβός Ν Το λιγνιτικό κοίτασμα του Νοτίου Πεδίου της Λεκάνης της Πτολεμαΐδας. Διδακτορική διατριβή. Τμήμα Γεωλογίας, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης, Θεσσαλονίκη, σελ Kolovos N., Georgakopoulos A. Filippidis A and Kavouridis C Environmental Effects of Lignite and Intermediate Steriles Co-Excavation in Southern Lignite Field Mine of Ptolemais, Northern Greece. Energy Sources. 24(6): Κόρδας Η.Ι Αντισταθμιστικά μέτρα από ρυπαίνουσες διεργασίες. Νομισματική αποτίμηση των επιπτώσεων από τα αέρια κατάλοιπα στην ευρύτερη περιφέρεια Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Φλώρινας. Στο Συνέδριο του ΤΕΕ με τίτλο: Λιγνίτης και στερεά καύσιμα της χώρας μας-παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 6/97, σελ Κούκουζας Ν Ραδιενέργεια στους λιγνίτες και στις τέφρες των ατμοηλεκτρικών σταθμών. Επισκόπηση βιβλιογραφικών δεδομένων. Στην Ημερίδα του Κέντρου Τεχνολογίας και Εφαρμογών Στερεών Καυσίμων ΚΤΕΣΚ με τίτλο: Φυσική ραδιενέργεια στο ανθρώπινο περιβάλλον / Παρουσίαση και αξιολόγηση των μετρήσεων στην περιοχή των λιγνιτικών ΑΗΣ του Ν. Κοζάνης, Κοζάνη. Πρακτικά σελ Κρητίδης Π Φυσική ραδιενέργεια περιβάλλοντος: Μεγέθη και διακυμάνσεις. Στην Ημερίδα του Κέντρου Τεχνολογίας και Εφαρμογών Στερεών Καυσίμων ΚΤΕΣΚ με τίτλο: Φυσική ραδιενέργεια στο ανθρώπινο περιβάλλον / Παρουσίαση και αξιολόγηση των μετρήσεων στην περιοχή των λιγνιτικών ΑΗΣ του Ν. Κοζάνης, Κοζάνη. Πρακτικά σελ Kuln W Trace element contents in brown coal ashes of the Bitterfield district and south-west mecklenburg. Geologie. 8: 942. Kuln W., Handl J. and Schuller P The influence of soil parameters on 137 Cs uptake by plants from long-term fallout on forest clearings and grassland. Health Physics 44:

145 La Breque J.J. and Rosales P.A. 1996a. The distribution of Cs-137 on the Island of Margarita (Venezuela): a real anomaly. J. Trace Microprob. Tech. 14: La Breque J.J. and Rosales P.A. 1996b. The migration of 137 Cs in Venezuelan soils. J. Trace Microprob. Tech. 14: Levinson A.A Introduction to Exploration Geochemistry. Appl. Publish. Ltd., Maywood Illinois, pp Madruga M.I., Brogueira A., Alberto G. and Cardoso F Ra bioavailability to plants at the Urgeiriça uranium mill tailings site. J. Environ. Radioact. 54: Manolopoulou M. and Papastefanou C Behavior of Natural Radionuclides in Lignites and Fly Ashes. J. Environ. Radioact. 16: Μανωλοπούλου Μ Συμβολή στην ραδιοοικολογική μελέτη του περιβάλλοντος ενός ατμοηλεκτρικού σταθμού. Διδακτορική διατριβή. Τμήμα Φυσικής, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης, Θεσσαλονίκη, σελ. 38, 57-61,133, 143, Marschner H Mineral Nutrition in Higher Plants. United States Edition Published by Academic Press Inc., Orlando, pp. 298, 363. Martin J.E., Harward E.D., Oaker D.T., Smith J.M. and Bedrosian P.H Radioactivity from fossil fuel and nuclear power plants. Rep. IAEA-SM-146/19. pp Martinez-Aguirre A. and Perianez R Soil to Plant transfer of 226 Ra in a Marsh Area: Modelling Application. J. Environ. Radioact. 39(2): Mejstrik K.V. and Svacha J Concentrations of Thorium-232, Radium-226, Cesium-137 and Potassium-40 in soils and radioactivity in areas of coal-fired power plants. The Sci. Total Environ. 72: Mejstrik K.V. and Lepsova A Applicability of fungi to the monitoring of Environmental Pollution by heavy metals. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim- New York-Basel-Cambridge. pp

146 Miller C.W. and Hoffman F.O An examination of the environmental half-time for radionuclides deposited on vegetation. Health Physics 45(3): Ministry of Water, Forests and Environment Protection of Romania Order # 756/1997 of the Monitorul Official al Romaniei, 303 bis, 23-29, (in Romanian). Mishra U.C., Labit B.Y. and Ramachandran T.V Relative radiation hazards of coal based and nuclear power plants in India. Radiat. Risk Prot. Int. Congr. 6 th. 1: Μπαμπαλώνας Δ. και Καράταγλης Σ Μερικά φυτικά είδη από τη Β. Ελλάδα σε σχέση με το σερπεντινικό πρόβλημα. Βοτανικά Χρονικά 2/2/82: Nakaoka A., Fukushima M., Ichikawa Y. and Takagi S Radiological evaluation of natural radionuclides from coal fired power plants. Environ. Technol. Lap CRIEPI, Rep. No , 40pp. NCRP (National Council on Radiation Protection) NCRP Report No 58. A Handbook of radioactivity measurements procedures,ed. by National Council on Radiation Protection NCRP, 2 nd edition, Bethesda. pp 51,193. Okano K., Machida T. and Totsuka T Absorption of atmospheric NO 2 by several herbaceous species: Estimation by the 15 N dilution method. New Phytol. 109: Ουζουνίδου Γ Μελέτη της επίδρασης βαρέων μετάλλων σε αυτοφυή φυτικά είδη μεταλλοφόρων περιοχών της Β. Ελλάδας. Διδακτορική διατριβή, Τμήμα Βιολογίας Σχολή Θετικών Επιστημών, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης, σελ. 2, 3 και 113. Παπαδογιάννης Ι. και Σαμανίδου Β Ενόργανη χημική ανάλυση. Εκδόσεις Α. Σιμώνη - Σ. Χατζηπάντου Ο.Ε., Θεσσαλονίκη, σελ Παπανικολάου Ε. και Κρητίδης Π Ρύπανση των εδαφών της χώρας με ραδιενεργό καίσιο και επιπτώσεις στις καλλιέργειες - Προκαταρτικά δεδομένα. Στο Συμπόσιο του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος και της Ελληνικής Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας με τίτλο: Οι επιπτώσεις του ατυχήματος του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα, Αθήνα. Πρακτικά σελ

147 Papastefanou C. and Charalambous S On the escaping radioactivity from coal power plants (CPP). Health Physics. 46: Παπαστεφάνου Κ., Μανωλoπούλου Μ. και Χαραλάμπους Σ Ραδιολογικές μετρήσεις του fallout και συνέπειες από το ατύχημα του Τσερνόμπιλ. Στο Συμπόσιο του ΕΚΕΦΕ "Δημόκριτος" και της Ελληνικής Επιτροπής Ατομικής Ενέργειας με τίτλο: Oι επιπτώσεις του ατυχήματος του Τσερνόμπιλ στην Ελλάδα, Αθήνα. Πρακτικά σελ Papastefanou C., Manolopoulou M. and Charalambous S Radiological measurements in the coal power plant environment. Radiation Protection Dosimetry. 24(1/4): Papastefanou C., Manolopoulou M. and Charalambous S Cesium-137 in soils from Chernobyl fallout. Health Physics. 55: Papastefanou C., Manolopoulou M. and Sawidis T Lichens and Mosses: Biological Monitors of Radioactive Fallout from the Chernobyl Reactor Accident. J. Environ. Radioact. 9: Papastefanou C., Manolopoulou M. and Sawidis T Residence time and uptake rates of Cs-137 in lichens and mosses at temperate latitude (40 0 N). Environ. Internat. 18: Papastefanou C., Manolopoulou M., Stoulos S., Ioannidou A. and Gerasopoulos E Soil - to plant transfer of 137 Cs, 40 K and 7 Be. J. Environ. Radioact. 45: Penington W., Cambray R.S. and Fisher EM Observation on the lake sediments using fallout 137 Cs as a tracer. Nature 235/236, Petropoulos N.P., Hinis E.P. and Simopoulos S.E Cs Chernobyl fallout in Greece and its associated radiological impact. Environ. Internat. S369-S373. Pucket Lichens, Bryophytes and Air quality. Nash III, T.H., Wirth V. (Eds). Bibliotheca Lichenologica, Berlin and Stuttgart, Cramer. 30: Rahman U., Awan M.A., Hassan S.T. and Khattak M.M Mosses as indicators of atmospheric pollution of trace metals (Cd, Cu, Pb, Mn and Zn) in the vicinity of coal- 194

