Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 33 - Instytut Ochrony ...

CHRONA 

ŒRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

nr 33 

Warszawa 

2007 

INSTYTUT 

OCHRONY 

ŒRODOWISKA

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA 

INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL PROTECTION 

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 33 

Warszawa 2007

Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska 

Prof. dr hab. Barbara Gworek – przewodnicząca, 

prof. dr hab. Apolonia Ostrowska, doc. dr hab. Grażyna Porębska. 

Opracowanie edytorskie 

Maria Bucka, Marta Radwan-Röhrenschef, Alicja Sienkiewicz 

Korekta techniczna 

Barbara Oksańska 

© Copyright by INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA, Warszawa 2007 

Wydawca 

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ 

00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11 

tel. (0-22) 628 15 69; 625 10 05 w. 58; fax: (0-22) 629 52 63 

www.ios.edu.pl; e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl 

CZASOPISMO RECENZOWANE 

ISSN: 1230-7831-08-7 

Przygotowanie do druku i druk 

Wydawnictwo Naukowe Gabriel Borowski 

www.borowski.net.pl

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH prezentowane 

są interdyscyplinarne prace publikowane przez specjalistów z różnych dziedzin. W pracach 

tych prezentowane są wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych 

elementach środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające 

zarówno procesy naturalne jak i oddziaływanie człowieka. Tematyka tych prac poświęcona 

jest także zagadnieniom społeczno-ekonomicznym, technicznym na poziomie UE, krajowym, 

regionalnym oraz lokalnym w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju. 

RADA PROGRAMOWA: 

‣ Dr hab. Jadwiga Bernacka – docent IOŚ Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Elżbieta Biernacka – SGGW Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Danuta Czępińska-Kamińska – SGGW Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt – ART. Bydgoszcz. 

‣ Prof. dr hab. Marek Degórski – PAN Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Ryszard Dębicki – UMCS Lublin 

‣ Dr hab. Marzena Dudzińska – prof. PL Lublin 

‣ Dr hab. Feliks Grądalski – SGH Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – AP Siedlce 

‣ Dr hab. Liliana Kalisz – docent IOŚ Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Alina Maciejewska – PW Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Maciej Sadowski – IOŚ Warszawa (przewodniczący) 

‣ Prof. dr inż. Jerzy Siepak – UMK Poznań 

‣ Prof. dr hab. Jan Siuta – IOŚ Warszawa 

Wydanie dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 33, 2007 r. 

SPIS TREŚCI 

Krzysztof Biernat 

TECHNICZNE I ŚRODOWISKOWE UWARUNKOWANIA WYKORZYSTANIA 

BIOMASY DO CELÓW ENERGETYCZNYCH.............................................................. 9 

Andrzej Gawdzik, Stanisław Gajda, Marcin Rybotycki, Aleksander Sofronkow 

ELEKTROUTLENIANIE ODPADÓW PRZY PRODUKCJI BIODIESLA....................... 17 

Kamilla Bzdawka-Piątkowska 

Stan obecny i perspektywy rozwoju 

energetyki odnawialnej w Polsce.............................................................. 20 

Jolanta Biegańska 

Zlokalizowane zanieczyszczenia środowiska pestycydami oraz 

niekonwencjonalne metody ich likwidacji.............................................. 27 

Lidia Dąbek, Anna Picheta, Joanna Siejka 

WYKORZYSTANIE ZREGENEROWANYCH WĘGLI AKTYWNYCH 

JAKO SORBENTÓW ZANIECZYSZCZEŃ ORGANICZNYCH................................... 34 

Mariusz Mazurek 

DEGRADACJA TOKSYCZNYCH SUBSTANCJI ARSENOORGANICZNYCH 

W PROCESIE ZESTALANIA Z SIARKĄ...................................................................... 40 

Hanna Miller, Maria Rutkowska 

THE BIODEGRADABILITY OF XYLENE IN SEA WATER.......................................... 45 

Małgorzata M. Posmyk, Krystyna M. Janas, Renata Kontek 

EFFECT OF ANTHOCYANIN-RICH RED CABBAGE 

EXTRACT ON CYTOLOGICAL INJURY INDUCED BY COPPER 

STRESS IN PLANT AND ANIMAL TISSUES.............................................................. 50 

Grzegorz Lemańczyk, Dariusz Pańka, Leszek Lenc, Krzysztof Jankowski 

EFFECT OF DIFFERENTIATED FERTILIZATION WITH SULPHUR ON HEALTH 

STATUS OF WINTER OILSEED RAPE...................................................................... 57 

Mateusz Jakubiak, Małgorzata Śliwka 

REKULTYWACJA TERENÓW ZASOLONYCH Z WYKORZYSTANIEM STYMULACJI 

LASEROWEJ WYBRANYCH GATUNKÓW ROŚLIN.................................................. 64 

Marta Kandziora, Małgorzata Heflik, Aleksandra Nadgórska-Socha, Ryszard Ciepał 

SYNTEZA ZWIĄZKÓW BOGATYCH W GRUPY -SH JAKO ODPOWIEDŹ 

NA PODWYŻSZONE STĘŻENIE METALI CIĘŻKICH U ROŚLIN SILENE 

VULGARIS (CARYOPHYLLACEAE)........................................................................... 69 

Elżbieta Krajewska, Krystyna Niesiobędzka 

WPŁYW EKRANÓW AKUSTYCZNYCH NA OGRANICZENIE EMISJI METALI 

CIĘŻKICH Z MIEJSKICH CIĄGÓW KOMUNIKACYJNYCH....................................... 73

Spis Treści - Przeciwdziałanie 

Krystyna M. Janas, Katarzyna Szafrańska, Krystyna Górecka, Urszula Kowalska, 

Ryszard Górecki 

USING ANTHER CULTURE OF CARROT FOR SELECTION 

OF GENOTYPES RESISTANT TO TOXIC COPPER IONS....................................... 78 

Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek 

WYBRANE WŁAŚCIWOŚCI ODPADÓW POWĘGLOWYCH 

KWK „SZCZYGŁOWICE” W ASPEKCIE MOŻLIWOŚCI ICH REKULTYWACJI 

I ZAGOSPODAROWANIA PRZYRODNICZEGO........................................................ 82 

Katarzyna Wystalska, January Bień 

Stałe i gazowe produkty uzyskane w procesie 

plazmowego przekształcania odpadów.................................................... 87 

Marek Ryczek, Krzysztof Boroń, Sławomir Klatka 

WPŁYW DODATKÓW ORGANICZNYCH NA WŁAŚCIWOŚCI 

HYDRAULICZNE WYBRANYCH ODPADÓW PRZEMYSŁOWYCH.......................... 93 

Ewa Siedlecka 

Wykorzystanie odpadów z flotacji blendy cynkowej 

w utylizacji kwasu siarkowego.................................................................... 97 

Małgorzata Śliwka, Mateusz Jakubiak 

WPŁYW STYMULACJI LASEROWEJ NA ZWIĘKSZENIE PRZYROSTU 

BIOMASY ORAZ ZDOLNOŚCI BIOREMEDIACYJNYCH ROŚLIN 

WYKORZYSTYWANYCH W HYDROFITOWYCH OCZYSZCZALNIACH 

ŚCIEKÓW................................................................................................................. 103 

Waldemar Spychalski, Mirosława Gilewska 

PIERWIASTKI ŚLADOWE W GLEBACH 

WYTWORZONYCH Z GRUNTÓW POGÓRNICZYCH............................................. 108 

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski, Andrzej Dawidowski 

Monitoring przydatności wybranych komunalnych 

osadów ściekowych do ich rolniczego wykorzystania.................. 114 

Agnieszka Popenda, Grzegorz Malina, Ewa Siedlecka 

Składowanie jako metoda unieszkodliwiania 

osadów dennych zanieczyszczonych metalami ciężkimi.................. 119 

Marta Wardas, Justyna Oksa, Michał Kiełb, Joanna Pietras, Artur Kazuski 

PRZESTRZEGANIE OGRANICZEŃ PRAWNYCH 

Do UŻYTKOWANIA I ZAGOSPODAROWANIA ŚRODOWISKA, 

NA PRZYKŁADZIE REJONU ŚWIĄTNIK GÓRNYCH.............................................. 126 

Ryszard Sałaciński, Zofia Puff 

Zastosowanie ceramizowanych kompozytów 

nawozowych w remediacji terenów zdegradowanych 

w wyniku antropopresji................................................................................ 133


Elżbieta Bezak-Mazur, Anna Twarowska 

WPŁYW RODZAJU KOAGULANTA NA SPECJACJĘ GLINU W ŚCIEKACH.......... 138 

Ewa Rauba 

MODYFIKACJA POLSKIEGO SYSTEMU OPŁAT ZA ODPROWADZENIE 

ŚCIEKÓW DO WÓD POWIERZCHNIOWYCH ZGODNIE Z WYMAGANIAMI 

RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ UNII EUROPEJSKIEJ.................................... 145 

Krystyna Rauba 

ZASTOSOWANIE METODY WYCENY WARUNKOWEJ 

DO OKREŚLANIA GOTOWOŚCI DO ZAPŁATY ZA POPRAWĘ 

JAKOŚCI WÓD POWIERZCHNIOWYCH................................................................. 150 

Wiktoria Sobczyk 

JAKOŚĆ ŚRODOWISKA A EKOLOGIA SOCJALNA W 

OPINII STUDIUJĄCEJ MŁODZIEŻY ZE ŚRODOWISK WIEJSKICH....................... 155 

Barbara Bujanowicz-Haraś 

WYBRANE PROBLEMY EKOLOGICZNE NA OBSZARACH 

WIEJSKICH W KONTEKŚCIE ROZWOJU ZRÓWNOWAŻONEGO........................ 161 

Maciej Sadowski, Barbara Oleśków, Barbara Gworek 

Badania naukowe jako wsparcie polityki 

ochrony środowiska UE................................................................................. 167 

INDEKS Autorów.................................................................................................. 175


TECHNICZNE I ŚRODOWISKOWE UWARUNKOWANIA WYKORZYSTANIA BIOMASY 

DO CELÓW ENERGETYCZNYCH* 

Wprowadzenie. Zmiany konstrukcji silników spalinowych i urządzeń grzewczych powodowane 

głównie chęcią zwiększenia ich sprawności przy jednoczesnej poprawie ekonomiki 

eksploatacji, a także zaostrzające się wymagania z zakresu ochrony środowiska wymuszają 

również zmiany w asortymencie i jakości paliw do tych urządzeń. Paliwa, stanowiące 

źródła zasilania wszelkiego typu urządzeń, powinny być traktowane jako istotny uwzględniany 

w fazie projektowania element konstrukcyjny i eksploatacyjny układu urządzenie–paliwo. 

Ze względu na swoje funkcje w takim układzie paliwo nie może być prawidłowo definiowane 

bez podania jego przeznaczenia, dopuszczalnego zakresu właściwości i sposobu ich 

oznaczania. 

Paliwa, jako substancje palne, w stosunku do których jest możliwe technicznie przeprowadzenie 

procesu spalania w sposób kontrolowany oraz istnieją przesłanki umożliwiające 

wykorzystanie uzyskanej energii z tego procesu, powinny być definiowane jako substancje 

(materiały) paliwowe. Kompozycja substancji paliwowych, o określonych właściwościach 

i metodach ich oznaczania, o przewidywanym zakresie zastosowań może być już 

uznawana jako paliwo niestandardowe. Z kolei paliwo niestandardowe może stać się paliwem 

standardowym, czyli normatywnym, jeżeli na to paliwo zostanie ustanowiona norma 

przedmiotowa, zaakceptowana przez producentów silników lub urządzeń grzewczych, 

z jednoznacznym określeniem: 

1) zakresu (stosowania) normy; 

2) norm powołanych; 

3) sposobu pobierania próbek; 

4) oznakowania systemu dystrybucyjnego; 

5) ogólnych i szczegółowych wymagań oraz metod ich oznaczania; 

6) niezbędnych, dodatkowych danych, dotyczących np.: specyficznych metod oznaczania 

niektórych wymagań, magazynowania, bezpieczeństwa bhp i ppoż. 

Paliwa do silników spalinowych i urządzeń grzewczych muszą spełniać wymagania, 

związane bezpośrednio lub pośrednio z koniecznością zapewnienia odpowiedniej sprawności, 

odpowiedniego zużycia paliwa i ochrony środowiska oraz ogólnie – racjonalności eksploatacji, 

a mianowicie: 

1) zapewniające właściwy transport wewnętrzny paliwa (wymagania układu zasilania); 

2) zapewniające prawidłowe rozpylenie i odparowanie paliwa; 

3) zapewniające właściwe spalanie paliwa; 

4) związane z oddziaływaniem paliw i produktów ich spalania na środowisko; 

5) związane z magazynowaniem, transportem i dystrybucją paliw; 

6) związane ze sposobami postępowania z paliwami, które nie spełniają określonych norm 

przedmiotowych. 

Rozwój i modyfikacje napędów współczesnych silników wymagają zatem odpowiednich 

paliw do tych napędów, tak aby spełnione zostały wymagania związane 

z podanymi wyżej wymaganiami. Wymagania te określają konstruktorzy i producenci pojazdów, 

gwarantując jednocześnie trwałość i niezawodność silników zasilanymi odpowiednimi 

dla nich paliwami. 

* Dr inż. Krzysztof Biernat – Instytut Paliw i Energii Odnawialnej, Uniwersytet Kardynała Stefana 

Wyszyńskiego w Warszawie.