148 fired brick kilns in north-eastern suburbs of Islamabad, Pakistan. J. Radioanal. Nucl. Chem. 246: Riga-Karandinos A. N. and Karandinos M.G Caesium-137 Concentrations and Ecological Half-Lives in Three Epiphytic Lichen Species from Southern Greece (Megalopolis). The Bryologist. 101(3): Rissanen K. and Rahola T Cs-137 concentration in reindeer and its fodder plants. The Sci.Total Environ. 85: Rodrigo A., Avila A. and Gomez-Bolea A Trace metal contents in Parmelia caperata (L) Ach. Compared to bulk deposition, through fall and leaf-wash fluxes in two holm oak forests in Montseny (NE Spain). Atmosph. Envir. 33: Rosner G., Bunzl K., Hotzl H. and Winkler R Low level measurements of natural radionuclides in soil samples around a coal-fired power plant. Nuclear Instruments and Methods in Physics Research. 223: Rouni P.K., Petropoulos N.P., Anagnostakis M. J., Hinis E.P. and Simopoulos S.E Radioenvironmental survey of the Megalopolis lignite field basin. The Sci. Total Environ. 272: Sachanidis Ch., Georgakopoulos A., Filippidis A., Kassoli-Fournaraki A., Iordanidis A., Kantiranis A Environmental aspects of trace elements in Ptolemais - Amynteon lignites, Northern Greece. In: Environmental Pollution, Proceedings of the 5 th International Conference, Thessaloniki.: Σαχανίδης Χ., Γεωργακόπουλος Α., Φιλιππίδης Α. και Κασώλη-Φουρναράκη Α Περιεκτικότητα σε ιχνοστοιχεία των μαργαΐκών ενστρώσεων της λιγνιτοφόρου λεκάνης Πτολεμαΐδας Αμυνταίου, Δ. Μακεδονία. Δελτίο της Ελληνικής Γεωλογικής Εταιρείας για το 9 ο Διεθνές Συνέδριο, Αθήνα. Τομ. XXXIV: Sawidis T Uptake of Radionuclides by Plants after the Chernobyl Accident. Environ. Pollut. 50:

149 Sawidis T., Drossos E., Heinrich G. and Papastefanou C Cesium-137 accumulation in higher plants before and after Chernobyl. Environ. Internat. 16: Sawidis T., Stratis J. and Zachariadis G Distribution of heavy metals and aquatic plants of the river Pinios (Central Greece). The Sci. Total Environ. 102: Sawidis T. and Heinrich G Cesium-137 monitoring using lichens and mosses from northern Greece. Can. J. Bot. 70: Sawidis T., Zachariadis G.A., Stratis J. and Ladukakis E Mosses as biological indicators for monitoring of heavy metal pollution. Fresen. Environ. Bull. 2: Sawidis T., Chettri M.K., Zachariadis G.A. and Stratis J.A. 1995a. Heavy metals in Aquatic Plants and Sediments from Water Systems in Macedonia, Greece. Ecotox. Environ. Safety 32: Sawidis T., Chettri M.K., Zachariadis G.A., Stratis J.A. and Seaward M.R.D. 1995b. Heavy metal bioaccumulation in lichens from Macedonia in Northern Greece. Toxicol.Environ. Chem. 50: Sawidis T., Marnasidis A., Zachariadis G. and Stratis J. 1995c. A Study of Air Pollution with Heavy Metals in Thessaloniki City (Greece) Using Trees as Biological Indicators. Arc. Environ. Contam. Toxicol. 28: Sawidis T Radioactive pollution in freshwater ecosystems from Macedonia, Greece. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 30: Sawidis T., Heinrich G. and Chettri M Cesium-137 monitoring using lichens from Macedonia, northern Greece. Can. J. Bot. 75: Sawidis T., Heinrich G. and Chettri M Cesium-137 monitoring using mosses from Macedonia, N. Greece. Water, Air and Soil Pollution. 110: Sawidis T., Chettri M.K., Papaioannοu A., Zachariadis G. and Stratis J A study of metal distribution from lignite fuels using trees as biological monitors. Ecotox. Environ. Safety 48:

150 Seaward M.R.D., Heslop J.A., Green D. and Bylinska E.A Recent levels of radionuclides in lichens from South-West Poland with particular reference to Cs-137 and Cs-134. J. Environ. Radioact. 7: Simopoulos S.E. and Angelopoulos M.G Natural radioactivity releases from lignite power plants in Greece. J. Environ. Radioact. 5: Simopoulos S.E. and Angelopoulos M.G Electricity generation and its associated radiological impact to the Environment. In: Environmental Protection in the Balkans, Proceedings of the 1st Balkan Scientific Conference, 2: Simopoulos S.E. and Angelopoulos M.G Deposition measurements in Europe after the Chernobyl accident and comparison with the Greek NTUA data set. In: Workshop on the Long term follow up of the Chernobyl Disaster. Athens, Greece. 6-8 December pp Σκάρλου Β., Μάσσας Ι., Χαϊντούτη Κ. και Ανούσης Ι Κινητική ραδιονουκλιδίων στο σύστημα έδαφος - φυτό, η Ελληνική εμπειρία. Στο 1o Πανελλήνιο Συνέδριο Ραδιενέργειας Περιβάλλοντος του ΕΚΕΦΕ Δημόκριτος / ΕΡΠ, Αθήνα, (υπό εκτύπωση). Σκενδερίδης Γ. και Καρυδογιάννης Η Ανάπτυξη τηs εκμετάλλευσης του λιγνίτη για ηλεκτροπαραγωγή - Προοπτικές. Στο συνέδριο του ΤΕΕ με τίτλο: Λιγνίτης και λοιπά στερεά καύσιμα τηs χώραs μας-παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 5/97, σελ Smith-Briggs J.L Natural radionuclides near a coal-fired power station. Nucl. Instrum. Methods in Phys. Res. 223: Smith J.N. and Ellis K.M Time depended transport of Chernobyl radioactivity between atmospheric and lichen phases in Eastern Canada. J. Environ. Radioact. 11: Smith R.D The trace elements chemistry of coal during combustion and emission from coal-fired plant. Prog. Energ. Combust. Sci. 6: Spink A. J and Parsons A.N An experimental investigation of the effects of nitrogen deposition to Narthesium ossifragum. Environ. Pollut. 2:

151 Stratis J.A., Zachariadis G., Simeonov V., Mandjukov P. and Sawidis T Chemometrical classification of biomonitoring analysis data for heavy metals. Part I. Trees (leaves) as bioindicators. Toxicol. Environ. Chem. 54: Stratis J., Tsakovski S., Simeonov V., Zachariadis G. and Sawidis T Chemometrical classification of biomonitoring analytical data for heavy metals. Part III. Lichens as bioindicators. Toxicol. Environ. Chem. 69: Styron C.E., Bishop C.T., Casella V.R., Jenkins P.H. and Yanko W.H Assessment of the impact of radionuclides in coal ash. Rep. MLM-2829 (OP). pp. 15. Swaine D.J. and Gοodarzi F Environmental aspects of trace elements in coal. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht, Boston London, pp Taylor H.W., Svoboda J., Henry G.H.R. and Wein R.W Post-Chernobyl Cs-134 and Cs-137 levels at some localities in northern Canada. Arctic. 41: Taylor S.R. and McLeanan S.M The Continental Crust: Its composition, Evolution. Blakwell, Oxford. Τριανταφύλλου Α.Γ Πειραματική και θεωρητική μελέτη των συνθηκών διασποράςδιάχυσης ατμοσφαιρικών ρύπων στον άξονα Αμυνταίου Πτολεμαΐδας - Κοζάνης- Σερβίων. Διδακτορική διατριβή, Σχολή Θετικών Επιστημών, Πανεπιστήμιο Αθηνών, σελ. 105, 39-43, Τριανταφύλλου Α.Γ., Φιλιππίδης Α., Πάτρα Α., Παυλίδης Α. και Καντηράνης Ν Συγκεντρώσεις, ορυκτολογία και μορφολογία αιωρουμένων σωματιδίων PM 10 στην πόλη της Κοζάνης. Στο 1 ο Συνέδριο της Επιτροπής Οικονομικής Γεωλογίας, Ορυκτολογίας και Γεωχημείας, Κοζάνη. Πρακτικά σελ Tsakovski S., Simeonov V., Sawidis T., Zachariadis G. and Stratis J Chemometrical classification of biomonitoring analytical data for heavy metals. Part II. Mosses as bioindicators. Toxicol. Environ. Chem. 69:

152 Tsikritzis L.I., Ganatsios S.S., Duliu O.G., Kavouridis C.V. and Sawidis T.D Trace elements distribution in soil in areas of lignite power plants of Western Macedonia. J. Trace Microprobe Tech. 20: Tsikritzis L.I., Ganatsios S.S., Duliu O.G. and Sawidis T.D Heavy Metals Distribution in Some Lichens, Mosses and Trees in the Vicinity of Lignite Power Plants from Western Macedonia, Greece. J. Trace Microprobe Tech. 20(3): Tuba Z. and Csintalan Z Bioindication of Road Motor Traffic Caused Heavy Metal Pollution by Lichen Transplants. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of the Atomic Radiation) Ionizing Radiation: Levels and Effects. Report by UNSCEAR to the General Assembly, with annexes. United Nations: New York. UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of the Atomic Radiation) Ionizing Radiation: Levels and Effects. Report by UNSCEAR to the General Assembly, with annexes. United Nations: New York. UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of the Atomic Radiation) Ionizing Radiation: Sources and Biological Effects. United Nations: New York. UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of the Atomic Radiation) Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation. United Nations: New York. UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of the Atomic Radiation) Annex B: Exposures from natural radiation sources, Report United Nations: New York. Vosniakos F.K., Zoumakis N.M. and Diomou C Cs-137 concentration in Greek soil, due to Chernobyl accident. Fresenius Envir. Bull. 7: Wagner G Large-Scale Screening of heavy metal burdens in higher plants. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp

153 Walkenhorst A., Hageneyer J. and Breckle S Passive Monitoring of Airborne Pollutants, particularly Trace Metals, with Tree Bark. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp Wilson, D.O. and Cline, J.F Removal of plutonium-239, tungsten-185, and lead-210 from soils. Nature (London): 209, 941. Wittig R General Aspects of Biomonitoring Heavy Metals by plants. In: Plants as Biomonitors. Market B.Ed. VCH Weinnheim-New York-Basel-Cambridge. pp WHO (World Health Organization) Report of the WHO concerning the atmospheric pollution of the Kozani Ptolemais area, Kozani. pp Χαραλάμπους Σ Ανιχνευτές πυρηνικών ακτινοβολιών. Εκδόσεις Δ. Γαρταγάνης, Θεσσαλονίκη, σελ Χατζηγιάννης Γ Περιβαλλοντικά θέματα που σχετίζονται με την αξιοποίηση των λιγνιτών. Στο Συνέδριο τουτεε με τίτλο: Λιγνίτης και στερεά καύσιμα της χώρας μας- Παρούσα κατάσταση και προοπτικές, Αθήνα. Τεχνικά Χρονικά 6/97, σελ Υπουργική απόφαση ΥΑ/40786/2143/ «για τον προσδιορισμό των βαρέων μετάλλων, η παρουσία των οποίων οφείλεται στην χρήση και καύση λιγνίτη». Αθήνα Zar J.H Biostatistical analysis. 2 nd edition, Prentice - Hall Inc. Englewood Cliffs, New Jersey. pp Ζερεφός Χ., Ζιώμας Ι., Μπάης Α., Μελίτης Χ., Μπαλής Δ. και Τουρπάλη Κ Προκαταρτική μελέτη της αέριας ρύπανσης από διοξείδιο του θείου και αιωρούμενα σωματίδια στην κοιλάδα της Πτολεμαΐδας, Θεσσαλονίκη. Σελ. 2-2 και 4-4. Zimdahl, R.L Entry and movement in vegetation of lead derived from air and soil sources. In the 68 th Annu. Meeting of the Air Pollution Control Association, Boston, Mass. pp. 2. Zubovic P. 1996a. Physicochemical properties of certain minor elements as controlling factors in their distribution in coal. In Coal Science (ed. R. Gould), Am. Chem. Soc., Washington DC,

154 Zubovic P. 1996b. Minor element distribution in coal samples in the interior coal province. In Coal Science (ed. R. Gould), Am. Chem. Soc., Washington DC, Zunic Z.S., Mietelski J.W., Gaca P., Tomankiewicz E. and Waligórski M.P.R Measurements of the environmental samples originated from the target sites in South Serbia contaminated by DU in In Seventh International Symposium for Natural Radiation Environment (NRE-VII), Rhodes, Greece, (in press). 201

155 Εικ. 1. Τοπογραφικός χάρτης της λεκάνης Κοζάνης-Πτολεμαΐδας-Αμυνταίου Fig. 1. Topographical map of the Kozani-Ptolemais-Amynteon basin

156 7,000 6,396 6,754 6,000 5,000 4,185 5,14 5,631 Mt 4,000 3,000 3,125 3,46 2,000 1,08 1,000 0,000 0,014 0, Εικ. 2. Εξέλιξη βεβαιωμένων αποθεμάτων λιγνίτη (από Καβουρίδης1997). Fig. 2. Evaluation of proven lignite reserves (from Kavouridis 1997). GWh Υδραυλική Πετρελαΐκή Λιγνιτική Έτος Εικ. 3. Συμμετοχή λιγνίτη στο ενεργειακό ισοζύγιο συστήματος παραγωγής ΔΕΗ (από Σκενδερίδης και Καρυδογιάννης 1997, με τροποποίηση). Fig. 3. The contribution of lignite to the energy balance of the production system of the Public Power Corporation PPC (after Scenderidis and Karidogiannis 1997 modified).

157 Δραχμές/kWh Λιγνίτης Λιθάνθρακας Μαζούτ Φυσικό Αέριο Εικ. 4. Κόστος παραγωγής ηλεκτρικής ενέργειας από συμβατικά καύσιμα (από Καβουρίδης 1997). Fig. 4. The cost of generation power from conventional fuel (from Kavouridis 1997). ΠIN. 1. Ποιότητα λιγνίτη του Λιγνιτικού Κέντρου Δυτικής Μακεδονίας (από Καβουρίδης1997). TABLE 1. Lignite quality of the Lignite Center of West Macedonia (from Kavouridis 1997). Παράμετρος Πτολεμαΐδα Αμύνταιο Φλώρινα Υγρασία (%) Τέφρα επί ξηρού (%) 30 (25-44) 40 (28-50) 42 (39-47) Κατώτερη Θερμογόνος Δύναμη ΚΘΔ (kcal/kg) ( ) ( ) ( )

158 ΠΙΝ. 2. Μέσες εκπομπές αιωρουμένων σωματιδίων από τις μονάδες της ΔΕΗ στο ΛΚΔΜ την περίοδο του 2000 και συμπληρωματικά στοιχεία για τα προβλεπόμενα όρια και τις υπερβάσεις τους (από ΔΕΗ 2000, Ζερεφός και συν.1991, WHO 1987, με τροποποίηση). ΤΑΒLE 2. Average emissions of suspended particles of the PPC plants in the LCWM area during the year 2000 and additional data for the emission legal limits and excesses (from PPC 2000, Zerefos et al.1991, WHO 1987 after modification). ΑΗΣ ΔΕΗ Εγκατεστημένη Ισχύς MW Εκπομπές καυσαερίων x10 6 Νm 3 wet Εκπομπές αιωρουμένων σωματιδίων σε kg/h (1989) (Ζερεφός και συν. 1991) Εκπομπές (2) αιωρουμένων σωματιδίων σε kg/h (2000) (Εκθέσεις ΔΕΗ 2000) Εκπομπές (1) αιωρουμένων σωματιδίων σε mg/m 3 (ΔΕΗ 2000) Όριο αιωρ. σωματ. mg/m 3 (ΠΔ 1180/81) Όριο (3) αιωρ. σωματ. mg/m 3 (με βάση τους Περιβ. Όρους του 2000) Υπερβάσεις του Ορίου των Περιβ. Όρων (% των ημερών λειτουργίας) ΛΙΠΤΟΛ Ι * ΠΤΟΛ/ΔΑ Ι * ΙΙ * ΙΙΙ * ΙV * ΚΑΡΔΙΑ Ι * ΙΙ * ΙΙΙ * V * ΑΓ.ΔΗΜ. Ι ΙΙ IΙΙ ΙV V Δεν υπήρχε το (4) 50 (4) 50 (4) 6.67 AMYNT. I * II * ΣΥΝΟΛΑ (1) Μέσες εκπομπές τετραμήνου, από τις αντίστοιχες εκθέσεις των ΑΗΣ της ΔΕΗ. Οι εκπομπές μετρώνται με τη μέθοδο της αδιαφάνειας των καυσαερίων. (2) Μέσες εκπομπές με υπολογισμό από τις στήλες 2 και 5 και το συντελεστή 1Nm 3 wet = 0.55 m 3 raw (3) Οι Περιβαλλοντικοί Όροι βασίζονται στο Π.Δ 1180/81 και τα όρια τους διαφοροποιούνται ανάλογα με το αν οι μονάδες ή τα φίλτρα της ΔΕΗ είναι προ ή μετά του1981 ή ανάλογα με τις "πιέσεις "της ΔΕΗ. (4) (σε mg/nm 3 d.w.) * με βάση υπολογισμούς από διαγράμματα των εκθέσεων της ΔΕΗ ή από παλιότερα δεδομένα εκπομπών + Δεν υπάρχουν στοιχεία

159 ΠΙΝ. 3. Χαρακτηριστικά ιπτάμενων τεφρών των Ατμοηλεκτρικών Σταθμών (ΑΗΣ) της ΔΕΗ στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας (από ΙΓΜΕ 2001). TABLE 3. Fly ash characteristics of the Public Power Corporation plants in the Lignite Center of West Macedonia (from IGME 2001). Ημιποσοτική ορυκτολογική σύσταση / Semi-quantitative mineralogical constitution ΑΗΣ ΔΕΗ Χαλαζίας Άστριοι CaO Γκελενίτης Άμορφα Ανυδρίτης Ασβεστίτης Αιματίτης Απατίτης Βιοτίτης Αμυνταίου *** ** *** *** * **** * * * * Πτολεμαΐδας *** ** *** *** * **** ** * * * Καρδιάς *** ** **** *** * *** * * * * Αγίου Δημητρίου **** ** *** *** * *** * * * * **** Άφθονα *** Πολλά ** Αρκετά * Ελάχιστα Εκατοστιαία σύσταση των μακροστοιχείων / Percentage constitution of macro elements Ιπτάμενες τέφρες ΑΗΣ ΔΕΗ SiO 2 Al 2 O 3 Fe 2 O 3 CaO MgO K 2 O Na 20 = SO 3 P 2 O 5 Απώλεια πύρωσης Αμυνταίου Πτολεμαΐδας Καρδιάς Αγίου Δημητρίου Συγκέντρωση (μg/g) βαρέων μετάλλων και ιχνοστοιχείων / Heavy metal and trace element concentration (μg/g) Ιπτάμενες τέφρες ΑΗΣ ΔΕΗ V Cr Mn Co Ni Cu Zn Hg As Se Mo Ag Cd Sn Ba Pb Αμυνταίου <1 15 <10 8 <0.5 <1 < Πτολεμαΐδας <1 27 <10 6 <0.5 2 < Καρδιάς <1 29 <10 7 <0.5 <1 < Αγίου Δημητρίου <1 24 <10 7 <0.5 1 <