Przeciwdziałanie 

W celu zapewnienia właściwej jakości paliw do silników o zapłonie iskrowym i samoczynnym, 

spełniając wymagania dotyczące silników spalinowych i ochrony środowiska, 

czołowe, światowe koncerny samochodowe powołały Komitet do Spraw Światowej Karty 

Paliw (World-Wide Fuel Charter- WWFC). W skład Komitetu weszli przedstawiciele międzynarodowych 

organizacji producentów silników i samochodów. 

Aktualnie obowiązująca czwarta edycja Światowej Karty Paliw obowiązuje od września 

2006 r. Podzielono w niej paliwa na cztery kategorie zarówno w grupie paliw do silników 

o zapłonie iskrowym, jak i samoczynnym, spełniających wymagania od najniższych, głównie 

z zakresu czystości spalin (kategoria pierwsza), do najwyższych (kategoria czwarta). 

Wymagania Światowej Karty Paliw określono w stosunku do produktu gotowego. Jeżeli 

zatem paliwo spełnia te wymagania, nie należy określać i wprowadzać dodatkowych wymagań 

i metod kontroli pośredniej lub wewnętrznej. 

Aktualne wymagania zawarte w WWFC ograniczają wprowadzanie do benzyn związków 

tlenowych typu eterów lub etanolu i alkoholi wyższych, przy jednoczesnym zakazie 

wprowadzania do paliw metanolu. Dopuszczono maksymalną zawartość etanolu 

o wymaganiach zgodnych z ASTM D 4806 i pH zawartym w zakresie 6,5–9 na 10% (v/v), 

a alkoholi wyższych (od C 2 

) nie więcej niż 0,1 %(v/v). Powyższe ograniczenia są tłumaczone 

pogorszeniem właściwości jezdnych i mało skutecznym zmniejszaniem emisji tlenków azotu 

w silnikach zasilanych mieszankami ubogimi. Stwierdzono także w badaniach, że w procesie 

spalania benzyn z dodatkiem 10% etanolu, emisja toksycznych substancji zmniejszyła się 

o 2%, a emisja tlenku węgla o 10% w porównaniu z emisją powstającą w wyniku spalania 

benzyny zawierającej 11% MTBE, ale emisja tlenków azotu zwiększyła się o 14%, węglowodorów 

o 10%, a potencjał tworzenia ozonu o 9%. A zatem przy wprowadzaniu do benzyn 

alkoholi nie zaleca się wprowadzania dodatkowo eterów. Zakaz wprowadzania metanolu 

wynika z możliwości spowodowania korozji części metalowych i degradacji komponentów 

plastycznych i elastomerów. 

W olejach napędowych kategorii od pierwszej do trzeciej ograniczono w WWFC 

zawartość estrów pochodzenia roślinnego, głównie FAME (fatty acid methyl esters – estrów 

metylowych kwasów tłuszczowych), o wymaganiach jakościowych zgodnych z EN 14214, 

ASTM D 6751 lub normami równorzędnymi, do 5 % (v/v), z powodu ich niekorzystnych 

właściwości niskotemperaturowych, higroskopijności, większej tendencji do tworzenia osadów 

i agresywnego oddziaływania na uszczelnienia i niektóre elementy układu paliwowego. 

W olejach napędowych czwartej kategorii, zawartość FAME została ograniczona do granicy 

wykrywalności metody oznaczania. W razie wprowadzania FAME zaleca się odpowiednie 

oznakowanie pomp paliwowych. 

Jak wynika z przedstawionych danych, producenci silników są przeciwni niekontrolowanemu 

wprowadzaniu biopaliw do współczesnych silników spalinowych. Szczególne zagrożenia 

w eksploatacji, zdaniem producentów, wprowadzić mogą, dotychczas promowane 

alkohole i estry. 

Biopaliwa zatem stać się mogą paliwami standardowymi dopiero, jeżeli ich właściwości 

zapewnią w pełni spełnienie wymagań stawianych w odniesieniu do silników i zostanie 

opracowana na nie norma przedmiotowa wraz z metodami badań. 

Aktualnie określenie „biopaliwa” odnosi się w Polsce jedynie do estrów metylowych 

wyższych kwasów tłuszczowych pochodzących z rzepaku i ich mieszanek z olejem napędowym, 

nazywanych potocznie, aczkolwiek niepoprawnie, „biodieslem” oraz do alkoholu 

etylowego, zwanego „bioetanolem”, wprowadzanego do benzyn silnikowych. Uznaje 

się także powszechnie i całkowicie błędnie, że biopaliwa nie emitują w procesie spalania 

ditlenku węgla (CO 2 

) do atmosfery. Oceniając zagrożenia dla środowiska, jakie może 

wnieść stosowanie biopaliw należy uwzględniać emisyjność w całym procesie ich produkcji 

i eksploatacji, poczynając od uprawy roślin oleistych, produkcji nawozów i nawożenia, 

10


eksploatacji maszyn i urządzeń rolniczych stosowanych do uprawy tych roślin, transportu 

oraz procesów przeróbki, a kończąc na procesie spalania biopaliw w silniku. Przedstawiony 

ciąg procesów określany jest jako „well to wheel”, w skrócie WTW. Jednocześnie należy 

pamiętać, że węgiel jest podstawowym pierwiastkiem energetycznym występującym 

w związkach chemicznych zawartych w biopaliwach. Stąd też – uwzględniając emisję CO 2 

w cyklu WTW i porównując ją z ilością ditlenku węgla pochłoniętego przez rośliny stanowiące 

surowiec do produkcji biopaliw w procesie fotosyntezy – aktualnie stosowane 

biopaliwa wykazują bilans niekorzystny. W przypadku produkcji bioetanolu należy także 

uwzględniać duże ilości CO 2 

pochodzące z procesów fermentacji. Niezależnie od tego 

w cyklu WTW mogą być także wprowadzane do środowiska inne związki, np. azotu i siarki, 

a wytwarzanie biopaliw z roślin tradycyjnie uprawianych do celów spożywczych może 

zmniejszyć ilość surowca przeznaczonego na te cele, a w konsekwencji doprowadzić do 

podwyższenia ceny żywności. 

Zagrożeniem dla środowiska może być także nadmierna eksploatacja zasobów leśnych, 

prowadząca nawet do całkowitej wycinki lasów i przeznaczania uzyskanych powierzchni na 

uprawy roślin energetycznych o zdecydowanie niższych zdolnościach asymilacji CO 2 

. 

Podział biopaliw. W Europie biopaliwa są definiowane jako ciekłe i gazowe paliwa 

do silników spalinowych, otrzymywane z biomasy. Istnieje kilka wzajemnie uzupełniających 

się definicji biomasy. Zgodnie z definicją europejską, określoną w dyrektywie 2001/77/EC, 

biomasa stanowi biodegradowalne frakcje produktów, odpadów i pozostałości z przemysłu 

rolno-spożywczego (w tym substancje pochodzenia roślinnego i zwierzęcego), z leśnictwa 

i przemysłu pochodnego, a także biodegradowalne frakcje odpadów komunalnych 

i przemysłowych. Bardziej jednak racjonalną wydaje się być definicja określająca biomasę 

jako wszelkiego typu substancje, będące efektem naturalnych procesów biologicznych, 

w tym biochemicznych, zachodzących w przyrodzie i stanowiące potencjalne źródła energii 

w ściśle określonych aplikacjach. 

Podstawowym podziałem biopaliw jest ich podział ze względu na stan skupienia. Zgodnie 

z aneksem nr 1 do Komunikatu Komisji Europejskiej nr 34 z 2006 r., COM(2006)34 final, 

rozróżniono biopaliwa ciekłe, gazowe oraz inne, wprowadzając po raz pierwszy w tym komunikacie 

pojęcia pierwszej i drugiej generacji biopaliw. Niezależnie od tego zdefiniowano 

pojęcie „syntetyczne biopaliwa”, określając je jako syntetyczne węglowodory lub ich mieszaniny 

otrzymywane z biomasy, np. SynGaz, produkowany w procesach gazyfikacji biomasy 

leśnej, lub SynDiesel. 

W klasyfikacji europejskiej wyodrębniono, ze względu na stan skupienia, następujące 

biopaliwa: 

1) biopaliwa ciekłe: 

• bioetanol – otrzymywany z biomasy i/lub z biodegradowalnych frakcji odpadowych, 

możliwy do zastosowania jako biopaliwo E5, zawierające 5% etanolu i 95% benzyny 

silnikowej, oraz jako E85, zawierające 85% etanolu i 15% benzyny; 

• biodiesel – zawierający estry metylowe (PME, RME, FAME) otrzymane z olejów 

pochodzenia roślinnego i zwierzęcego lub odpadowych (np. posmażalniczych) 

tłuszczów i olejów, spełniający wymagania odpowiednich norm na oleje napędowe: 

B5 – zawierający 5% estrów i 95% naftowego oleju napędowego, B30 – zawierający 

odpowiednio 30% estrów i 70% naftowego oleju napędowego oraz B100 

– zawierający czyste estry o właściwościach zgodnych z odpowiednią normą; 

• biometanol – jako paliwo lub komponent paliwowy otrzymywany z biomasy; 

• Bio-ETBE – eter etylo - tert-butylowy otrzymywany z bioetanolu, jako dodatek przeciwstukowy 

do benzyn zwiększający ich liczbę oktanową, stosowany w ilości 47%; 

11


• Bio-MTBE, eter metylo tert-butylowy otrzymywany z biometanolu, o tym samym 

przeznaczeniu jak Bio-ETBE, stosowany w ilości 36%; 

• BtL – jako ciekłe frakcje i ich mieszaniny otrzymywane z biomasy, mogące stanowić 

biopaliwa lub komponenty paliwowe; 

• czyste oleje roślinne, otrzymywane z procesów tłoczenia, ekstrakcji i podobnych procesów, 

łącznie z rafinacją, z wyłączeniem modyfikacji ich składu metodami chemicznymi, 

które mogą stanowić biopaliwa spełniające wymogi ochrony środowiska do odpowiednich 

typów silników; 

2) biopaliwa gazowe: 

• Bio-DME – eter dimetylowy otrzymywany z biomasy do bezpośredniego stosowania 

jako biopaliwo do silników o zapłonie samoczynnym; 

• biogaz – jako biopaliwo otrzymywane z biomasy i/lub biodegradowalnych frakcji odpadowych, 

odpowiednio oczyszczony, tak aby odpowiadał jakością gazowi naturalnemu; 

• biowodór – jako biopaliwo otrzymywane z biomasy lub biodegradowalnych frakcji odpadowych. 

3) inne paliwa z odnawialnych źródeł energii, wyżej niewymienione, otrzymywane ze źródeł 

zdefiniowanych w Dyrektywie 2001/77/EC, które mogą być zastosowane do napędu 

w środkach transportu. 

Jak już wspomniano, w tym samym komunikacie określono założenia podziału biopaliw 

na biopaliwa kategorii pierwszej oraz drugiej. Podział ten wynikał z omówionych wyżej uwarunkowań, 

a przede wszystkim z oceny przydatności paliw we współczesnej technice silnikowej 

i dostępności surowców oraz ich wpływu na środowisku. Formalny podział biopaliw 

na odpowiednie kategorie został opublikowany w raporcie „Biofuels in the European Vision, 

a Vision 2030 and Beyond”. W raporcie tym podzielono biopaliwa na biopaliwa pierwszej 

generacji, tzw. konwencjonalne, oraz na biopaliwa drugiej generacji. 

Do biopaliw konwencjonalnych pierwszej generacji zaliczono: 

1) bioetanol (BioEtOH), rozumiany, jako konwencjonalny etanol otrzymywany z procesów 

hydrolizy i fermentacji z takich surowców, jak: zboża, buraki cukrowe itp.; 

2) czyste oleje roślinne (PVO-pure vegetable oils), otrzymywane z procesów tłoczenia na 

zimno i ekstrakcji ziaren roślin oleistych; 

3) biodiesel zawierający estry metylowe oleju rzepakowego (RME) lub estry metylowe 

(FAME) i etylowe (FAEE) wyższych kwasów tłuszczowych innych roślin oleistych otrzymywane 

w wyniku procesów tłoczenia na zimno, ekstrakcji i transestryfikacji; 

4) biodiesel zawierający estry metylowe i etylowe otrzymywany w wyniku transestryfikacji 

posmażalniczych odpadów olejowych; 

5) biogaz, stanowiący oczyszczony biogaz z zawilgoconego biogazu składowiskowego, 

bądź rolniczego; 

6) Bio-ETBE, otrzymywany z przeróbki chemicznej bioetanolu. 

Do biopaliw drugiej generacji zaliczono: 

1) bioetanol otrzymywany w wyniku zaawansowanych procesów hydrolizy i fermentacji 

lignocelulozy pochodzącej z biomasy (z wyłączeniem surowców o przeznaczeniu spożywczym); 

2) syntetyczne biopaliwa stanowiące produkty przetwarzania biomasy przez zgazowanie 

i odpowiednią syntezę na ciekłe komponenty paliwowe (BtL) – paliwa do silników o zapłonie 

samoczynnym pochodzące z przetwarzania lignocelulozy z biomasy w procesach 

Fischer-Tropscha, biodiesel syntetyczny z kompozycji produktów lignocelulozowych, 

biometanol, mieszaniny wyższych alkoholi oraz dimetyloeter (bio-DME); 

12


3) bidiesel, jako biopaliwo lub komponent paliwowy do silników o zapłonie samoczynnym 

otrzymywany w wyniku rafinacji wodorem (hydrogenizacji) olejów roślinnych i tłuszczów 

zwierzęcych; 

4) biogaz jako syntetycznie otrzymywany gaz ziemny (SNG), otrzymywany w wyniku procesów 

zgazowania lignocelulozy i odpowiedniej syntezy; 

5) biowodór otrzymywany w wyniku zgazowania lignocelulozy i syntezy produktów zgazowania 

lub w wyniku procesów biochemicznych. 