160 ΠΙΝ. 4. Ειδική ενεργότητα 226 Ra (pci/g) λιγνίτη στο Λιγνιτικό Κέντρο Δυτικής Μακεδονίας (από Κούκουζας 1995). TABLE 4. Specific activity of 226 Ra (pci/g) of the lignite in the Lignite Center of West Macedonia (from Koukouzas 1995). Περιοχή Παπαστεφάνου και Χαραλάμπους (1983) Δανάλη (1987) Σιμόπουλος και συν. (1987) ΑΗΣ Καρδιάς 10.4± ΑΗΣ Πτολεμαΐδας 11.4±0.8 ΑΕΒΑΛ (βιομηχανία 5.7±0.7 λιπασμάτων) Ορυχείο Καρδιάς 6.9± ±0.8 Ορυχείο Κυρίου Πεδίου 4.7± ±0.2 ΠΙΝ. 5. Ειδική ενεργότητα 226 Ra (pci/g) στην τέφρα του Λιγνιτικού Κέντρου Δυτικής Μακεδονίας (από Κούκουζας 1995). TABLE 5. Specific activity of 226 Ra (pci/g) of the ash in the Lignite Center of West Macedonia (from Koukouzas 1995). Περιοχή Δανάλη (1987) Σιμόπουλος και συν. (1987) ΑΗΣ Πτολεμαΐδας / μονάδα IV Ιπτάμενη τέφρα (ξηρό δείγμα) ±0.5 Τέφρα βάσης (δείγμα ως έχει) ±0.4 AHΣ Καρδιάς / μονάδα I Ιπτάμενη τέφρα (ξηρό δείγμα) Τέφρα βάσης (δείγμα ως έχει) ± ±0.8

161 Εικ. 5. Εναπόθεση 137 Cs (kbq/m 2 ) στα εδάφη Μακεδονίας-Θράκης από το ατύχημα του Chernobyl (από Αντωνόπουλος-Ντόμης και συν. 1987). Fig. 5. Deposition of 137 Cs (kbq/m 2 ) on the soils of Macedonia and Thrace following the Chernobyl accident (from Antonopoulos-Ntomis et al. 1987).

162 Στρώμα n + ΚΙΝΗΣΗ ΗΛΕΚΤΡΟΝΙΩΝ ΚΙΝΗΣΗ ΟΠΩΝ + ΚΕΝΗ ΠΕΡΙΟΧΗ (Depletion area) - Στρώμα p Εικ. 6. Απεικόνιση της λειτουργίας ενός ανιχνευτή Ge. Το σύμβολο n+ υποδηλώνει περίσσεια δοτών ηλεκτρονίων (από NCRP 1989). Fig. 6. Illustration of the operation of a Ge detector. The term n+ signifies an excess of electron donors (from NCRP 1989). ΑΝΙΧΝΕΥΤΗΣ ΠΡΟΕΝΙΣΧΥΤΗΣ ΤΡΟΦΟΔΟΤΙΚΟ ΥΨΗΛΗΣ ΤΑΣΗΣ HVPS 9300/7 ΕΙΣΕΡΧΟΜΕΝΟ ΣΗΜΑ ΓΡΑΜΜΗ ΕΛΕΓΧΟΥ ΥΨΗΛΗΣ ΤΑΣΗΣ ΥΠΟΛΟΓΙΣΤΗΣ PC ΚΑΡΤΑ (MEMORY BUFFER) CARD 9308/A Εικ. 7. Σχηματικό διάγραμμα λειτουργίας του ανιχνευτή HP-Ge του Εργαστηρίου. Fig. 7. Operating scheme of the HP-Ge detector of the Laboratory.

163 Φακοί Φακοί Ανιχνευτής Μονοχρωμάτορας Λάμπα Κοίλης Καθόδου Ατομοποιημένο δείγμα Όργανο Ανάγνωσης Ενισχυτής Εικ. 8. Σχηματικό διάγραμμα φασματομέτρου ΑΑS. Fig. 8. Scheme of an AAS spectrometer. Μ + Χ - Διάλυμα Μ + Χ - Εκνέφωμα Εξάτμιση διαλύτη Μ + Χ - Στερεό Εξάχνωση Μ! αέριο Θερμική Διέγερση Μ αέριο + Χ αέριο Διάσταση ΜΧ Αέριο Απορρόφηση της ενέργειας ακτινοβολίας Εκπομπή Φλόγας Μ! αέριο Επανεκπομπή (Φθορισμός) hv ή hv 1 Εικ. 9. Διαδικασία ατομοποίησης και απορρόφησης ακτινοβολίας στη μέθοδο ΑΑS. Fig. 9. Procedure of atomization and radiant absorption in the AAS method.

164 ΦΛΩΡΙΝΑ B ΕΔΕΣΣΑ Λίμνη Βεγορίτιδα 13 ΑΜΥΝΤΑΙΟ ΑΗΣ Αμυνταίου 10 9 ΝΑΟΥΣΑ 18 ΕΡΑΤΥΡΑ ΣΙΑΤΙΣΤΑ ΠΤΟΛΕΜΑΙΔΑ ΒΕΡΟΙΑ ΑΗΣ Πτολεμαΐδας 25 4 ΑΗΣ Καρδιάς ΑΗΣ Αγ. Δημητρίου ΚΟΖΑΝΗ Λίμνη Πολυφύτου 36 ΒΕΛΒΕΝΤΟ ΣΕΡΒΙΑ 34 Ποταμός Αλιάκμονας 20 Ατμοηλεκτρικός Σταθμός ΔΕΗ Σημείο δειγματοληψίας εδάφους Άξονες δειγματοληψίας σύμφωνα με τις κύριες κατευθύνσεις των ανέμων Αδιατάρακτο έδαφος βάθους 0-10 cm Αδιατάρακτο έδαφος βάθους cm Καλλιεργημένο έδαφος 0-20 cm Εικ. 10. Χάρτης της λεκάνης Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου όπου φαίνονται τα σημεία συλλογής δειγμάτων εδάφους. Fig. 10. Map of the Kozani - Ptolemaida - Amynteon basin showing the sampling sites of soil.

165 ΦΛΩΡΙΝΑ B Λίμνη Βεγορίτιδα ΕΔΕΣΣΑ ΑΜΥΝΤΑΙΟ ΑΗΣ Αμυνταίου 1 ΝΑΟΥΣΑ 11 ΠΤΟΛΕΜΑΙΔΑ 2 ΒΕΡΟΙΑ ΑΗΣ Πτολεμαΐδας ΕΡΑΤΥΡΑ ΚΟΖΑΝΗ ΑΗΣ Καρδιάς 8 ΑΗΣ Αγ. Δημητρίου Ποταμός Αλιάκμονας ΣΙΑΤΙΣΤΑ Λίμνη Πολυφύτου ΒΕΛΒΕΝΤΟ ΣΕΡΒΙΑ 1 11 Ατμοηλεκτρικός Σταθμός ΔΕΗ Σημείο δειγματοληψίας δέντρων, βρύων και λειχήνων Σημείο δειγματοληψίας δέντρων Populus nigra - Pon Pinus nigra - Pin Prunus amygdalus - Pra Pyracantha coccinea - Pyc Εικ. 11. Χάρτης της λεκάνης Κοζάνης - Πτολεμαΐδας - Αμυνταίου όπου φαίνονται τα σημεία συλλογής φυτικών δειγμάτων. Fig. 11. Map of the Kozani - Ptolemaida - Amynteon basin showing the sampling sites of plants.

166 ΠIN. 6. Δείγματα βρύων και λειχήνων (κωδικοί και τοποθεσίες). TABLE 6. Samples of lichens and mosses (codes and locations). Λειχήνες Βρύα ΚΩΔ. Τοποθεσία Είδος ΚΩΔ Τοποθεσία Είδος 1Clc Cladonia convoluta 1Tor Tortula ruralis 1Pes Pertusaria sp. 1Grp Grimmia pulvinata Αμύνταιο Αμύνταιο 1Clr Cladonia rangiformis 1Grl Grimmia loevigata (1) (1) 1Pas Parmelia sulcata 1Eus Eucalypta streptocarpa 1Xap Xanthoria parietina 1Hoa Homalothecium aureum 3Clc Cladonia convoluta 3Tor Tortula ruralis 3Pes Pertusaria sp. 3Grp Grimmia pulvinata Πτολεμαΐδα Πτολεμαΐδα 3Clr Cladonia rangiformis 3Grl Grimmia loevigata (3) (3) 3Pas Parmelia sulcata 3Eus Eucalypta streptocarpa 3Xap Xanthoria parietina 3Hoa Homalothecium aureum 6Clc Cladonia convoluta 6Tor Tortula ruralis 6Pes Καρδιά Pertusaria sp. 6Grl Grimmia loevigata 6Xap (6) Xanthoria parietina 6Eus Καρδιά Eucalypta streptocarpa 6Νep Neofuscelia pulla 6Hoa (6) Homalothecium aureum 6Hyc Hypnum cupresiformαe 6Tot Tortella tortuosa 9Clc Cladonia convoluta 9Rhc Rhacomitrium canescens 9Pes Pertusaria sp. 9Tor Tortula ruralis 9Pas Parmelia sulcata 9Grp Grimmia pulvinata 9Xap Xanthoria parietina 9Grl Grimmia loevigata 9Clr Άγ.Δημήτριος Αγ.Δημήτριος Cladonia rangiformis 9Eus (9) (9) Eucalypta streptocarpa 9Anc Anaptychia cilliaris 9Hoa Homalothecium aureum 9Pec Peltigera canina 9Dis Dicranum Scoparium 9Psf Pseudevenria furfuracea 9Hyc Hypnum cupresiformαe 9Raf Ramalina fraxinea 9Tot Tortella tortuosa

167 ΠIN. 7. Είδη και κωδικοί δειγμάτων δένδρων. TABLE 7. Species and codes of tree samples. Kωδικός Είδος 1-11 Pin Pinus nigra 1-11 Pra Prunus amygdalus 1-11 Pyc Pyracantha coccinea 1-11 Pon Populus nigra ΠΙΝ. 8. Ραδιονουκλίδια εδάφους και φυτών και οι αντίστοιχες φωτοκορυφές τους στη μέθοδο της γ- φασματοσκοπίας. TABLE 8. Radionuclides of soil and plants and their photopeaks appeared through the γ- spectroscopy method. Μητρικό Θυγατρικά Ενέργεια Απόδοση I γ ραδιονουκλίδιο ραδιονουκλίδια φωτοκορυφής (kev) (%) 238 U 226 Ra 214 Bi 214 Pb Th 228 Ra 208 Tl Pb Bi Cs Cs K

168 Counts 226 Ra U ( keV) 137 Cs (661.7 kev) 212 Pb ( kev) Pb (241.9 kev) 214 Pb (295.2 kev) 214 Pb (351.9 kev) Background (511 kev) 208 Tl (583.1 kev) 214 Bi (609.3 kev) 214 Bi ( kev) 40 K ( kev) Energy (kev) Εικ. 12. Τυπικό φάσμα ακτίνων-γ δείγματος εδάφους (15SC). Fig. 12. Typical γ-ray spectrum of a soil sample (15SC).