Z przedstawionej klasyfikacji wynika, że nie można zaliczać do biopaliw drugiej generacji 

przetworzonych biopaliw pierwszej generacji, co oznacza, że dalsza przeróbka estrów, na 

przykład przez rafinację wodorem, nie powoduje otrzymania biopaliwa drugiej generacji i jest 

nieracjonalna technicznie i ekonomicznie. W zasadzie koncepcja rozwoju biopaliw drugiej generacji 

opiera się na założeniu, że surowcem do ich wytwarzania powinna być zarówno biomasa, 

jak odpadowe oleje roślinne i tłuszcze zwierzęce oraz wszelkie odpadowe substancje 

pochodzenia organicznego, nieprzydatne w przemyśle spożywczym lub leśnym. 

Departament Transportu i Energetyki Komisji Europejskiej zaproponował wydzielenie 

biopaliw trzeciej generacji. Opracowanie technologii powszechnego otrzymywania i wdrożenia 

tych biopaliw do eksploatacji może być szacowane na lata 2030 i dalsze. Do tych paliw 

zakwalifikowano biowodór i biometanol. 

Zastosowanie biopaliw. Aktualny stan wiedzy i prowadzane badania w ośrodkach 

krajowych i zagranicznych, także w ramach Siódmego Programu Ramowego i Platform 

Technologicznych Biopaliw, polskich i europejskich, doprowadziły do określenia obszarów 

zastosowań biopaliw w transporcie i energetyce. I tak, jako biopaliwa i paliwa alternatywne 

do silników o zapłonie iskrowym są brane pod uwagę: 

1) etanol; 

2) metanol; 

3) inne alkohole (np.: tert-butylowy – TBA, sec-butylowy – SBA, izopropylowy – IPA, neopentylowy 

– NPA); 

4) etery (etylo-tert-amylowy – TAEE, etylo-tert-butylowy – ETBE, metylo-tert-amylowy – 

TAME, metylo-tert-butylowy – MTBE, diizopropylowy – DIPE); 

5) węglowodorowe paliwa syntetyczne; 

6) skroplony gaz naftowy; 

7) wodór. 

Jeżeli chodzi o zasilanie silników o zapłonie samoczynnym, prowadzone są prace nad 

otrzymywaniem i stosowaniem następujących paliw alternatywnych pochodzących głównie 

z biomasy: 

1) estry kwasów tłuszczowych, metylowe i etylowe, odpowiednio FAME i FAEE, z procesów 

transestryfikacji olejów: rzepakowego, słonecznikowego, sojowego itp.; 

2) eter dimetylowy (DME). rozważane jest także stosowanie jako paliwa eteru dietylowego 

(DEE); 

3) emulsje paliwowo-wodne (aquazole); 

4) czyste oleje roślinne; 

5) węglowodorowe paliwa syntetyczne. 

W zastosowaniach stacjonarnych brane są pod rozwagę następujące paliwa: 

1) alkohole; 

2) estry wyższych kwasów tłuszczowych; 

3) paliwa talowe (TPO – tall pitch oils) otrzymywane w procesach estryfikacji alkoholami ety- 

13


lowym lub metylowym olejów talowych wydzielonych z żywicy drzew iglastych (produktów 

ubocznych, podczas produkcji celulozy siarczanowej oraz wytlewania drewna); 

4) paliwa z procesów pirolizy; 

5) czyste oleje roślinne; 

6) biogaz. 

Podstawowe technologie wytwarzania biopaliw drugiej generacji. 

Ze względu na ochronę środowiska, dostępność i wymagania silników i urządzeń grzewczych, 

biopaliwa – także jako specyficzna grupa paliw „alternatywnych” – powinny spełniać 

następujące warunki: 

1) występować w dostatecznie dużych ilościach; 

2) posiadać techniczne i energetyczne właściwości determinujące ich przydatność do zasilania 

silników lub urządzeń grzewczych; 

3) być tanie w produkcji i sprzedaży; 

4) stanowić mniejsze zagrożenie dla środowiska niż paliwa dotychczas stosowane; 

5) zapewnić możliwe do przyjęcia wskaźniki ekonomiczne silników lub kotłów i bezpieczeństwo 

ich użytkowania. 

Oprócz tego biopaliwa powinny: 

1) zapewnić niezależność energetyczną; 

2) mieć mniejszą emisyjność związków toksycznych w procesie ich spalania; 

3) umożliwiać niższe koszty eksploatacji silników i urządzeń grzewczych. 

Aktualne rozważane, zalecane do stosowania lub nawet stosowane biopaliwa, niestety 

nie spełniają w pełni powyższych warunków. Oceniając udział biopaliw w dotychczasowym 

i przyszłym rynku paliwowym, należy oszacować potencjał produkcyjny paliw pochodzenia roślinnego 

przeznaczonych do środków transportu ze względu na możliwości surowcowe. Takie 

oszacowanie powinno również uwzględniać zaostrzające się wymagania środowiskowe. Ze 

względu na konieczność ograniczania emisji ditlenku węgla (CO 2 

) istotne jest ograniczenie lokalizacji 

bazy surowcowej do produkcji biopaliw do obszarów, nad którymi można sprawować 

kontrolę, tj. w praktyce do terenów rolniczych Wspólnoty. W przeciwnym razie stosowanie biopaliw 

może doprowadzić do zwiększenia emisji CO 2 

, choćby przez obserwowane już obecnie 

tendencje do wycinania lasów tropikalnych, w celu powiększenia areału upraw roślin oleistych 

przeznaczonych do celów energetycznych. Takiego szacunku europejskiego potencjału surowcowego 

do produkcji biopaliw dokonała Europejska Agencja ds. Środowiska. 

Konieczne jest także wyeliminowanie z potencjalnej bazy surowcowej biopaliw takich 

surowców, które mają istotne znaczenie w gospodarce żywnościowej. 

Z powyższych względów biopaliwa drugiej generacji mogą być wytwarzane z odpadowej 

biomasy, w tym także zawierającej organiczne frakcje odpadów komunalnych, odpadowe 

oleje roślinne i tłuszcze zwierzęce lub czyste oleje roślinne, otrzymane z upraw na terenach 

zdegradowanych, nieprzydatnych w przemyśle spożywczym. 

Opracowywane lub wdrażane technologie wytwarzania biopaliw drugiej generacji prowadzić 

mają do otrzymywania następujących paliw: 

1) alkoholu etylowego (BioEt) i estrów etylo-tert-butylowych (ETBE) z BioEt, otrzymywanych 

z biomasy lignocelulozowej z odpadów drzewnych, pozostałości z przemysłu młynarskiego 

i przetwórstwa zbóż oraz z buraków cukrowych i szybko rosnących roślin 

energetycznych; 

2) węglowodorowych paliw syntetycznych z procesów BtL („biomass to liquid”), otrzymywanych 

przez: 

• zgazowanie biomasy (tzw. „suchych odpadów” i szybko rosnących roślin energetycz- 

14


nych), a następnie syntezę Fischer-Tropscha (F-T) prowadzącą do otrzymania mieszaniny 

ciekłych węglowodorów stosowanej jako paliwo „FT-diesel”; 

• pirolizę biomasy, prowadzącą do otrzymania gazów (metanu, ditlenku węgla i pary 

wodnej), ciekłej frakcji zwanej bioolejem i pozostałości stałych zawierających węgiel 

drzewny i popiół; bioolej, w procesie zgazowania i syntezy F-T, przerabiany 

jest na odpowiednie mieszaniny węglowodorowe stanowiące paliwo „FT-diesel”; 

3) paliwa HTU-diesel, pochodzącego z procesów depolimeryzacji w wysokiej temperaturze 

(„Hydro Thermal Upgrading”) i ewentualnego dalszego katalitycznego odtleniania, 

a dokładniej hydroodtleniania w procesie HDO („hydrodeooxygenation”), biomasy 

stanowiącej wszelkie pozostałości organiczne wraz z wysoką zawartością wody. 

W procesie zgazowania biomasy, w efekcie kilku etapów tego procesu, jest otrzymywany 

gaz syntezowy zawierający głównie tlenek węgla i wodór oraz w mniejszych ilościach 

dwutlenek węgla, parę wodną, metan i wyższe węglowodory oraz azot. W chemizmie 

procesów zgazowania biomasy można wyróżnić następujące reakcje: 

1) utlenianie zupełne biomasy do ditlenku węgla (spalanie): C + O 2 

= CO 2 

; ∆H < 0; 

2) częściowe utlenianie: C + 1/2O 2 

= CO; ∆H < 0; 

3) reakcję Boudouarda: C + CO 2 

= 2CO; ∆H > 0; 

4) reakcję gazu wodnego do tlenków węgla i wodoru: C + H 2 

O = CO + H 2 

; ∆H > 0; 

C + 2H 2 

O = CO 2 

+ H 2 

; ∆H > 0; 

5) reforming z parą wodną (konwersja CO): CO + H 2 

O = CO 2 

+ H 2 

; ∆H < 0; 

6) metanizację węgla z biomasy: C + 2H 2 

= CH 4 

; ∆H < 0; 

7) metanizację tlenku węgla: CO + 3H 2 

= CH 4 

+ H 2 

O ; ∆H < 0. 

Ostatnia z wymienionych reakcja może być prowadzona w odwrotnym kierunku, jako 

proces reformingu parowego metanu. 

Zgazowanie i piroliza biomasy może być także źródłem otrzymywania wodoru, jednak 

tak otrzymany wodór nie stanowi jeszcze w pełni biopaliwa trzeciej generacji. 

Ze względu na zaostrzające się wymagania dotyczące czystości procesów spalania 

oraz dostępności surowców są prowadzone prace nad otrzymywaniem paliw do silników 

spalinowych i urządzeń grzewczych z procesów zgazowania i upłynniania węgla. Procesy 

prowadzące do ich otrzymywania, z wykorzystaniem metody Fischer-Tropscha są oznaczane 

jako procesy GtL („gas to liquid”) i CtL („coal to liquid”). 

Normalizacja biopaliw. Procedury normalizacji biopaliw mają za zadanie określić 

wymagania jakościowe tych paliw wraz z określeniem metod oceny tych wymagań pod kątem 

zapewnienia odpowiedniej jakości paliw w procesie eksploatacji (w procesach silnikowych), 

transportu, magazynowania i dystrybucji. 

Jak już wspomniano, dokumentem niezbędnym do bezpiecznego dopuszczania paliwa 

do użytkowania jest stosowna norma przedmiotowa. Aktualnie istnieją normy europejskie 

dotyczące czystych estrów metylowych (FAME) oraz niektóre ich mieszaniny z olejami napędowymi, 

oznaczane jako paliwa: „BX”, gdzie „X”, stanowi stężenie FAME w %(v/v). 

W roku 2007 Komisja Europejska wystąpiła do CEN o pilne podjęcie prac nad opracowaniem 

norm dla szerszego asortymentu biopaliw, w tym takich, jak: 

1) B10 (10%(v/v) FAME lub FAEE w oleju napędowym; 

2) E10 (10%(v/v) etanolu w benzynach silnikowych; 

3) DME (eter dimetylowy) do silników o zapłonie samoczynnym; 

4) biometan (biogaz), 

oraz dopuszczenie w EN 590 wprowadzania do paliw do 10%(v/v) FAME lub FAEE. 

15


PIŚMIENNICTWO 

Biernat K. 2005. Prognoza rozwoju paliw. Studia Ecologiae et Bioethicae nr 3. 

Biernat K. 2006. Kierunki rozwoju układów zasilania i spalania oraz źródeł energii we współczesnych 

silnikach spalinowych. Przemysł Chemiczny, grudzień. 

Biernat K. Biopaliwa drugiej generacji. Krajowa Konferencja Biopaliw i Biokomponentów, Gdańsk. 

18.10.2006. 

Biernat K., Głąb J. Analiza wymagań technicznych, normatywnych oraz wytycznych jakościowych 

produkcji i stosowania biopaliw w Polsce. Krajowa Konferencja „Biopaliwa 

w Polsce”, 28–29.11.2006. Warszawa. 

Biernat K., Łuksa A. 2003. Węglowodory i tłuszcze odpadowe jako ciecze opałowe. Sozologia nr 1. 

Biernat K., Kulczycki A. Prognoza dla Polski. Nowe Życie Gospodarcze, dodatek specjalny 

z dnia 26 kwietnia 2006. 

K. Biernat K., Kulczycki A. „Prognoza rozwoju biopaliw w Polsce”, Krajowa Konferencja „Rynek 

biopaliw w Polsce – szanse i zagrożenia”, 26.04.2006. Warszawa. 

Biernat K., Kulczycki K., Rogulska M. Development of Alternative Fuels in Poland, Materiały 

konf.„Expert Workshop on Biofuels Support in Baltic States, Nordic Countries and Poland”, 

Tallin, 14.02.2007.Estonia. 

Biernat K., Mielczarska-Rogulska M. Implementation and Properties of Biofuels and Biocomponents. 

Materiały z Konferencji European Transport in FP 7, 1–2.03.2007. Warszawa. 

Gronowicz J. 2004. Ochrona środowiska w transporcie lądowym, Wyd. ITE. Radom. 

Górski W. 2006. Biopaliwa w normach: ISO, EN i PN. Przemysł Chemiczny, grudzień. 