169 226 Ra από ΒΒΔ προς ΝΝΑ Bq/kg SUA 15 SUA 12 SUA 10SUA 9 SUA 8 SUA 7 SUA 4 SUA 3 SUA 2 SUA 39 SUA 38 SUA 37 SUA 34 SUA Σημεία δειγματοληψίας από ΒΒΔ προς ΝΝΑ Εικ. 13α. Κατανομή της ειδικής ενεργότητας του 226 Ra στο επιφανειακό στρώμα αδιατάρακτου εδάφους (SUA, βάθος 0-10 cm) συναρτήσει της κατεύθυνσης του ανέμου από ΒΒΔ προς ΝΝΑ. Fig. 13a. Distridution of 226 Ra specific activity on the surface layer of undisturbed soil (SUA, depth 0-10 cm) versus the wind direction from NNW to SSE. Bq/kg 226 Ra από ΒΑ προς ΝΔ SUA 23 SUA 26 SUA 27 SUA 39 SUA 37 SUA 38 SUA 29 SUA 30 SUA 31 SUA Σημεία δειγματοληψίας από ΒΑ προς ΝΔ Εικ. 13β. Κατανομή της ειδικής ενεργότητας του 226 Ra στο επιφανειακό στρώμα αδιατάρακτου εδάφους (SUA, 0-10 cm) συναρτήσει της κατεύθυνσης του ανέμου από ΒA προς ΝΔ. Fig. 13b. Distridution of 226 Ra specific activity on the surface layer of undisturbed soil (SUA, depth 0-10 cm) versus the wind direction from NE to SW.

170 ΠΙΝ. 10. Οι μέσες τιμές συγκέντρωσης (σε Bq/kg) των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων (± 1 SD). TABLE 10. The mean values (in Bq/kg) of the investigated radionuclides concentrations (± 1 SD). 228 Ra 226 Ra Κατηγορία δείγματος Αριθμός δειγμάτων ( 232 Th) ( 238 U) 40 K 137 Cs Καλλιεργημένο ± ± ± ± 21.1 Έδαφος Αδιατάρακτο Έδαφος ± ± ± ± 77,8 (0-10 cm) Αδιατάρακτο Έδαφος ± ± ± ± 90.1 (10-20 cm) Σύνολα ± ± ± ± 73.9 Ελληνικά εδάφη ± 25.0 ± 19.0 Anagnostakis et al. (1996) ± ΠΙΝ. 11. Κύρτωση (Κ) και Ασυμμετρία (S) της κατανομής των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων. TABLE 11. Kurtosis (K) and Skewness (S) of the distribution of the investigated radionuclides. Κατηγορία δείγματος Καλλιεργημένο Έδαφος Παράμετρος 228 Ra ( 232 Th) 226 Ra ( 238 U) 40 K 137 Cs K S Αδιατάρακτο K Έδαφος (0-10 cm) S Αδιατάρακτο K Έδαφος (10-20 cm) S

171 ΠΙΝ. 12. Μήτρα συντελεστών συσχέτισης των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων. TABLE 12. Matrix of the correlation coefficients of the investigated radionuclides. Αδιατάρακτο έδαφος (0-10 cm) Αδιατάρακτο έδαφος (10-20 cm) 228 Ra 228 Ra 226 Ra Ra 226 Ra Ra 40 K K 40 K K 137 Cs Cs Αδιατάρακτο έδαφος (0-20 cm) Καλλιεργημένο έδαφος (0-20cm) 228 Ra 228 Ra 226 Ra Ra 226 Ra Ra 40 K K 40 K K 137 Cs Cs Συσχέτιση 226 Ra και 228 Ra Ra (Bq/kg) y = 0,9272x + 4, Ra (Bq/kg) Εικ. 14. Συσχέτιση συγκεντρώσεων 228 Ra (Bq/kg) στο επιφανειακό στρώμα εδάφους (0-10 cm) με τις αντίστοιχες του 226 Ra (Bq/kg). Fig. 14. Correlation between the 228 Ra concentrations (Bq/kg) of the surface layer of the soil (0-10cm) versus the respective ones of the 226 Ra.

172 Εικ. 15. Σύγκριση της ειδικής ενεργότητας του 137 Cs (Bq/kg) στο επιφανειακό (0-10 cm / SUA) και στο βαθύτερο (10-20 cm / SUB) στρώμα αδιατάρακτου εδάφους. Fig. 15. Comparison of the 137 Cs specific activity (Bq/kg) of the surface layer of the undisturbed soil (0-10 cm / SUA) and the lower one (10-20 cm / SUB) Cs-137 (Bq/kg) SUA SUB Σημεία Δειγματοληψίας Μέση τιμή

173 ΠΙΝ. 14. Μέσες τιμές συγκέντρωσης (σε μg/g) των ερευνηθέντων ιχνοστοιχείων εδάφους (± 1 SD). TABLE 14. The mean values (in μg/g) of the concentrations of the investigated trace elements of soil (± 1 SD). Δείγμα Συγκέντρωση V Cr Cr Mn Mn Co Co Ni Ni Cu Zn Hg As Se Mo Ag Cd Sn Ba Pb Μέση τιμή < < <0.5 <1 < ± SD , min max Καλλιεργημέν Μέση τιμή < * < < < ο ± SD Έδαφος min (19 δείγματα) max Αδιατάρακτο Μέση τιμή < * < < < Έδαφος ± SD cm min (26 δείγματα) max Αδιατάρακτο Μέση τιμή < * < < < Έδαφος ± SD cm min (25δείγματα) max UCC (Taylor et al. 1985) Ministry of Water, Forests and Environment Protection, Romania normal alert min alert max Χωρίς τα δείγματα # 29, # 30, # 31 Μόνο τα δείγματα # 29, # 30, # 31 *Στα δείγματα που ήταν κάτω του ορίου ανίχνευσης του As (0.5 μg/g) χρησιμοποιήθηκε το μισό του ορίου προκειμένου να υπολογιστεί η μέση τιμή της συγκέντρωσης του As.

174 ΠΙΝ. 15. Κύρτωση (K) και Ασυμμετρία (S) των κατανομών των ερευνηθέντων ιχνοστοιχείων. TABLE 15. Kurtosis (K) and Skewness (S) of the distributions of the investigated trace elements. Κατηγορία Παράμετρος V Cr Mn Co Ni Cu Zn As δειγμάτων Καλλιεργημένο K έδαφος S Αδιατάρακτο έδαφος K cm S Αδιατάρακτο έδαφος K cm S Κατηγορία Παράμετρος Hg Se Mo Ag Cd Sn Ba Pb δειγμάτων Καλλιεργημένο K έδαφος S Αδιατάρακτο έδαφος K cm S Αδιατάρακτο έδαφος K cm S

175 ΠΙΝ. 16. Συντελεστές συσχέτισης για 12 ιχνοστοιχεία μεταξύ του επιφανειακού (SUA) και του βαθύτερου (SUB) στρώματος αδιατάρακτου εδάφους καθώς και μεταξύ του αδιατάρακτου 0-20 cm (SU) και του καλλιεργημένου εδάφους (SC). TABLE 16. Correlation coefficients for 12 trace elements between the upper (SUΑ) and the lower (SUΒ) layer of undisturbed soil as well as between the undisturbed soil 0-20 cm (SU) and the cultivated soil (SC). Pb As Cd Ni Cu Cr r SUA/ SUB r SU / SC Mo Zn V Ba Mn Co r SUA/ SUB r SU / SC ΠΙΝ. 17. Συντελεστές συσχέτισης για 12 ιχνοστοιχεία μεταξύ του επιφανειακού (SUA) και του υποκείμενου (SUB) στρώματος αδιατάρακτου εδάφους, του καλλιεργημένου εδάφους (SC), της ιπτάμενης τέφρας και του φλοιού της γης (UCC). (Στην περίπτωση της ιπτάμενης τέφρας η επεξεργασία έγινε για 11 μόνο ιχνοστοιχεία, εκείνα που σημειώνονται στον Πίνακα 3). TABLE 17. Correlation coefficients for 12 trace elements between the upper (SUΑ) and the lower (SUΒ) layers of undisturbed soil, cultivated soil (SC), fly ash and UCC. (In the case of fly ash we have considered only 11 trace elements as reported in Table 3). SUΑ SUΑ SUΒ SUΒ SC SC Ιπτ. τέφρα Ιπτ. τέφρα UCC UCC

176 Αγ. Δημήτριος Σέρβια Αμύνταιο Πτολεμαΐδα Mn Mn c /UCC 1 Καρδιά Κοζάνη Μαγγάνιο Σημείο δειγματοληψίας Αμύνταιο Πτολεμαΐδα Αγ. Δημήτριος Σέρβια Zn Zn c /UCC 1 Καρδιά Κοζάνη Σημείο δειγματοληψίας

177 Σέρβια Αμύνταιο Πτολεμαΐδα Αγ. Δημήτριος Pb Pb c /UCC Καρδιά Κοζάνη Σημείο δειγματοληψίας Μόλυβδος Έδαφος αδιατάρακτο βάθους 0-10 cm Έδαφος αδιατάρακτο βάθους cm Καλλιεργημένο έδαφος 0-20 cm Εικ. 16. Οι σχετικές συγκεντρώσεις των Mn, Zn και Pb του εδάφους ως προς τις αντίστοιχες του γήινου φλοιού UCC σε συνάρτηση με τις θέσεις των σημείων δειγματοληψίας, τοποθετημένων κατά την Νότια - Νοτιοανατολική κατεύθυνση του ανέμου. Fig. 16. The relative concentrations of Mn, Zn and Pb of the soil by respect to these ones of the Upper Continental Crust UCC versus the sampling points following the South - South Eastward wind direction

178 Εικ. 17α. Αποτελέσματα Cluster και MDS ανάλυσης 12 ιχνοστοιχείων των δειγμάτων καλλιεργημένου εδάφους 0-20 cm (SC). Fig. 17a. Results of Cluster and MDS analysis for 12 trace elements of the cultivated soil samples 0-20 cm (SC).