Kampman B.E., den Boer L.C., Croezen H.J, 2005. “Biofuels under development”, Publication 

CE No 05.4894.11. Netherlands Petroleum Industry Association. Delft. 

Mackowski J.M. 1999. The EU Directives on Fuels Quality: a look beyond year 2000. Materiały 

z II Międzynarodowej Konferencji pt: „Rozwój technologii paliw w świetle Dyrektyw Europejskich 

i Narodowych Uregulowań Normatywnych”. Warszawa. 

Maniatis K. Biofuels EU policy and recent development. Materiały drugiego spotkania Mirror 

Group ETPB. Bruksela, luty 2007. 

Merkisz J. 1994. „Ekologiczne aspekty stosowania silników spalinowych”. Wyd. Politechniki Poznańskiej. 

Poznań. 

Sitnik L.J. 2004. Ekopaliwa silnikowe. Oficyna Wydawnicza Politechniki Wrocławskiej. Wrocław. 

TECHNICAL AND ENVRONMENTAL ASPECTS OF BIOENERGY PRODUCTION 

Renewable energy is one of the most important factor of the energy and fuel management 

in Europe. Increasing biomass share in energy production will afford reducing of GHG 

emissions (in particular carbon dioxide), will secure independence of oil and natural gas 

supply and will let to exploit whole potential of agricultural and forestry systems. In view of 

latest research turn out that using of biomass is not only beneficial in technical, environmental 

and exploitation aspects. Fleets and energy plants must be adjust for bioenergy using, 

especially in context of efficiency, reliability and composition of combustion products. Assesment 

of biomass products utility in environmental aspects requires to make a balance of 

whole biomass life cycle – from feedstock to products and by-products. In this case study 

these problems will be introduced in view of environmental and technical aspects of production 

of first, second and third generation biofuels. Possibilities of alternative fuels utilization 

will be present too. 

16


ELEKTROUTLENIANIE ODPADÓW PRZY PRODUKCJI BIODIESLA* 

Produkcja biodiesla na świecie stale wzrasta. Na przykład według niemieckich danych 

(UFOP) produkcja biopaliwa w Niemczech stanowi 2x10 6 t·rok -1 (3% udziału w rynku paliwa). 

Wykorzystanie tego paliwa jest korzystne nie tylko ze względu na niską cenę, ale i dlatego, że 

przy jego spalaniu do atmosfery wydziela się tyle CO 2 

, ile potrzebują do wzrostu rośliny niezbędne 

do wytworzenia tego paliwa. Jednakże odpady powstające przy produkcji tego biopaliwa nie 

znajdują praktycznych zastosowań i stanowią czynnik zanieczyszczający środowisko. 

Przeprowadzone w Katedrze Inżynierii Procesowej Uniwersytetu Opolskiego badania 

elektroutlenienia odpadów powstających w procesie produkcji biopaliwa wskazują na możliwość 

otrzymania nie tylko energii, ale i substancji chemicznych mających zastosowanie 

praktyczne [Baizer 1973], a mianowicie: 

gdzie: 

I – dwutlenek acetonu (1,3 – dwutlenek propangonu), który stosuje się jako składnik emulgatorów, kremów 

do opalania, oraz jest stosowany jako katalizator do syntezy estrów; 

II – kwas oksipirowinogronowy; 

III – kwas mezoksalowy. 

Składniki odpadu ustalono metodą chromatograficzną. Wyniki analizy świadczą, że 

głównym składnikiem jest gliceryna, stanowi 85 – 98 % [Rorziński i in. 1974]. 

Elektroutlenianie przeprowadzono w elektrochemicznym naczyniu, z rozdzielonymi 

przestrzeniami anodową i katodową w 7–molowym roztworze KOH na różnych elektrodach 

(Pt, Ni, Ni-Re) i w różnych temperaturach. Krzywe polaryzacyjne otrzymywano na potencjostacie 

„ AMEL System 5000”. Pomiar potencjału odniesiono do porównawczej elektrody 

rtęciowej [Vetter... 1961]. 

Typowe krzywe polaryzacyjne elektroutlenienia próbek odpadu pozostałego po wytworzeniu 

biodiesla w zasadowym elektrolicie przy różnych temperaturach przedstawiono na 

rysunku 1. 

Jak widać na rysunku wraz ze wzrostem temperatury zwiększa się prędkość elektroutleniania 

próbek frakcji glicerynowych. Ze zwiększeniem stężenia próbek potencjał przesuwa 

się w kierunku bardziej ujemnych potencjałów. Maksymalna gęstość prądu osiągana 

na gładkich elektrodach platynowych wynosi 10 mA/cm 2 . 

Elektroutlenione próbki analizowano określając nie tylko prąd anodowy, ale również 

analizując otrzymane w podczerwieni widma uzyskane przed i po elektroutlenianiu (rys. 2) 

[Jones 1956]. 

* Prof. dr hab. inż. Andrzej Gawdzik, prof. dr hab. inż. Stanisław Gajda, mgr inż. Marcin Rybotycki, 

prof. dr hab. inż. Aleksander Sofronkow – Uniwersytet Opolski. 

17


Rys. 1. Krzywe polaryzacyjne: 

7 moli KOH + 1 mol próbek osadu po produkcji biodiesla temp. 25 st.C 



Gcz_1 

liczba wavenumber(cm falowa (cm -1 ) 

-1 ) 

4000 

3600 

3200 

2800 

2400 

2000 

1600 

1200 

800 

400 

0 

1634 

20 

1324 

1202 

761 

846 

721 

91 

40 

479 

60 

47 

relative absorpcja transmittance 

144 

1393 

1432 

987 

66 

2876 

80 

349 

2932 

3221 3173 

3362 

IV 

109 

1030 

100 

liczba wavenumber(cm falowa (cm -1 ) 

-1 ) 

4000 

3600 

3200 

2800 

2400 

2000 

1600 

1200 

800 

400 

0 

2878 

2930 

2397 223 

2002 

2201 

2131 

1313 

144 1427 

103 

1693 1396 

194 

1371 

163 

1619 

776 

894 

676 

20 

40 

08 

6 

60 

relative absorpcja transmittance 

376 

3114 

80 

3484 

3283 

3214 

Rys. 2. Widmo podczerwone odpadu pozostałego po wytworzeniu biodiesla przed i po elektroutlenianiu 

w 7–molowym KOH na gładkiej elektrodzie Pt. 

100 

18


Z przedstawionych widm widać, że w układzie zachodzą zmiany, zmienia się pasmo absorpcji 

w zakresie liczb falowych 2800 – 1600[cm -1 ], a także zmiany intensywności linii walencyjnych 

drgań w zakresie 1600 – 600 [cm -1 ]. Przeprowadzone badania elektroutlenienia 

próbek odpadu pozostałego po wytworzeniu biodiesla pokazały, że bezpośrednie elektroutlenianie 

tych próbek stwarza perspektywistyczną możliwość wykorzystania tego odpadu 

jako paliwa w ogniwach paliwowych z elektrolitem zasadowym, pracujących w podwyższonych 

temperaturach (60 – 70°C). 


M. Baizer. 1997. Organic elktrochemistry an introduction and guide edited by Mannel. New York: 

731. 

Rorziński S., Janowski M., Berman A. 1974. Osnowy preminenia chromatografii w katalizie, 

Moskwa: 247. 

Vetter, Elektrochemische kinetic. 1961. Berlin; Gottingen, Heidelberg: 856. 

Jones R., Sandorfy C.1956. The aplication of infrared and roman spectrometry to the elucidation 

of molekular structure, ck IV, vd IX: 256–580. 

Electrooxidation of the wastes rising in the biodiesel production 

Both IR spectrum and electrochemical oxidation in basic solution (for different concentrations, 

temperatures and type of electrodes) methods have been used for investigations 

the bio-diesel wastes. Carried out analysis showed that the bio-diesel wastes may be utilized 

in fuel cells with basic electrolyte. Maximum current density obtained on smooth platinum 

electrode is equal to 10 mA·cm -2 (at temperatures 60-70°C) in this case. 

19


Stan obecny i perspektywy rozwoju energetyki odnawialnej 

w Polsce* 

WPROWADZENIE. Racjonalne wykorzystanie energii pochodzącej ze źródeł odnawialnych, 

takich jak: woda (rzeki, pływy morskie), wiatr, promieniowanie słoneczne, geotermia 

czy biomasa jest podstawą realizacji zasad zrównoważonego rozwoju. Zastosowanie tych 

źródeł przynosi wiele wymiernych korzyści: wzrost efektywności energetycznej, zwiększenie 

bezpieczeństwa energetycznego, a tym samym uniezależnienie się od dostawców zewnętrznych, 

tworzenie nowych miejsc pracy (tzw. zielonych miejsc pracy) oraz zmniejszenie 

emisji zanieczyszczeń do atmosfery, co przyczynia się do polepszenia jakości powietrza 

i wód. 

Od dnia 1 maja 2004 r. Polska jako państwo członkowskie Wspólnoty Europejskiej jest 

zobowiązana do implementacji prawa wspólnotowego do krajowego porządku prawnego. 

W zakresie odnawialnych źródeł energii są to głównie dyrektywy: 

• dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady nr 2001/77/WE z dnia 27 września 2001 r. 

[Dyrektywa...2001 r.], 

• dyrektywa 2003/30/EC z dnia 8 maja 2003 r. [Dyrektywa...2003 r.] 

oraz 

• dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2002/91/EC z dnia 16 grudnia 2002 r. [Dyrektywa...2002 

r.]. 

Obowiązujące w państwach członkowskich Unii Europejskiej prawo wspólnotowe przewiduje 

promocję i wszelką pomoc w zakresie rozwoju sektora energetyki ze źródeł odnawialnych. 

Główną przesłanką było przyjęcie Ramowej Konwencji Narodów Zjednoczonych 

w sprawie zmian klimatu oraz protokołu wykonawczego, zwanego Protokołem z Kioto, co 

miało prowadzić do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych do atmosfery, a tym samym 

przeciwdziałać globalnemu ociepleniu. 

Podstawowymi aktami prawnymi i dokumentami programowymi w obszarze OZE są: 

• ustawa z dnia 10 kwietnia 1997 r. – Prawo energetyczne [Ustawa...1997], wraz z tzw. 

Małą nowelizacją [2004] i Dużą nowelizacją [2005], 

• „Strategia rozwoju energetyki odnawialnej” przyjęta przez Sejm Rzeczpospolitej Polskiej 

w dniu 23 sierpnia 2001 r., 

• „Strategia Zrównoważonego Rozwoju Polski do 2025 roku” z 2000 r., 

• „II Polityka ekologiczna państwa” przyjęta ostatecznie w 2001 r., 

• rozporządzenie Ministra Gospodarki i Pracy z dnia 9 grudnia 2004 r. w sprawie szczegółowego 

zakresu obowiązku zakupu energii elektrycznej i ciepła wytworzonych w odnawialnych 

źródłach energii, 

• „Polityka energetyczna Polski do roku 2025” przjęta 4 stycznia 2005 r., 

• ustawa o efektywności energetycznej, przygotowywana w Ministerstwie Gospodarki, 

zakładająca, że w latach 2008–2016 Polska będzie musiała zaoszczędzić 53452GWh 

energii. (Gazeta Prawna nr 146 (2026), z 30 lipca 2007 r.) 

BIOMASA. Najbardziej użyteczna wydaje się być definicja określająca biomasę jako 

wszelką substancję organiczną roślinną lub zwierzęcą i wszelkie podobne substancje uzyskane 

z przetworzenia surowców pochodzenia roślinnego lub zwierzęcego, wraz ze ściekami 

gospodarczymi i komunalnymi oraz gazem wysypiskowym [Roszkowski 2004]. Autor 

jako biomasę sklasyfikował następujące surowce energetyczne: 

* Mgr inż. Kamilla Bzdawka- Piątkowska – Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska, Wydział 

Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Uniwersytet Technologiczno- Przyrodniczy im. 

J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy. 

20


• surowce energetyczne pierwotne: drewno, słoma, rośliny energetyczne uprawiane 

głównie w celu uzyskania biomasy, 

• surowce energetyczne wtórne: gnojowica, obornik, inne produkty dodatkowe i odpady 

organiczne, osady ściekowe, 

• surowce energetyczne przetworzone: biogaz, bioetanol, biometanol, estry (biodiesel), 

bio-oleje, dimetyloeter i wodór. 

Biomasa w Polsce jest uznawana za odnawialne źródło energii o największych zasobach. 

Może ona być wykorzystywana do celów energetycznych w procesach bezpośredniego 

spalania biopaliw stałych lub gazowych albo do przetwarzania na paliwa ciekłe, zarówno 

do produkcji energii elektrycznej, jak i cieplnej. 

W najbliższym dziesięcioleciu przewiduje się wykorzystanie do celów energetycznych, 

tj. przetworzenia na energię cieplną, takich produktów, jak: słoma roślin zbożowych, 

gałęzie z przecinek sadów oraz inne odpady z produkcji roślin i warzyw, rośliny 

energetyczne, m.in. wierzba, ślazowiec, róża bezkolcowa, drewno i gałęzie z przecinek 

i cięć sanitarnych lasów, gałęzie z cięć produkcyjnych, odpady z przemysłu drzewnego, 

np. trociny. 

Rolnictwo w Polsce produkuje rocznie 200–300 mln ton biomasy, co stanowi w przeliczeniu 

na wartość energetyczną 100–150mln ton węgla kamiennego. Jest to więcej niż 

wynosi roczna produkcja polskiego górnictwa węgla kamiennego. Można szacować, że 

na cele energetyczne może zostać wykorzystane ok. 20% wyprodukowanej biomasy. 

Jest to górna granica możliwości pozyskania energii z sektora rolniczego w Polsce, jednak 

obecnie wykorzystuje się jedynie ułamek procenta wyprodukowanej biomasy. Udział 

biomasy natomiast w zaspokojeniu światowych potrzeb energetycznych wynosi 14% i 

bazuje głównie na odpadach z rolnictwa i leśnictwa. W Polsce ze współspalania odpadów 

drzewnych w elektrowniach i elektrociepłowniach można uzyskać ok. 2100 GWh 

rocznie, a z wykorzystanych w elektrociepłowniach roślin z upraw energetycznych ok. 

2500 GWh rocznie. 

Produkcja i wykorzystanie biomasy rolniczej wymaga dalszych badań nad roślinami 

energetycznymi w zakresie ich przydatności, metod uprawy, nawożenia, stosowania środków 

ochrony roślin, preferencji glebowych, zwiększenia koncentracji energii w biomasie 

przez jej prasowanie, zwęglanie, pirolizę i zgazowanie oraz opracowania nowych technologii 

jej energetycznego wykorzystania. Biomasa jest źródłem wykorzystywanym głównie do 

produkcji energii cieplnej w obiektach małej i średniej mocy w generacji rozproszonej. W 

przyszłości duże znaczenie będzie miała produkcja energii elektrycznej i cieplnej w jednym 

procesie technologicznym, w tzw. kogeneracji. 

BIOGAZ. W zależności od źródła pozyskiwania biogazu może on zawierać wiele substancji, 

które podczas spalania mogą przyczyniać się do niekontrolowanego wzrostu emisji 

silnie toksycznych związków chemicznych, takich jak: dioksyny (PCDD – polichlorowane 

dibenzodioksyny), furany (PCDF – polichlorowane-dibenzofurany) i organiczne związki 

siarki [Brzuzy 1996]. Biogaz może być pozyskiwany na wysypiskach i składowiskach odpadów, 

w oczyszczalniach ścieków oraz z odchodów produkcji zwierzęcej. Skład biogazu pochodzącego 

z różnych źródeł przedstawiono w tab. 1. Można stwierdzić, że najmniej uciążliwy 

dla środowiska jest biogaz z gospodarstw rolnych. 

Pomimo tego, że biogaz charakteryzuje wysoki potencjał wzrostowy gaz ten nie jest aktualnie 

wykorzystywany na szerszą skalę. Produkcja i energetyczne wykorzystanie biogazu 

wymagają znacznego systemowego wsparcia już w fazie inwestycji. Rozwój technologii 

wykorzystujących biogaz do celów energetycznych wymaga wsparcia legislacyjnego oraz 

przeprowadzenia analizy opłacalności ekonomicznej. 

21


WIATR. Zasoby energii wiatru są silnie związane z lokalnymi warunkami klimatycznymi 

i terenowymi. Obszary o szczególnie dobrych warunkach wiatrowych w Polsce to zachodnie 

wybrzeże Morza Bałtyckiego, północno-wschodnia część kraju, a także tereny wysoczyzn 

w Sudetach, Beskidzie Śląskim i Żywieckim, w Bieszczadach, oraz w okolicach Kielc. Aby 

prawidłowo zweryfikować zasoby wiatru w celach energetycznych, należy dokonać pomiarów 

prędkości wiatru na wysokości co najmniej 60 m. 

Tabela 1. Skład biogazu według źródeł pozyskiwania 

Główne składniki 

biogazu 

z wysypisk i składowisk 

odpadów 

Biogaz w %, pozyskany: 

z oczyszczalni ścieków 

[Cupiał 2003]. 

z gospodarstw rolnych 

[Steppa 1988]. 

metan 45–65 65 52–85 

Dwutlenek węgla (CO 2 

) 25–35 32 14–48 

Azot (N 2 

) 10–20 1,8 O,6–7,5 

Tlen (O 2 

)


przypada 0,45 kW. Przewiduje się, że do roku 2010 udział energii z wiatru w zużyciu energii 

elektrycznej ogółem wyniesie 2,3%, czyli ok. 2300 MW. 

PROMIENIOWANIE SŁONECZNE. Roczna gęstość promieniowania słonecznego w 

Polsce waha się w granicach 950–1250 kWh·m -2 na rok, natomiast średnie usłonecznienie 

wynosi 1600 godzin. Warunki meteorologiczne charakteryzują się bardzo nierównym 

rozkładem promieniowania słonecznego w cyklu rocznym. Około 80% całkowitej rocznej 

sumy nasłonecznienia przypada na sześć miesięcy sezonu wiosenno-letniego (od początku 

kwietnia do końca września, przy czym czas operacji słonecznej latem wydłuża się do 16 

godzin na dzień, natomiast zimą skraca się do 8 godzin dziennie. 

W Polsce istnieją dobre warunki do wykorzystania energii promieniowania słonecznego 

przy odpowiednim dostosowaniu typu systemów i urządzeń wykorzystujących tę energię. 

Największe szanse rozwoju mają technologie konwersji termicznej energii promieniowania 

słonecznego, oparte na wykorzystaniu kolektorów słonecznych (zjawisko konwersji fototermicznej). 

Funkcjonowanie kolektora słonecznego jest związane z podgrzewaniem przepływającego 

przez absorber czynnika roboczego, który przenosi i oddaje ciepło w części 

odbiorczej instalacji grzewczej. W zależności od zastosowanego czynnika roboczego stosowane 

są kolektory słoneczne powietrzne lub cieczowe (wodne). 

Słoneczne kolektory cieczowe mogą być stosowane w polskich warunkach klimatycznych 

do: 

• podgrzewania wody w obiektach działających sezonowo (letniskowych, rekreacyjnych i 

sportowych); 

• podgrzewania wody użytkowej w systemach całorocznych (w budownictwie mieszkalnym 

i obiektach użyteczności publicznej); 

• podgrzewania wody w basenach otwartych i krytych; 

• podgrzewania wody do celów rolniczych w produkcji roślinnej i zwierzęcej oraz w przetwórstwie 

rolno- spożywczym; 

• ogrzewania pomieszczeń, jedynie w celu zapewnienia sezonowego magazynowania 

energii promieniowania słonecznego i zastosowania hybrydowych systemów grzewczych 

np. z pompami ciepła lub bojlerami na paliwa stałe lub płynne. 

Natomiast słoneczne kolektory powietrzne mogą mieć zastosowanie do suszenia produktów 

rolnych i drewna oraz dogrzewania lub ogrzewania pomieszczeń w skojarzonych 

systemach aktywnych z pasywnymi, np. rozwiązania semi- pasywne w budownictwie energooszczędnym. 

Baterie słoneczne wykorzystujące promieniowanie słoneczne do produkcji energii elektrycznej 

ze względów ekonomicznych, są wykorzystywane wyłącznie w instalacjach małych 

mocy, zasilających głównie obiekty wolnostojące, oddalone od sieci elektroenergetycznych, 

np. znaki drogowe, lampy oświetleniowe. 

WODA. Energetyka wodna ma w Polsce największe tradycje mimo stosunkowo słabych 

warunków do rozwoju tej branży. Zasoby energii wody zależą od dwu czynników: 

spadku koryta rzeki oraz przepływów wody. Polska jest krajem nizinnym, o stosunkowo małych 

opadach i dużej przepuszczalności gruntów, co znacznie ogranicza zasoby tego źródła 

energii. Większość krajowych zasobów (ok. 68%) skupionych jest w obszarze dorzecza Wisły, 

zwłaszcza jej prawobrzeżnych dopływów. Dogodne warunki do budowy małych elektrowni 

wodnych istnieją w Karpatach, Sudetach, na Roztoczu, a także na rzekach Przymorza. 

Również istotne znaczenie ma potencjał energetyczny rzeki Odry (tab. 3). 

Uwzględniając aktualne warunki budowy elektrowni wodnych i konieczność ochrony 

przyrody, zasoby do praktycznego wykorzystania należy oszacować na 8TWh·r. Czynnikiem 

ograniczającym rozwój dużych obiektów hydroenergetycznych są obawy przed de- 

23


wastacją naturalnych dolin rzecznych przez ich zatapianie. Wobec licznych protestów przeciwko 

budowie dużych stopni wodnych w ostatnich latach nie wzrasta liczba elektrowni 

wodnych o dużych mocach, notuje się natomiast znaczny wzrost liczby małych elektrowni 

wodnych, o mocy poniżej 2 MW. Energia wody wykorzystywana jest głównie do produkcji 

prądu elektrycznego. 

Tabela 3. Zasoby techniczne wód w Polsce ogółem 

Dorzecze Wisły 11 950GWh·rok -1 77,6% 

Dorzecze Odry 1 700GWh·rok -1 20,1% 

Rzeki Przymorza 280GWh·rok -1 2,3% 

GEOTERMIA. Wody geotermalne znajdują się pod powierzchnią prawie 80% terytorium 

Polski, w ilości ok. 6600km 3 , a ich temperatura mieści się w granicach 25–150 o C. 

Zasoby te są dość równomiernie rozmieszczone, co daje możliwość wykorzystania ich 

na cele energetyczne. Koncentrują się głównie na obszarze Podkarpacia, w pasie od 

Szczecina do Łodzi oraz regionie grudziądzko- warszawskim. Dotychczas w Polsce wybudowano 

zaledwie cztery systemy ciepłownicze oparte na wykorzystaniu wód geotermalnych 

– w Pyrzycach, Zakopanem, Mszczonowie i Uniejowie, a kilka dalszych czeka 

na realizację. 

Poza ogrzewaniem i przygotowywaniem ciepłej wody użytkowej energia geotermalna 

może być również wykorzystywana w rolnictwie, suszarnictwie, do ogrzewania stawów hodowlanych, 

w obiektach rekreacyjnych i procesach technologicznych. Wody geotermalne 

na obszarze Polski od dawna były wykorzystywane również do celów leczniczych, w uzdrowiskach: 

Cieplice, Duszniki Zdrój, Lądek Zdrój, Ustroń, Konstancin i Ciechocinek. Ze względu 

na zbyt niskie temperatury energia geotermalna nie jest w Polsce wykorzystywana do 

produkcji prądu elektrycznego, jak ma to miejsce np. w Islandii. 

Zbytnia eksploatacja złoża geotermalnego może przyczynić się do jego wychłodzenia, 

a nawet zniszczenia. Może także zaistnieć wiele niekorzystnych zjawisk zarówno w samym 

odwiercie, jak i strefie przyodwiertowej, takich jak: korozja rur i in. urządzeń, kolmatacja 

strefy przyodwiertowej, osadzanie się osadów wytrąconych z wody geotermalnej na rurach, 

filtrach i pompach i in.. Można przeciwdziałać tym zjawiskom przez odpowiednią eksploatację 

wody geotermalnej, a także stosowanie właściwych metod wydobywania wody geotermalnej. 

Cały układ powinien być szczelny, ponieważ woda geotermalna, zarówno ta gorąca, 

jak i schłodzona, nie może mieć najmniejszego kontaktu z powietrzem (tlenem). Doświadczenia 

niektórych instalacji geotermalnych na świecie wskazują, że żywotność złóż waha 

się od 30 do ok. 60 lat. Z tej też przyczyny w literaturze światowej energia geotermalna uważana 

jest niekiedy jako energia quasi-odnawialna. 

Udział poszczególnych źródeł energii odnawialnej w ogólnym bilansie energetycznym 

Polski w latach 1999–2005 przedstawiono w tabeli 4. 

PODSUMOWANIE. Energia pozyskiwana z OZE 3 jest alternatywą dla źródeł konwencjonalnych. 

Największe szanse rozwoju w Polsce mają: wykorzystanie biomasy oraz energia 

wiatrowa i solarna. Źródła geotermalne mają marginalne znaczenie, więcej bowiem jest 

argumentów przeciw ich eksploatacji. Szacuje się, że do 2010 r. udział energii pozyskiwany 

z OZE osiągnie w Polsce 7,5%, z czego elektrownie wiatrowe będą wytwarzały 2,3% krajowego 

zużycia energii, tj. ok. 2300 MW. 

3 

odnawialne źródła energii. 

24


Tabela 4. Produkcja energii odnawialnej wg źródeł wytwarzania 

Lata 

Produkcja 

energii 

ogółem 

Produkcja energii odnawialnej [w tys. toe 4 ], w tym: 

razem geotermalnej biomasy wiatrowej wodnej 

Udział produkcji 

energii odnawialnej w 

produkcji ogółem [%] 

1999 84240 3754 2 3541 0,33 185 4,46 

2000 80070 3801 3 3587 0,46 181 4,75 

2001 80260 4076 3 3830 1 200 5,08 

2002 80170 4139 6 3901 5 196 5,16 

2003 79878 4157 7 3929 11 144 5,20 

2004 78654 4315 8 4062 12 179 5,48 

2005 78445 4260 9 3898 12 189 5,43 

Źródło: dane GUS. 

Unia Europejska zakłada, że w nieodległej perspektywie udział energii odnawialnej w 

europejskim bilansie produkcji energii elektrycznej powinien osiągnąć 20%. Niemcy założyły, 

że do 2013 r. energia wytworzona w instalacjach OZE będzie stanowiła 25% krajowego 

zapotrzebowania na energię elektryczną. Obecnie udział OZE w produkcji energii wynosi 

ok. 10,4%. Podstawą takich prognoz jest przede wszystkim rozwój energetyki wiatrowej 

(farmy wiatrowe stanowią ok. 60%), solarnej oraz wzrost wykorzystania biomasy. 