179 Εικ. 17β. Αποτελέσματα Cluster και MDS ανάλυσης 12 ιχνοστοιχείων των δειγμάτων αδιατάρακτου εδάφους 0-10 cm (SUA). Fig. 17b. Results of Cluster and MDS analysis for 12 trace elements of the undisturbed soil samples 0-10 cm (SUA).

180 Εικ. 17γ. Αποτελέσματα Cluster και MDS ανάλυσης 12 ιχνοστοιχείων των δειγμάτων αδιατάρακτου εδάφους cm (SUB). Fig. 17c. Results of Cluster and MDS analysis for 12 trace elements of the undisturbed soil samples cm (SUB).

181 Εικ. 18. Αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA 12 ιχνοστοιχείων των δειγμάτων αδιατάρακτου εδάφους 0-10 cm (SUA). Fig. 18. Results of PCA factor analysis for 12 trace elements of the undisturbed soil samples 0-10cm (SUA).

182 Εικ. 19α. Τυπικό φάσμα ακτίνων-γ δείγματος φύλλων του είδους Pinus nigra (1Pin). Fig. 19a. Typical γ-ray spectrum of a leaf sample of the species Pinus nigra (1Pin). 226 Ra U ( KeV) 137 Cs (661.7 kev) 214 Pb (295.2 kev) Background (511 kev) 214 Pb ( kev) 208 Tl (583.1 kev) 214 Bi ( kev) 40 K ( kev) 212 Pb ( kev) Pb (241.9 kev) 214 Bi (609.3 kev) Εικ. 19β. Τυπικό φάσμα ακτίνων-γ δείγματος του βρύου Homalothesium aureum (6Hoa). Fig. 19b. Typical γ-ray spectrum of the sample of the moss Homalothecium aureum (6Hoa).

183 ΠΙΝ. 18. Ειδικές ενεργότητες (σε Bq/kg) και συγκριτικά δεδομένα των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων των φύλλων των δένδρων. TABLE 18. Specific activities (in Bq/kg) and comparative data of the investigated radionuclides of the tree leaves. Ειδική ενεργότητα φύλλων δένδρων (Bq/kg) Pinus nigra (Pin) Prunus amygdalus (Pra) Δείγμα K-40 Cs-137 Ra-226 Δείγμα K-40 Cs-137 Ra-226 1pin pra 539 2pin pra pin pra pin pra pin 311 5pra 568 6pin pra pin pra 8pin 288 8pra pin pra 10pin 10pra 11pin pra (Σταθμός Αναφοράς) (Σταθμός Αναφοράς) Μέση τιμή 274± ± (1) Μέση τιμή 504± ± (1) Populus nigra (Pon) Pyracantha coccinea (Pyc) Δείγμα K-40 Cs-137 Ra-226 Δείγμα K-40 Cs-137 Ra-226 1pon pyc pon pyc 514 3pon pyc pon 512 4pyc pon pyc pon 309 6pyc 399 7pon pyc 410 8pon 499 8pyc 308 9pon pyc pon pyc pοn pyc (Σταθμός Αναφοράς) (Σταθμός Αναφοράς) Μέση τιμή 400± ± (1) Μέση τιμή 364± ± (1) Βιβλιογραφία (2) Βιβλιογραφία (2) Ιπτάμενη τέφρα της ΔΕΗ 264 (3) 234 (4) 377 (3) 430 (4) Ιπτάμενη τέφρα της ΔΕΗ 264 (3) 234 (4) 377 (3) 430 (4) (1) Μέση τιμή με βάση μονο τα δείγματα που είχαν ανιχνεύσιμο 226 Ra (2) Εργασίες για Pinus pinea και θαμνώδη των Martinez-Aguirre και Perianez 1998, Baeza et al. 1996, Madruga et al (3) Μανωλοπούλου 1990 (4) Simopoulos και Angelopoulos 1987

184 ΠΙΝ. 19. Σύγκριση του συντελεστή μεταφοράς TF του 226 Ra των δένδρων με βιβλιογραφικές τιμές. TABLE 19. Comparison of the TF value of the tree 226 Ra with bibliographical ones. Είδος δένδρου TF Reference Παρατηρήσεις Pinus nigra Populus nigra Prunus amygdalus Pyracantha coccinea (μέση τιμή) Παρούσα εργασία 226 Ra εδάφους 23 Bq/kg Pinus pinea ~0.01 Madruga et al Ra εδάφους 20 Bq/kg Cistus ladamiter ~0.06 Baeza et al Ra εδάφους ~40 Bq/kg Ashkinazi 1980 Υψηλές τιμές TF σε αμμώδη εδάφη Spartina densiflora Martinez-Aguirre και Perianez Ra εδάφους Bq/kg ΠΙΝ. 20. Χρονική μεταβολή των συγκεντρώσεων του 137 Cs των φύλλων των δένδρων την περίοδο TABLE 20. Evolution of the 137 Cs concentrations of the tree leaves during the years Δείγμα Pinus nigra (Bq/kg) Populus nigra (Bq/kg) Prunus amygdalus (Bq/kg) Pyracantha coccinea (Bq/kg) ,2 0,2 0,0 1,0 0,0 0,0 1,5 0,0 0,0 1,4 1,3 0,8 2 0,3 0,2 0,0 3,8 2,0 0,5 1,8 1,2 1,0 0,0 0,0 0,0 3 2,0 1,0 0,0 0,5 0,1 0,2 0,8 0,4 0,0 0,6 0,8 0,6 4 0,5 0,6 0,0 0,0 0,0 0,0 0,9 0,5 0,0 1,0 0,6 0,0 5 0,0 0,0 0,0 1,0 0,3 0,0 0,0 0,0 0,0 1,3 0,4 0,4 6 1,2 0,8 0,5 0,5 0,0 0,0 1,7 1,0 0,4 0,0 0,0 0,0 7 3,1 2,2 1,2 1,2 0,2 0,0 8 1,0 0,0 0,0 1,5 0,0 0,0 0,4 0,1 0,0 9 0,4 0,2 0,2 0,7 0,3 1,0 0,7 0,4 0,0 10 0,2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 11 0,2 0,0 0,0 1,0 0,5 0,0 0,6 0,2 0,0 1,8 0,2 0,0 AVE 0,9 0,5 0,2 1,0 0,3 0,2 1,0 0,4 0,2 0,8 0,4 0,2 SD ±1,0 ±0,7 ±0,4 ±1,0 ±0,6 ±0,3 ±0,9 ±0,5 ±0,2 ±0,7 ±0,3 ±0,1

185 Εικ. 20. Μεταβολή των συγκεντρώσεων (Bq/kg) του 137 Cs συναρτήσει των συγκεντρώσεων του 40 Κ στα δείγματα των δένδρων (αριστερά) και στα δείγματα βρύων λειχήνων (δεξιά). Fig. 20. Evolution of the 137 Cs concentrations (Bq/kg) versus the respective ones of 40 Κ in the tree samples (left) and in the moss - lichen samples (right). LnC=LnCo-r 2 t ,4-0,8-1,2-1,6-2 Ln(Cs-137) Pyracantha coccinea Populus nigra Prunus amygdalus Pinus nigra Εικ. 21. Λογαριθμική μείωση της συγκέντρωσης του 137 Cs των φύλλων των δένδρων (Bq/kg) συναρτήσει του χρόνου την περίοδο (0.28 < r 2 < 0.20). Fig. 21. Logarithmic function of the 137 Cs concentrations of the tree leaves (Bq/kg) versus time during the years (0.28 < r 2 < 0.20).