Wzrost udziału energii ze źródeł odnawialnych przyniesie nie tylko korzyści środowiskowe 

w postaci zmniejszenia emisji gazów cieplarnianych, ale także wypełnienie zobowiązań 

międzynarodowych, wzrost zatrudnienia w tym sektorze, zmniejszenie importu energii, 

a przez to oszczędności i zwiększenie bezpieczeństwa energetycznego kraju oraz zyski 

dla inwestorów. Wszystkie działania promujące wykorzystanie OZE są zatem uzasadnione 

ekonomicznie, politycznie i środowiskowo. Dlatego powinna zostać uchwalona jak najszybciej 

ustawa o odnawialnych źródłach energii, nad projektem której prace trwają od 1999 r. 

Pozwoli to uregulować wszystkie sporne kwestie w tym sektorze. 


Brzuzy L.P., Hites R.A. 1996: Global mass balance for polychlorinated dibenzo-p-dioxins and 

dibenzofurans. Environ. Sci. Technol., 30. 

Cupiał K. Dużyński A. Grzelka J. 2003. Techniczne i Ekonomiczne Aspekty Eksploatacji 

Biogazowego Zespołu CHP w Oczyszczalni Ścieków w Częstochowie. 

Druga polityka ekologiczna państwa. 2000. Ministerstwo Środowiska. 

Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady nr 2001/77/WE z dnia 27 września 2001 r. w 

sprawie wspierania produkcji na rynku wewnętrznym energii elektrycznej wytwarzanej ze 

źródeł odnawialnych (Dz Urz WEL 283 str. 33; Dz U UE Polskie wydanie specjalne, rozdz. 

12, str. 121); http://eur-lex.europa.eu. 

Dyrektywa 2002/91/EC Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 16 grudnia 2002 r. w sprawie 

charaktertystyki energetycznej budynków (Dz Urz WEL 1, str. 65, UE Polskie Wydanie Specjalne, 

rozdz. 12, t.2, str. 168); http://eur-lex.europa.eu. 

Dyrektywa 2003/30/EC z dnia 8 maja 2003 r. w sprawie wspierania użycia w transporcie biopaliw 

i innych paliw odnawialnych (Dz Urz WEL 123, str. 42; Dz U UE Polskie Wydanie Specjalne, 

rozdz. 13,t. 31, str. 188); http://eur-lex.europa.eu. 

Roszkowski A. 2004. Agroenergetyka w Polsce – przegląd perspektyw. Materiały Konferencyjne. 

4 

toe – tona oleju umownego (ton of oil equivalent), oznacza ilość energii, jaka może zostać wyprodukowana 

ze spalenia jednej metrycznej tony ropy naftowej. 1 toe równa jest 41,868 GJ lub 11,63 MWh. 

25


Steppa M. 1988 Biogazownie rolnicze. Warszawa, IBMER. 

Strategia Rozwoju Odnawialnych Źródeł Energii, Warszawa. 2000. Ministerstwo Środowiska. 

Strategia zrównoważonego rozwoju Polski do roku 2025. 2000. Ministerstwo Środowiska. 

Ustawa z dnia 10 kwietnia 1997 r. - Prawo energetyczne (Dz U z 1997 r. nr 193, poz. 1504, ze zm.). 

Założenia polityki energetycznej państwa do roku 2020. 2000. Ministerstwo Gospodarki. 

Present condition and perspectives of renevable power engineering 

development in Poland 

A high industrialization of the countries, air, water and soil pollutions, global warming, 

commitments which are results of the international conventions and contracts were the 

reason of searching new solutions which would ensure ecological and energetic security of 

each country. A man has used natural resources since the dawn of history however since 

1990 we can observe a huge technological development concerning energy acquisition 

from the renewable sources. Strategic aim of the politic of the country is to increase the use 

of the Renewable Energy Sources (RES) and to obtain 7,5% contribution of the electric energy 

produced from the renewable resources in the energetic balance of the country until 

year 2010 and 14% until year 2020. 

The Energy, in the local dimension, can be gained by the use of the energy coming from 

the solar radiation, wind, water or the energy that comes from the biomass or from geothermal 

sources. In Poland the majority of the energy comes from the use of the biomass. 

This paper tries to show the present state in Poland and the perspectives of the development 

of the renewable energy there. As far, polish Seym hasn’t passed a bill concerning 

RES, a bill that would regulate all the matters of argument concerning the realization of the 

investments also further exploitations (purchase and sale). 

26


Zlokalizowane zanieczyszczenia środowiska pestycydami oraz 

niekonwencjonalne metody ich likwidacji* 

WPROWADZENIE. Zanieczyszczenie środowiska pestycydami ma swoje źródło w nieprawidłowej 

gospodarce prowadzonej w przeszłości, wadliwej dystrybucji oraz niekontrolowanym 

imporcie. Spowodowało to wytworzenie zapasów pestycydów, które składowano 

w tzw. mogilnikach (podziemnych zbiornikach lub studniach wykonanych z betonowych kręgów, 

uszczelnionych masą bitumiczną). W wyniku utraty ich szczelności, substancje toksyczne 

zawarte w pestycydach przedostają się do gruntu, wód gruntowych, a niekiedy także 

do studni i jezior, zagrażając wszystkim formom życia. 

Organizacja Narodów Zjednoczonych do Spraw Wyżywienia i Rolnictwa (ang. Food 

and Agriculture Organization of the United Nations – FAO) podaje, że całkowita ilość przestarzałych 

pestycydów (wszystkich typów) wynosi od 400 000 do 500 000 Mg [FAO 1996]. 

Na terenie Polski odnotowano [Pruszyński 2001] około 350 mogilników, w tym około 50 dołów 

ziemnych, zawierających 12 000 Mg pestycydów; ogólną ilość odpadów pestycydowych 

szacuje się na około 60 000 Mg. Orientacyjną mapkę mogilników przedstawiono na rysunku 1. 

Rys. 1. Mapka Polski z orientacyjną ilością odpadów zawartych w mogilnikach; 

DS - dolnośląskie, KP - kujawsko-pomorskie, LB - lubuskie, LD - łódzkie, LU - lubelskie, MA - mazowieckie, 

MP - małopolskie, OP - opolskie, PD - podlaskie, PK - podkarpackie, PM - pomorskie, SL - śląskie, 

SW - świętokrzyskie, WM - warmińsko-mazurskie, WP - wielkopolskie, ZP - zachodnio-pomorskie 

SPOSÓB UNIESZKODLIWIANIA. Pestycydy jako odpady niebezpieczne można unieszkodliwiać 

[Biegańska 2007, 2007a, Skoczko 2007]: 

• metodami biologicznymi, 

• metodami fizycznymi, 

• metodami chemicznymi 

lub 

• metodami termicznymi. 

* Dr inż. Jolanta Biegańska – Katedra Technologii i Urządzeń Zagospodarowania Odpadów, Wydział 

Inżynierii Środowiska i Energetyki, Politechnika Śląska. 

27


Metody biologiczne dotyczą odpadów pestycydowych o małej zawartości substancji 

biologicznie czynnych [Wallnofer 1989]. Stosowane są przy ich rozkładzie w ściekach 

lub odciekach ze składowisk zawierających środki ochrony roślin oraz w skażonej glebie. 

W procesach biodegradacji wykorzystuje się bakterie i grzyby niedoskonałe (procesy te 

przebiegają wolno). Pestycydy mogą zostać rozłożone m.in.: 

• metodami retencyjno-ewaporacyjnymi [Pawlikowska 1987], 

• przez wprowadzanie do skażonej gleby obcych bakterii z innych nieskażonych rejonów 

[Munnecke 1980] 

oraz 

• przez kierowanie odcieków ze składowisk pestycydy do basenów, w których bakterie 

oczyszczają ścieki [Patent USA 1991]. 

Fizyczne metody unieszkodliwiania łączą się przeważnie z metodami chemicznymi. 

Zwykle procesom chemicznym towarzyszą procesy fizyczne, a zatem procesy te są omawiane 

wspólnie. 

W procesie fizycznym wymienia się [Kennedy 1969] proces prowadzony za pomocą 

promieniowania gamma. Inne odmiany fotodegradacji to działanie na odpady pestycydowe 

światłem UV z użyciem katalizatora [Chiarenzelli 1995] – ozonu [Masten 1994]. Stosowano 

też procesy odhalogenowania związków chloroorganicznych z użyciem wodoru atomowego 

[Patent USA 1991a], przez reakcje z wodorotlenkami sodu, potasu, wapnia, magnezu, cynku, 

baru lub ołowiu [Patent CA 1991]. Innym stosowanym sposobem jest sulfonowanie lub 

chlorosulfonowanie [Patent EP 1993]. Utlenianie substancji biologicznie czynnych w glebie 

prowadzono chlorem [Melnikov 1974], ozonem [Chiron 1999], nadsiarczanem lub nadwęglanem 

potasu [Patent GB 1980]. 

Termiczne metody unieszkodliwiania dotyczą wykorzystania profesjonalnych spalarni 

odpadów niebezpiecznych – odpowiednie warunki termiczne zapewnia proces wypalania 

klinkieru w piecach obrotowych [Mazur 2000, Stobiecki 2001]. Rozwiązaniem jest też stosowanie 

pirolitycznej utylizacji [Namieśnik 1999], opartej na procesie dwustopniowym. 

Inną niż spalanie technologię niszczenia odpadów pestycydowych proponuje Organizacja 

Narodów Zjednoczonych ds. Wyżywienia i Rolnictwa (FAO), a mianowicie utlenianie 

w stopionych solach. 

Przeprowadzono także próbę zastosowania niekonwencjonalnych metod [Biegańska 

2003, Biegańska 2005] unieszkodliwiania pestycydów za pomocą materiałów wybuchowych. 

Metoda ta zastosowana w praktyce stosowania materiałów wybuchowych do urabiania 

skał daje możliwość całkowitej likwidacji pestycydów. 

METODYKA BADAŃ. Badania rozkładu pestycydów w warunkach wytworzenia wysokiej 

temperatury i wysokiego ciśnienia przeprowadzono metodą detonacji [Biegańska 2003, 

Biegańska 2005]. 

Zastosowano komorę wybuchową (rys. 2), w której umieszczono 100 g nabój materiału 

wybuchowego typu Saletrol (ANFO) zawierającego środek ochrony roślin. Próbki pestycydu 

naniesiono na materiał wybuchowy, który zapakowano do osłonek papierowych, uzbrojono 

w lont pentrytowy i zapalnik elektryczny (ZE) i umieszczano w plastikowym pojemniku wypełnionym 

piaskiem. Pojemnik zawieszano w komorze i po połączeniu obwodu strzałowego 

– odpalano ładunek. 

Po zdetonowaniu ładunku w komorze pobierano próbkę piasku do analizy chromatograficznej. 

Próbkę ekstrahowano, suszono i standaryzowano. Analizę na zawartość substancji 

biologicznie czynnej wykonywano metodą chromatografii gazowej na chromatografie firmy 

Varian, model 3400. Aparat wyposażony był w detektor wychwytu elektronów (ECD) oraz 

w integrator o symbolu IBDH, pozwalający na automatyczną obróbkę danych. 

28


Rys. 2. Komora i pojemnik z nabojem do rozkładu pestycydów w osłonie piasku, 


Do badań wytypowano 4 pestycydy: 

Do badań wytypowano 4 pestycydy: 

1. Roztoczol (IV klasa toksyczności – akarycyd i insektycyd); (substancja biologicznie 

1. Roztoczol (IV klasa toksyczności – akarycyd i insektycyd); (substancja biologicznie 

czynna – Tetradifon), 

czynna – Tetradifon), 


2. Enolofos 

2. Enolofos 

(I klasa 

(I klasa 

toksyczności 

toksyczności 

– akarycyd 

– akarycyd 

i insektycyd); 

i insektycyd); 

(substancja 

(substancja 

biologicznie 

biologicznie 

czynna 

czynna 

– 

Chlorfenwinfos), Do badań wytypowano 4 pestycydy: 

Chlorfenwinfos), 

1) Roztoczol (IV klasa toksyczności – akarycyd i insektycyd); substancja biologicznie 

3. Nexion 3. Nexion czynna (IV–(IV Tetradifon, klasa klasa toksyczności toksyczności – – insektycyd); insektycyd); (substancja (substancja biologicznie czynna – 

2) Enolofos (I klasa toksyczności – akarycyd i insektycyd); substancja biologicznie czynna 

Bromofos), Bromofos), – Chlorfenwinfos, 

4. DNOC 3) Nexion (IV klasa – insektycyd); substancja biologicznie czynna – Bromofos, 

4. DNOC (I klasa (I klasa toksyczności – herbicyd, – insektycyd, fungicyd i i akarycyd) (substancja 

4) DNOC (I klasa toksyczności herbicyd, insektycyd, fungicyd i akarycyd, substancja 

biologicznie biologicznie czynna czynna czynna – DNOC); – DNOC); – DNOC; 

1. Roztoczol 1. Roztoczol (C 

1) Roztoczol 12 

(C H 12 

(C 6 Cl H 

12 

H 46 OCl 6 

Cl 24 S) O 2 [116-29-0] S) 2. 2. Enolofos (C (C 12 14 Cl 3 4 P) 4 

O 2 

S) [116-29-0] 2) Enolofos (C 12 H 

12 

H 14 

Cl 14 Cl 

3 

O 3 O 

4 

P) 4 P) [470-90-6] 

[470-90-6] 

3. Nexion (C 8 H 8 BrCl 2 O 3 PS) [2104-96-3] 4. DNOC (C 7 H 5 N 2 O 5 Na) [534-52-1] 

3. Nexion 3) Nexion (C 8 H(C 8 BrCl 

8 

H 8 

BrCl 2 O 3 2 

OPS) 3 

PS) [2104-96-3] [2104-96-3] 4. 4) DNOC DNOC (C (C 

7 

H 7 H 

5 

N 5 N 

2 

O 2 O 

5 

Na) 5 Na) [534-52-1] [534-52-1] 

Identyfikację składników oznaczanych przeprowadzano na podstawie porównania czasów 

retencji substancji wzorcowych. Ilościowe oznaczanie składników wykonywano metodą 

kalibracji zewnętrznej. 

4 

WYNIKI BADAŃ I OMÓWIENIE. Wyniki oznaczeń pozostałości środków ochrony roślin 

po detonacyjnym rozkładzie w piasku zestawiono w tabeli 1, a na rysunkach 3–6 przedstawiono 

chromatogramy z oznaczenia substancji biologicznie czynnej w pestycydach. 

Tetradifon eluuje po składnikach pochodzących z piasku, przy czasie retencji t R 

=39,206, 

chlorfenwinfos i bromofos eluują między składnikami piasku przy czasach retencji odpowiednio 

t R 

=30,088 i t R 

=29,742, a DNOC eluuje przy t R 

=24,135 przed niewielkimi zanieczyszczeniami 

piasku. Ekstrakty pozostałości środka ochrony roślin oprócz składnika oznaczanego 

zawierają kilkanaście zanieczyszczeń o bardzo małym udziale procentowym. Taka 

zawartość składników w ekstrakcie nie przeszkadza w rozdziale chromatograficznym i w 

ilościowym oznaczaniu danego pestycydu. 

29


Tabela 1 Wyniki oznaczeń pozostałości środków ochrony roślin po rozkładzie w piasku 

Symbol próbki 

Preparat 

substancja biologicznie 

czynna 

Wynik 

[mg·kg -1 ] 

Uwagi 

2 Roztoczol extra pł. 8 Tetradifon 0,07 g.o. = 1,0 mg·kg -1 

3 Enolofos 500 EC Chlorfenwinfos 117,2 g.o. = 3,5 mg·kg -1 

5 Nexion EC 40 Bromofos 54,8 g.o. = 1,0 mg·kg -1 

6 DNOC 50 DNOC 90,5 g.o. = 1,5 mg·kg -1 

g.o. – granica oznaczalności. 

Rys. 3. Chromatogram oznaczania pozostałości tetradifonu w ekstrakcie z piasku; 

t R 

=39,206 – tetradifon 

Rys. 4. Chromatogram oznaczania pozostałości chlorfenwinfosu w ekstrakcie z piasku; 

t R 

=30,088 – chlorfenwinfos 

30


Rys. 5. Chromatogram oznaczania pozostałości bromofosu w ekstrakcie z piasku; 

t R 

=29,742 – bromofos 

Rys. 6. Chromatogram oznaczania pozostałości DNOC w ekstrakcie z piasku; 

t R 

=24,135 – DNOC 

PODSUMOWANIE. Reasumując wyniki uzyskane z rozkładu wytypowanych pestycydów 

za pomocą Saletrolu, przy odstrzale naboju w komorze w osłonie piasku, należy zauważyć, 

że występuje duża pozostałość nierozłożonych pestycydów. Dla trzech pestycydów 

(Enolofos, Nexion oraz DNOC) pozostałość po rozkładzie wynosiła 54,8–117,2 mg 

substancji biologicznie czynnej na kg nośnika (piasku). Tłumaczyć to należy niekorzystnymi 

warunkami detonacji (słaby opór otoczki materiału wybuchowego – piasku oraz mała 

średnica naboju). Korzystny wpływ na takie zjawisko ma większa bezwładność środowiska 

i większa średnica naboju. 

31



Biegańska J. 2007. A model study of pesticide biodegradation in soil. Biology Bulletin. 34(1):76–85. 

Biegańska J. 2007a. Modelnye issledowaniya biologicheskogo rasłożeniya pesticidov v poczve. 

Izvestiya Akademii Nauk. Seriya Biologicheskaya. 1: 91–101. 

Biegańska J. 2005. Neutralization of 4,6-dinitro-orto-cresol waste pesticide by means of detonative 

combustion. Environ. Sci. Technol. 39(4): 1190–1196. 

Biegańska J. 2003. Unieszkodliwianie odpadowych środków ochrony roślin metodą detonacyjnego 

spalania. Zeszyty Naukowe Inżynieria Środowiska. z. 49, Wydawnictwo Politechniki 

Śląskiej, Gliwice:131. 

Chiarenzelli J. R., Scrudato R. J., Rafferty D. E., and el. 1995. Photocatalytic Degradation of Simulated 

Pesticide Rinsates in Water and Water + Soil Matrixes. Chemosphere 30(1): 173– 

185. 

Chiron S., Fernandez-Alba A., Rodriguez A., and el. 1999. Pesticide Chemical Oxidation: Stateof-the-Art. 

Water Res. 34(2): 366–377. 

FAO. 1996. Technical guidelines on disposal of bulk quantities of obsolete pesticides in developing 

countries. Food and Agriculture Organization, Rome. 

Kennedy M.V., Stojanovic B.J., Shuman F.L. 1969. Chemical and Thermal Methods for Disposal 

of Pesticides. Residue Rev. 29: 89. 

Masten S.J., Davies S.H.R. 1994. The Use of Ozone to Degrade Organic Contaminants in Wastewaters. 

Environ. Sci. Technol. 28: 180–185. 

Mazur M., Oleniacz R., Bogacki M., and el. 2000. Pesticide Waste Incineration in the West Process 

Cement Kiln. Proceedings of 28 th International Symposium on Combustion. University 

of Edinburgh. 335-402, Scotland July 30-August 4. 

Melnikov N. N. 1974. Chimija i technologija pesticidov. Chimija, Moskva. 

Munnecke D. M. 1980. Enzymatic Detoxification of Waste Organophosphate Pesticides. J. Agric. 

Food Chem. 28, 105-111. 

Namieśnik J., Rachoń J., Zasławska L., i in. 1999. Unieszkodliwienie zawartości mogilnika w Górze 

Pomorskiej z wykorzystaniem urządzenia do pirolitycznego rozkładu substancji stałych. 

Ochrona Powietrza i Problemy Odpadów 33(3): 106–112. 

Patent brytyjski GB. 1980. 2024-016. 

Patent europejski EP. 1993. 524738. 

Patent kanadyjski CA. 1991. 2041-452A. 

Patent USA US. 1991. 4995-969A. 

Patent USA US. 1991a. 5051-030A. 

Pawlikowska D. 1987. Metody retencyjno-ewaporacyjne unieszkodliwiania pestycydów w ściekach. 

Przemysł Chemiczny 66: 413–416. 

Pruszyński S., Stobiecki S. 2001. An Overview of Polish Activities on Obsolete Pesticides Problems. 

Materiały 6 th International HCH and Pesticides Forum., Poznań 20–22 marzec: 109– 

113. 

Skoczko I. 2007. Metody przeróbki i unieszkodliwiania odpadowych środków ochrony roślin, 

Ochrona i Inżynieria Środowiska – Zrównoważony Rozwój. Monografie Wydziału Inżynierii 

Mechanicznej i Robotyki 35: 247–263. 

Stobiecki S., Cieszkowski J., Siłowiecki A., and el. 2001. Disposal of Pesticides as an Alternative 

Fuel in Cement Kiln Project Outline. Materiały 6 th International HCH and Pesticides Forum., 

Poznań 20–22 marzec 285-289. 

Wallnofer R.R., Engelfardt G. 1989. Microbiol. Degradation of Pesticides. Chemistry of Plant Protection, 

2 Degradation of Pesticides, Desiccation and Defoliation. Ach-Receptors as Targets. 

Springer Verlag, Berlin. 

32


Localized areas contaminated with pesticides and unconventional 

methods of their disposal 

The paper discusses a localized areas contaminated with pesticides during long-term 

storage in graveyards. A short literature review concerning methods of their neutralization 

is presented, as well as results of decomposition of pesticides by means of detonative combustion 

method. 

33


WYKORZYSTANIE ZREGENEROWANYCH WĘGLI AKTYWNYCH JAKO SORBENTÓW 

ZANIECZYSZCZEŃ ORGANICZNYCH* 

WPROWADZENIE. Węgle aktywne ze względu na swoje doskonałe zdolności sorpcyjne 

znajdują coraz szersze zastosowanie do usuwania zanieczyszczeń ze środowiska. Rosnące 

wymagania stawiane zarówno wodzie pitnej [Rozporządzenie 2002], jak i ściekom odprowadzanym 

do wód i do ziemi [Rozporządzenie 2004] sprawiają, że konieczne staje się 

wykorzystanie w technologii oczyszczania wód i ścieków procesów sorpcji. Dane literaturowe 

[Bansal 2005] wskazują, że wśród licznych rozważanych sorbentów najszersze zastosowanie 

mają węgle aktywne. Sorbenty te charakteryzują duże zdolności sorpcyjne względem 

takich substancji jak trihalometany (THM), chloro- i nitrofenole, barwniki, detergenty, 

wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne, ropopochodne, leki, narkotyki, jak również 

jony metali ciężkich i aniony nieorganiczne. 

W ślad za rosnącym wykorzystaniem węgli aktywnych pojawia się problem zagospodarowania 

zużytych sorbentów. Jednym z rozwiązań tego problemu jest regeneracja 

zużytych węgli aktywnych i ich ponowne wykorzystanie. Jak dotąd najszerzej stosowaną 

metodą regeneracji zużytych sorbentów węglowych jest regeneracja termiczna [Sanchez-Jimenez 

1995]. Należy jednak zauważyć, że metoda ta, chociaż jest bardzo efektywna, 

to niestety jest kosztowna i niemożliwa do zastosowania, jeżeli na powierzchni 

znajdują się związki nieorganiczne. Z tego też względu coraz częściej rozważa się możliwość 

regeneracji zużytych węgli aktywnych drogą chemicznej obróbki, z wykorzystaniem 

jako czynników ługujących roztworów kwasów, zasad lub soli [Sanchez-Jimenez 

1995, Dąbek 2007]. 

Celem prezentowanej pracy było wykazanie, że zużyte węgle aktywne nasycone jonami 

metali oraz substancjami organicznymi i poddane regeneracji chemicznej roztworami 

kwasów w obecności takich czynników fizycznych, jak mikrofale lub ultradźwięki odzyskują 

swoje zdolności sorpcyjne i mogą ponownie być wykorzystane jako sorbenty do usuwania 

zanieczyszczeń z roztworów wodnych. 

METODYKA BADAŃ. W badaniach wykorzystano zużyte węgle aktywne nasycone jonami 

metali oraz nasycone jonami metali i substancjami organicznymi o niezdefiniowanym 

składzie. Tym samym węgle te stanowiące odpad według przepisów ustawy o odpadach 

[Ustawa... 2001] poddane zostały regeneracji chemicznej. 

REGENERACJA CHEMICZNA ZUŻYTYCH WĘGLI AKTYWNYCH 

Ługowanie z wykorzystaniem ultradźwięków (UD). Naważkę węgla zadawano roztworem 

0,1M HNO 3 

lub 0,1M HCl i ługowano przez 15 minut w obecności ultradźwięków 

o częstotliwości 35 kHz, wykorzystując do tego celu łaźnię ultradźwiękową firmy Bandelin, 

typ DK 514 BP (częstotliwość 35 kHz, max moc 2× 450 W, moc grzania 600 W), z możliwością 

regulacji mocy ultradźwięków w zakresie 10–100% oraz temperatury od 293 K do 

353 K. Następnie roztwór znad powierzchni węgla zlewano, a węgiel zadawano nową porcją 

roztworu i poddawano ługowaniu. Procedurę powtarzano trzykrotnie, stosując następujące 

proporcje regenerowanego węgla aktywnego do roztworu ługującego – 1 g węgla na 

10 cm 3 roztworu ługującego. Zregenerowane węgle aktywne płukano wodą destylowaną aż 

do otrzymania odczynu obojętnego, a następnie suszono w temperaturze 378 K do stałej 

masy. Symbole zregenerowanych węgli aktywnych podano w tabeli 1. 

* Dr Lidia Dąbek, Anna Picheta, Joanna Siejka – Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska. 

Politechnika Świętokrzyska. 

34


Ługowanie z wykorzystaniem pola mikrofal (MF). Naważkę węgla zadawano kwasem 

0,1M HNO 3 

lub 0,1M HCl w proporcji jak wyżej i ogrzewano przez 5 minut z wykorzystaniem 

pola mikrofal o częstotliwości 2450 MHz (wykorzystując w tym celu mineralizator 

mikrofalowy UniClever firmy Plazmatronika przy wykorzystaniu 80 % mocy generatora). Następnie 

roztwór znad węgla zlewano, a węgiel zadawano nową porcją roztworu i poddawano 

ługowaniu. Procedurę powtarzano trzykrotnie. Zregenerowane węgle aktywne płukano 

wodą destylowaną do odczynu obojętnego, a następnie suszono w temperaturze 378 K do 

stałej masy. Symbole zregenerowanych węgli aktywnych podano w tabeli 1. 