186 ΠΙΝ. 21. Ειδικές ενεργότητες (σε Bq/kg) των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων των λειχήνων. TABLE 21. Specific activities (in Bq/kg) of the investigated radionuclides of the lichens. Ειδική ενεργότητα λειχήνων (Bq/kg) Είδος Τοποθεσία 40 K 137 Cs 134 Cs 226 Ra 228 Ra 226 Ra/ 228 Ra Cladonia convoluta Αμύνταιο Pertusaria sp Cladonia rangiformis Parmelia sulcata Xanthoria parietina Cladonia convoluta Πτολεμαΐδα Pertusaria sp Cladonia rangiformis Parmelia sulcata Xanthoria parietina Cladonia convoluta Καρδιά Pertusaria sp Xanthoria parietina Neofuscelia pulla Cladonia convoluta Αγ.Δημήτριος Pertusaria sp Parmelia sulcata Xanthoria parietina Cladonia rangiformis Anaptychia cilliaris Peltigera canina Pseudevernia furfuracea Ramalina fraxinea Mέση τιμή

187 ΠΙΝ. 22. Ειδικές ενεργότητες των ερευνηθέντων ραδιονουκλιδίων των βρύων. TABLE 22. Specific activities (in Bq/kg) of the investigated radionuclides of the mosses. Ειδική ενεργότητα βρύων (Bq/kg) Είδος Τοποθεσία Tortula ruralis Αμύνταιο K 137 Cs 134 Cs 226 Ra 228 Ra 226 Ra/ 228 Ra Grimmia pulvinata Grimmia loevigata Eucalypta. streptocarpa Homalothecium aureum Tortula ruralis Πτολεμαΐδα Grimmia pulvinata Grimmia loevigata Eucalypta. streptocarpa Homalothecium aureum Tortula ruralis Καρδιά Grimmia loevigata Eucalypta. streptocarpa Homalothecium aureum Hypnum cupresiformae Tortella tortuosa Rhacomitrium canescens Αγ.Δημήτριος Tortula ruralis Grimmia pulvinata Grimmia loevigata Eucalypta. streptocarpa Homalothecium aureum Dicranum Scoparium Hypnum cupresiformae Tortella tortuosa Mέση τιμή

188 ΠΙΝ. 23. Μέσες συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων (Bq/kg) κατά είδος λειχήνα και συγκριτικά βιβλιογραφικά δεδομένα. TABLE 23. Mean concentrations of radionuclides (Bq/kg) for each lichen species and comparative bibliographical data. Είδος λειχήνα Cladonia convoluta Cladonia rangiformis Pertusaria sp Parmelia sulcata Συγκέντρωση (Bq/kg) C min C max 40 Κ (Bq/kg) 137 Cs 134 Cs 226 Ra 228 Ra (Bq/kg) (Bq/kg) (Bq/kg) (Bq/kg) C av ± SD 88± ± ± ± ±9.6 C min C max C av ± SD 67± ± ± ± ±12.2 C min C max C av ± SD 230± ± ± ± ±10 C min C max C av ± SD 118± ± ± ± ±4.6 C min C max Xanthoria parietina C av ± SD 283± ± ± ± ±14 Nefuscelia pulla C Anaptychia cilliaris C Peltigera canina C Pseudevernia furfuracea C Ramalina fraxinea C Σύνολo Βιβλιογραφία ( 1) (Γενικά) Βιβλιογραφία (Περιοχή μελέτης) Βιβλιογραφία (Περιοχή Θεσσαλονίκης /Μακεδονίας) Ιπτάμενη τέφρα ΔΕΗ (1-2) C min C max C av ± SD 181± ± ± ± ±23 C min - C max 3-26 C 85 (3) (1α) 2800 (3) 39 (1α) 12.5 (1α) C 80 (3) 200 (1β) (3) (3) 9 (1β) 8 (1β) C (1) Μανωλοπούλου α : για τα είδη Xanthoria parietina και Cladonia convoluta. 1β: για το είδος Xanthoria parietina. (2) Simopoulos και Angelopoulos (3) Papastefanou et al και 1992, μετά από τροποποίηση.

189 ΠΙΝ. 24. Μέσες συγκεντρώσεις ραδιονουκλιδίων (Bq/kg) κατά είδος βρύου και συγκριτικά βιβλιογραφικά δεδομένα. TABLE 24. Mean concentrations of radionuclides (Bq/kg) for each moss species and comparative bibliographical data Είδος βρύου Tortula ruralis Grimmia loevigata Grimmia pulvinata Eucalypta. streptocarpa Homalothecium aureum Hypnum cupresiformae Tortella tortuosa Συγκέντρωση (Bq/kg) 40 Κ (Bq/kg) 137 Cs (Bq/kg) 134 Cs (Bq/kg) 226 Ra Bq/kg 228 Ra Bq/kg C min C max C av ± SD 161±35 690± ± ± ±29 C min C max C av ± SD 252± ± ± ± ±10 C min C max C av ± SD 326± ± ± ± ±15 C min C max C av ± SD 143± ± ± ± ±22 C min C max C av ± SD 88± ± ± ± ±14 C min C max C av ± SD 0±0 3640± ± ± ±0 C min C max C av ± SD 220± ± ±8 74.7± ±8 C Rhacomitrium canescens Dicranum Scoparium C C min Σύνολο C max C av ± SD 178± ± ± ± ±23 Βιβλιογραφία ( 1) C min - C max (Γενικά) 7-31 Βιβλιογραφία C 60 (3) (Περιοχή μελέτης) 246 (1α) (3) 64 (1α) 19 (1α) Βιβλιογραφία 93 (3) (Περ. Θεσσαλονίκης/ C 200 (1α) Μακεδονίας) (3) (3) 9 (1α) 18 (1α) Ιπτάμενη τέφρα ΔΕΗ (1-2) C (1) Μανωλοπούλου α : για τα είδos Tortula ruralis. (2) Simopoulos και Angelopoulos (3) Papastefanou et al και 1992, μετά από τροποποίηση.

190 ΠΙΝ. 25. Μέσες τιμές συντελεστών μεταφοράς TF του 137 Cs, 226 Ra, 228 Ra σε όλα τα είδη λειχήνων και βρύων που ερευνήθηκαν. TABLE 25. Mean values of the transfer factors TF of 137 Cs, 226 Ra, 228 Ra in all investigated lichen and moss species. Συντελεστές μεταφοράς TF λειχήνων Είδος λειχήνα 137 Cs 226 Ra 228 Ra Cladonia convoluta 33.9± ± ± Cladonia rangiformis 22.1± ± ±0.452 Pertusaria sp 70.2± ± ±0.537 Parmelia sulcata 48.5± ± ±0.275 Xanthoria parietina 44.5± ± ±0.757 Neotuscelia pulla Anaptychia cilliaris Peltigera canina Pseudevernia furfuracea Ramalina fraxinea 23, Σύνολo 44± ± ±1.072 Συντελεστές μεταφοράς TF βρύων Είδος βρύου 137 Cs 226 Ra 228 Ra Tortula ruralis 13.6± ± ±1.068 Grimmia loevigata 62.6± ± ±0.725 Grimmia pulvinata 53.4± ± ±0.416 Eucalypta. streptocarpa 28.8± ± ±1.150 Homalothecium aureum 41.7± ± ±0.626 Hypnum cupresiformae 69.5± ± ±0.001 Tortella tortuosa 50.4± ± ±0.055 Rhacomitrium canescens Dicranum Scoparium Σύνολo 43.5± ± ±1.072

191 Εικ. 22. Αποτελέσματα Cluster ανάλυσης των 5 ραδιονουκλιδίων που προσδιορίστηκαν σε 25 δείγματα βρύων. Fig. 22. Results of Cluster analysis of 5 radionuclides determined in 25 moss samples.

192 Εικ. 23. Αποτελέσματα Cluster ανάλυσης στα ραδιονουκλίδια των λειχήνων. Fig. 23. Results of Cluster analysis for the radionuclides of lichens. Εικ. 24. Αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA στα ραδιονουκλίδια των λειχήνων. Fig. 24. Results of the PCA factor analysis for the radionuclides of lichens.

193 ΠΙΝ. 26. Συγκεντρώσεις επτά βαρέων μετάλλων στα ερευνηθέντα δείγματα των φύλλων των δένδρων. TABLE 26. Concentrations of seven heavy metals in the investigated samples of the tree leaves. Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων (μg/g) στα φύλλα του Pinus nigra (Pin) Δείγμα Cr Pb Cu Mn Ni Cd Fe 1Pin Pin Pin Pin Pin Pin Pin Pin Pin Pin Mέση τιμή Τυπική απόκλιση Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων (μg/g) στα φύλλα του Populus nigra (Pοn) Δείγμα Cr Pb Cu Mn Ni Cd Fe 1Pon Pon Pon Pon Pon Pon Pon Pon Pon Pon Pon Mέση τιμή Τυπική απόκλιση

194 ΠΙΝ. 26. (Συνέχεια) TABLE 26. (Continued) Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων (μg/g) στα φύλλα του Prunus amygdalus (Pra) Δείγμα Cr Pb Cu Mn Ni Cd Fe 1Pra Pra Pra Pra Pra Pra Pra Pra Mέση τιμή Τυπική απόκλιση Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων (μg/g) στα φύλλα του Pyracantha coccinea (Pyc) Δείγμα Cr Pb Cu Mn Ni Cd Fe 3Pyc Pyc Pyc Pyc Pyc Pyc Pyc Mέση τιμή Τυπική απόκλιση

195 ΠΙΝ. 27. Συγκεντρώσεις επτά βαρέων μετάλλων στα δείγματα των ερευνηθέντων λειχήνων και βρύων και οι αντίστοιχοι συντελεστές μεταφοράς TF. TABLE 27. Concentrations (in μg/g) of seven heavy metals of the investigated lichen and moss samples and the corresponding transfer factors TF. Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων στους λειχήνες (μg/g) Δείγμα Cr Mn Fe Ni Cu Cd Pb 9Clr Pas Pes Μέση τιμή 53.3 ± ± ± ± ± ± ± 6.08 TF lic Clc Xap Μέση τιμή 39.1 ± ± ± ± ± ± ± 0.48 TF lic (1) * * * 1.77 to (3) Clr : Cladonia rangiformis / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ 6Clc : Cladonia convoluta / ΚΑΡΔΙΑ 9Pas : Parmelia sulcata / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ 6Xap : Xanthoria parientina / ΚΑΡΔΙΑ 9 Pes : Pertusaria sp. / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ Συγκεντρώσεις βαρέων μετάλλων στα βρύα (μg/g) Δείγμα Cr Mn Fe Ni Cu Cd Pb 9Grl Rhc Tor Μέση τιμή 54.5 ± ± ± ± ± ± ± 5.61 TF mos Eus Grl Hoa Tot Μέση τιμή 79.7 ± ± ± ± ± ± ±10.20 TF mos (2) (3) (4) * * * Toxicity range (5) * Grl: Grimmia loevigata / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ 6Eus : Eucalypta streptocarpa / ΚΑΡΔΙΑ 9Rhc : Rhacomitrium canescens / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ 9Tor : Tortula ruralis / ΑΓ.ΔΗΜΗΤΡΙΟΣ 6Grl : Grimmia loevigata / ΚΑΡΔΙΑ 6Hoa : Homalothesium aureum / ΚΑΡΔΙΑ 6Tot: Tortella tortuosa / ΚΑΡΔΙΑ (1) Rodrigo et al (3) Bargagli et al (5) Kabata-Pendias και Pendias 1992 (2) Genoni et al (4) Rahman et al * Δεν υπάρχουν δεδομένα

196 Πιν. 28. Συγκεντρωτικά δεδομένα των ελαχίστων (c min ), μεγίστων (c max ) και μέσων (c av ) συγκεντρώσεων επτά βαρέων μετάλλων στα ερευνηθέντα δείγματα δένδρων. To δείγμα # 11 θεωρήθηκε σαν δείγμα αναφοράς. TABLE 28. Final data concerning minimum (c min ), maximum (c max ) and average (c av ) concentrations of seven heavy metals in the investigated tree samples. Sample # 11 was considered as a reference one. Εύρος και μέσες τιμές συγκεντρώσεων βαρέων μετάλλων στα φύλλα των δένδρων (μg/g) Δείγμα Cr Mn Fe Ni Cu Cd Pb Pinus nigra # 1-10 c min c max c av ± SD 2.90 ± ± ± ± ± ± ± 0.70 Pinus nigra # Pyracantha coccinea # 1-10 c min c max c av ± SD 1.72 ± ± ± ± ± ± ± 0.47 Pyracantha - coccinea # Prunus amygdalus #1-10 c min c max c av ± SD 1.65 ± ± ± ± ± ± ± 0.55 Prunus amygdalus # Populus nigra # 1-10 c min c max c av ± SD 2.00 ± ± ± ± ± ± ± 0.46 Populus nigra #

197 Manganese Chromium Pon Pra Pyc Pin Pon Pra Pyc Pin Iron 11 Nickel Pon Pra Pyc Pin 1 Pon Pra Pyc Pin Copper Cadmium Pon Pra Pyc Pin -0.1 Pon Pra Pyc Pin ± 1.96 * SD Pon Pra Pyc Pin Lead ± 1.00 * SD Mean Pin : Pinus nigra Pon : Populus nigra Pra : Prunus amygdalus Pyc : Pyracantha coccinea Εικ. 25. Διαγράμματα box / whisker των μέσων συγκεντρώσεων (μg/g) των βαρέων μετάλλων των φύλλων των δένδρων (SD = τυπική απόκλιση).

198 Fig. 25. Box / whisker plots of the investigated heavy metal average concentrations (μg/g) of tree leaves (SD = standard deviation). Πιν. 29. Συγκεντρωτικά δεδομένα των ελάχιστων (TF min ). μέγιστων (TF max ) και μέσων τιμών (TF av ) των συντελεστών μεταφοράς TF επτά βαρέων μετάλλων στα ερευνηθέντα δείγματα δένδρων. TABLE 29. Final data concerning minimum (TF min ). maximum (TF max ) and average (TF av ) values of the transfer factor TF of seven heavy metals in the investigated tree samples. Συντελεστές μεταφοράς TF βαρέων μετάλλων στα φύλλα των δένδρων Δείγμα Cr Mn Fe Ni Cu Cd Pb Pinus nigra # 1-10 TF min TF max TF av ± SD 0.021± ± ± ± ± ±0.073 Pyracantha coccinea # 1-10 TF min TF max TF av ± SD 0.012± ± ± ± ± ±0.148 Prunus amygdalus #1-10 TF min TF max TF av ± SD 0.010± ± ± ± ±0.040 Populus nigra # 1-10 TF min TF max TF av ± SD 0.015± ± ± ± ± ±0.068

199 ΠΙΝ. 30. Ιχνοστοιχεία (μg/g) στα δείγματα εδάφους και δένδρων της περιοχής μελέτης και συγκριτικά δεδομένα των μετρήσεων (ΤΕΙ) με τις αντίστοιχες του ΙΓΜΕ (2001), καθώς και με τα βιβλιογραφικά όρια. TABLE 30. Trace elements (μg/g) of the soil and tree samples of the study area and comparison of these measurements (TEI) with the respective ones of IGME (2001), as well as the bibliography limits. ΕΔΑΦΟΣ ΦΥΛΛΑ ΔΕΝΤΡΩΝ ΙΠΤΑΜΕΝΗ ΤΕΦΡΑ Βιβλιογραφία Περιοχή Κοζάνης-Πτολεμαΐδας -Αμυνταίου Βιβλιογραφία TEI (5β) ΣΤΟΙΧΕΙΟ ΔΕΗ(4) ΙΓΜΕ (4) TEI (5α) (1) Εύρος (1) UCC (2) Όρια ROM (3) Εύρος Μέση Τιμή Εκτός Ορίων Εύρος Μέση Τιμή Εκτός Ορίων Εύρος Περιοχή Τοξικότητας Εύρος Μέση Τιμή Control Station Μέση Τιμή Cr / Αιανή *200.2 ^(186) Mn / %> Αιανή ^(773) Fe (% Fe 2 O 3 ) 6.60% % 5.8% 25%> μg/g 344 μg/g μg/g 7.60% Ni 75 75/ Αιανή *197.5 ^(232) Cu / ~25 2.5%> *69 (**) Cd 0.2 3/5 < 0.1 < *<1 Pb / %> *18 (1) : Kabata Pendias και Pendias (2) : Upper Continental Crust UCC (Levinson Swaine και Goodarzi 1995). (3) : Όρια Ρουμανίας : προειδοποίησης/ παρέμβασης (Ministry of Water. Forests and Environment Protection. Romania 1997) (4) : IΓΜΕ (5) : Μετρήσεις παρούσας έρευνας α) για το έδαφος 0-10 cm β) για τα 4 είδη δένδρων που ερευνήθηκαν Η περιοχή δειγματοληψίας φυτών είναι περίπου η ίδια με την περιοχή μελέτης του ΙΓΜΕ, ενώ η περιοχή δειγματοληψίας εδάφους περιέχει επιπλέον τη λεκάνη Κοζάνης- Σερβίων * Τιμή υψηλότερη της συγκέντρωσης του UCC ** 100 μg/g = όριο φυτοτοξικότητας του Cu στο έδαφος. ^ Μέση τιμή χωρίς τις συγκεντρώσεις τριών δειγμάτων που είναι αρκετά μεγαλύτερες των υπολοίπων

200 ΠΙΝ. 31. Μέσες τιμές των συντελεστών μεταφοράς TF των ερευνηθέντων φυτικών οργανισμών. TABLE 31. Mean values of the transfer factors TF of the investigated plants. Στοιχείο Δένδρα Λειχήνες Βρύα Cr Mn Ni Cu Cd Pb ΠΙΝ. 32. Συντελεστές συσχέτισης επτά βαρέων μετάλλων στα δείγματα των δένδρων. TABLE 32. Correlation coefficients of seven heavy metals of the investigated tree samples. Pinus nigra Pyracantha coccinea Cr Cr Cr Cr Mn 0.01 Mn Mn 0.40 Mn Fe Fe Fe Fe Ni Ni Ni Ni Cu Cu Cu Cu Cd Cd Cd Cd Pb Pb Pb Pb Prunus amygdalus Populus nigra Cr Cr Cr Cr Mn 0.01 Mn Mn Mn Fe Fe Fe Fe Ni Ni Ni Ni Cu Cu Cu Cu Cd Cd Cd Cd Pb Pb Pb Pb

201 Εικ. 27. Αποτελέσματα Cluster και MDS ανάλυσης των βαρέων μετάλλων των φύλλων των δένδρων Fig. 27. Results of Cluster and MDS analysis of the heavy metals of the tree leaves

202 Εικ. 28. Αποτελέσματα Cluster και MDS ανάλυσης των βαρέων μετάλλων των βρύων και των λειχήνων. Fig. 28. Results of Cluster and MDS analysis of the heavy metals of the mosses and lichens.

203 Εικ. 29. Αποτελέσματα Cluster ανάλυσης για όλα τα σημεία δειγματοληψίας των φύλλων των δένδρων (με βάση τις συγκεντρώσεις τους σε βαρέα μέταλλα). Fig. 29. Results of Cluster analysis for all sampling points of the tree leaves (based on their heavy metal concentrations).

204 Εικ. 30. Αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA για όλα τα σημεία δειγματοληψίας των φύλλων των δένδρων (με βάση τις συγκεντρώσεις τους σε βαρέα μέταλλα). Fig. 30. Results of the PCA factor analysis for all sampling points of the tree leaves (based on their heavy metal concentrations). Εικ. 31. Αποτελέσματα της ανάλυσης παραγόντων PCA για τα δείγματα φύλλων του είδους Pinus nigra (με βάση τις συγκεντρώσεις τους σε βαρέα μέταλλα). Fig. 31. Results of the PCA factor analysis for the leaf samples of the species Pinus nigra (based on their heavy metal concentrations).

205 Εικ. 32. Συσχετίσεις των συγκεντρώσεων των βαρέων μετάλλων των φύλλων των δένδρων και των αντίστοιχων του εδάφους : μεταξύ του είδους Pinus nigra και του αδιατάρακτου εδάφους μεταξύ του είδους Populus nigra και του αδιατάρακτου εδάφους. Fig. 32. Correlations between heavy metal concentrations of tree leaves and the respective concentrations of the soil : between the species Pinus nigra and the undisturbed soil between the species Populus nigra and the undisturbed soil