Tabela 1. Procedura regeneracji zużytego węgla aktywnego i symbole zregenerowanych węgli 

aktywnych 

Próbka węgla 

Węgiel aktywnie nasycony 

jonami metali ciężkich 

Węgiel aktywnie nasycony 

jonami metali ciężkich oraz 

związkami organicznymi 

Procedura regeneracji 

HNO 3 

/UD 

HCl/UD 

HNO 3 

/MF 

HCl/MF 

HNO 3 

/UD 

HCl/UD 

HNO 3 

/MF 

HCl/MF 

Symbol zregenerowanego 

węgla aktywnego 

W1 

W2 

W3 

W4 

W5 

W6 

W7 

W8 

CHARAKTERYSTYKA OGÓLNA ZREGENEROWANYCH WĘGLI AKTYWNYCH. Zawartość 

popiołu w zregenerowanych węglach aktywnych oznaczono zgodnie z normą PN- 

82/C-97555.08 Węgle aktywne. Metodyka badań. Oznaczanie zawartości popiołu. 

Liczbę jodową zregenerowanych węgli aktywnych oznaczono zgodnie z normą PN-83/ 

C-97555.04 Węgle aktywne. Metodyka badań. Oznaczanie liczby jodowej. 

Strukturę porowatą określono na podstawie badań niskotemperaturowej adsorpcji azotu 

(77 K). Izotermę adsorpcji i desorpcji wyznaczono metodą objętościową przy użyciu aparatu 

Sorptomatic 1900 oraz ASAP 2010 Micromeritics. 

Charakterystykę zregenerowanych węgli aktywnych podano w tabeli 2. 

Tabela 2. Charakterystyka ogólna zregenerowanych węgli aktywnych 

Symbol zregenerowanych węgli 

aktywnych 

Zawartość popiołu 

[% wag.] 

Powierzchnia właściwa 

[m 2·g-1 ] 

Liczba jodowa 

[mg·g -1 ] 

Węgiel nasycony jonami metali 

i substancjami organicznymi 

16,3 780 – 

W1 6,3 

1010 

W2 5,9 1100 

W3 6,5 980 

W4 6,4 980 

980 

W5 6,5 1010 

W6 6,3 1010 

W7 5,9 1020 

W8 6,0 980 

WDex (handlowy) 21,3 1050 920 

– nie dotyczy. 

35


IZOTERMY SORPCJI P-CHLOROFENOLU Z ROZTWORÓW WODNYCH NA ZRE- 

GENEROWANYCH WĘGLACH AKTYWNYCH. Izotermy sorpcji p-chlorofenolu na wybranych 

zregenerowanych węglach aktywnych wyznaczono, wykorzystując roztwory o stężeniach 

20; 30; 50; 70 i 100 mg·dm 3 i odczynie w zakresie pH od 4,0 do 5,0 korygowanym za 

pomocą roztworu 0,05M HCl. Z badań kinetyki sorpcji wynikało, że czas niezbędny do ustalenia 

się równowagi wynosił 2 godziny. 

OZNACZANIE STĘŻENIA P-CHLOROFENOLU W ROZTWORZE WODNYM. Stężenie 

p-chlorofenolu oznaczano metodą HPLC z wykorzystaniem chromatografu cieczowego firmy 

Hitachi z detektorem UV-VIS L-7420 LaChrom i kolumną chromatograficzną Lichrospher RP- 

18, po uprzednim wydzieleniu analitu drogą ekstrakcji do fazy stałej. Elucję p-chlorofenolu z 

kolumienek prowadzono metanolem. 

Analizę chromatograficzną p-chlorofenolu wykonywano według procedury MERCK 

„HPLC Application Note 900211 bdh dla chlorofenoli w matrycy standardowej”. Fazę mobilną 

stanowił układ rozpuszczalników metanol:woda 60:40. Detekcję prowadzono przy długości 

fali λ = 230 nm. 

OMÓWIENIE WYNIKÓW. Węgle aktywne wykorzystane do sorpcji metali oraz substancji 

organicznych zostały poddane regeneracji chemicznej drogą ługowania roztworami kwasów 

z wykorzystaniem pola mikrofal o częstotliwości 2450 MHz oraz ultradźwięków o częstotliwości 

35 kHz. Jako roztwory ługujące wykorzystano roztwory kwasów HNO 3 

i HCl. Kwas 

azotowy (V) został wybrany jako roztwór ługujący na podstawie wyników wcześniejszych badań 

[Dąbek 2007], wykazujących jego przydatność w procesie regeneracji, jak również ze 

względu na jego możliwości utleniające w stosunku do powierzchni węgla aktywnego, nawet 

przy niskich stężeniach. Jako drugi czynnik ługujący zastosowano roztwór kwasu solnego ze 

względu na to, że jony chlorkowe (Cl - ) tworzą, z licznymi jonami metali, zaadsorbowanymi na 

powierzchni regenerowanego węgla aktywnego, rozpuszczalne w wodzie związki kompleksowe, 

co powinno sprzyjać ich ługowaniu z powierzchni węgla do roztworu. 

Zregenerowane węgle wykorzystano jako sorbenty do usuwania p–chlorofenolu z roztworu 

wodnego. Jak wynika z przebiegu izoterm sorpcji zregenerowane węgle aktywne 

charakteryzują dobre właściwości sorpcyjne względem p-chlorofenolu, większe nawet niż 

względem węgla handlowego WD ex 

, którego sorpcja kształtowała się na poziomie 150 mg·g -1 

[Dąbek 2004], podczas gdy sorpcja na węglach od W1 do W8 osiągała poziom od 315 do 

409 mg·g -1 . 

Wysoka zdolność sorpcyjna węgli aktywnych W1 i W2 względem p-chlorofenolu, wynosząca 

odpowiednio 409 i 386 mg·g -1 (rys.1) sugeruje, że jeżeli regeneracji poddawane są 

węgle nasycone jonami metali ciężkich, skuteczną metodą regeneracji jest ługowanie roztworami 

kwasów w obecności pola ultradźwięków. Zjawisko kawitacji sprzyja nie tylko ługowaniu 

metali, ale również i popiołu, co prowadzi do odblokowania porów. W konsekwencji 

węgle te charakteryzuje duża powierzchnia właściwa oraz duża liczba jodowa (tab.2), co 

czyni je przydatnymi jako sorbenty. 

Porównując wpływ czynników ługujących na zdolności sorpcyjne zregenerowanych węgli, 

można zaobserwować, że jeżeli regeneracja zużytych węgli jest realizowana w temperaturze 

pokojowej przy udziale ultradźwięków, skuteczniejszym czynnikiem ługowania jest 

roztwór kwasu azotowego(V). Przy realizacji procesu ługowania w obecności mikrofal jako 

czynnika grzewczego (wyższa temperatura procesu zwiększa jego kinetykę), stwierdzono 

natomiast niższą sorpcję p-chlorofenolu na zregenerowanych węglach (W3 341mg·g -1 , 

W4 392 mg·g -1 , rys.2), niezależnie od zastosowanego czynnika ługującego. 

Największą różnice w zdolności sorpcyjnej zregenerowanych węgli zaobserwowano w 

przypadku węgla W1 i W3, regenerowanych przy użyciu roztworu HNO 3 

. Węgiel W1, wykazujący 

najwyższą zdolność sorpcyjną, równą 409 mg·g -1 , poddawany był procesowi regene- 

36


racji w temperaturze pokojowej, natomiast węgiel W3, którego zdolność sorpcyjna wyniosła 

341 mg·g -1 regenerowany był w temperaturze bliskiej wrzenia. W różnicy temperatur wynikających 

z zastosowania czynników wspomagających należy upatrywać przyczyny różnych 

zdolności sorpcyjnych węgla. W środowisku HNO 3 

w warunkach utleniających w wyższych 

temperaturach oprócz procesu ługowania następuje modyfikacja chemiczna powierzchni 

węgla. Powstające grupy kwasowe często blokują wejścia do porów, prowadząc w konsekwencji 

do obniżenia zdolności sorpcyjnych. 

a[mg·g a[mg/g] 

-1 ] 

450,0 

400,0 

350,0 

300,0 

250,0 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 

Ceg[mg/dm Ceg[mg·dm -3 ] 

3 ] 

Rys.1. Izotermy sorpcji p-chlorofenolu na zregenerowanych węglach aktywnych W1 i W2 


-1 ] 

450,0 

400,0 

350,0 

300,0 

250,0 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 

Ceg[mg/dm Ceg[mg·dm -33 ]] 


W odróżnieniu od zregenerowanych węgli aktywnych W1 – W4, węgle aktywne W5 – 

W8 zregenerowane w tych samych warunkach wykazują dobre zdolności sorpcyjne względem 

p-chlorofenolu (od 315 do 379 mg·g -1 ) wyższe niż dla węgla handlowego, WD ex 

, ale niższe 

niż węgle W1 – W4. Oznacza to, że zastosowana w stosunku do wszystkich zużytych 

węgli aktywnych ta sama procedura regeneracji okazała się w przypadku bardziej złożonego 

składu zanieczyszczeń na powierzchni zużytego węgla aktywnego (metal + substancja 

organiczna) mniej skuteczna. 

Sorpcja na węglu aktywnym W5 zregenerowanym przy udziale ultradźwięków z zastosowaniem 

HNO 3 

przedstawia się na poziomie 354 mg·g -1 , a sorpcja na węglu W6 zregenerowanym 

przy zastosowaniu roztworu HCl jest zbliżona i wynosi 379 mg·g -1 (rys.3). Natomiast 

przy zastosowaniu jako czynnika wspomagającego ługowania pola mikrofal (węgle 

aktywne W7 i W8) zaobserwowano niższe zdolności sorpcji niż na węglach aktywnych W5 i 

W6, wynoszące odpowiednio W7 –315 mg·g -1 , natomiast W8 – 363 mg·g -1 (rys.4). 

Znaczne różnice w zdolności sorpcji węgli W5 – W8 wynikają z różnych warunków ługowania 

będącym wynikiem zastosowanego innych czynników wspomagających. Przy za- 

W 1 

W 2 

W 3 

W 4 

37


stosowaniu pola ultradźwięków wartości sorpcji kształtują się na poziomie 354–379 mg·g -1 , 

przy stosowaniu mikrofal zakres sorpcji wynosi 315–363 mg·g -1 . Jednocześnie zaobserwowano, 

że w analizowanym przypadku wpływ zastosowanych roztworów ługujących nie ma 

większego wpływu na zdolności sorpcyjne zregenerowanych węgli aktywnych. Przy zastosowaniu 

czynnika ługującego, którym jest kawas azotowy (V) sorpcja na węglach W5 i W7 

kształtuje się odpowiednio na poziomie: 354–315 mg·g -1 . Sorpcja na węglach W6 i W8, dla 

których w procesie regeneracji jako czynnik ługujący został zastosowany kwas solny wynosi 

363–379 mg·g -1 . 


-1 ] 

400,0 

350,0 

300,0 

250,0 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 

Ceg[mg/dm Ceg[mg·dm -33 ] 


W 5 

W 6 


-1 ] 

400,0 

350,0 

300,0 

250,0 

200,0 

150,0 

100,0 

50,0 

0,0 

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 

Ceg[mg·dm Ceg[mg/dm -3 ] 3 ] 


W 7 

W 8 

PODSUMOWANIE. Wyniki prezentowanych badań wskazują, że węgiel aktywny zużyty 

w procesie sorpcji jonów metali oraz związków organicznych z roztworów wodnych poddany 

regeneracji chemicznej zachowuje swoje zdolności sorpcyjne i może być ponownie 

wykorzystany jako sorbent. Skuteczną metodą regeneracji w analizowanym przypadku jest 

ługowanie roztworami kwasów HNO 3 

lub HCl w obecności pola ultradźwięków o częstotliwości 

35 kHz lub pola mikrofal o częstotliwości 2450 MHz. Zdolność sorpcyjna tak zregenerowanych 

węgli aktywnych względem p-chlorofenolu wynosiła ok. 350 mg·g -1 podczas gdy 

zdolność sorpcyjna handlowego węgla aktywnego była równa 150 mg·g -1 . 

Większa zdolność sorpcyjna węgli aktywnych jest wynikiem usunięcia z powierzchni 

węgla aktywnego zarówno zaadsorbowanych substancji, jak i części popiołu, co doprowadziło 

do odblokowania porów i zwiększyło powierzchnię sorpcyjną. 

38



Bansal D.C., Goyal M., 2005. Activated carbon adsorption. Taylor & Francis Group. Baca Raton- 

London-New York-Singapore. 

Dąbek L. 2007. Regeneracja zużytych węgli aktywnych. Wydawnictwo Politechniki Świętokrzyskiej, 

Monografie, Studia, Rozprawy M1, Kielce. 

Dąbek L. 2004. Sorpcja p-chlorofenolu na zregenerowanych węglach aktywnych, IV Krajowa Konferencja 

Naukowo-Techniczna „Węgiel aktywny w ochronie środowiska i w przemyśle”, Wydawnictwo 

Politechniki Częstochowskiej, Ustronie: 143–151. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 19 listopada 2002 r. w sprawie wymagań dotyczących 

jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi [DzU nr 203, poz. 1718]. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 8 lipca 2004 r. w sprawie warunków, jakie należy 

spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi oraz w sprawie substancji szczególnie 

szkodliwych dla środowiska wodnego [DzU z 2004 nr 168, poz. 1763]. 

Sanchez-Jimenez S.F., Merchán C.1995. A new method for the regeneration of activated carbon, 

Coal Science, Vol. II, Edited by Pajares, J.A. and Tascón, J.M.D., Ed. Elsevier. 

Simonič M., Ozim V. 1998. Thermal water treatment with granular activated carbon. Journal of 

Hazardous Materials. 60: 205–210. 

Ustawa z dnia 27 kwietania 2001 r. o odpadach [DzU z 2001 r. nr 62 poz.627]. 

THE USE OF REGENERATED ACTIVATED CARBONS AS ADSORBENTS OF ORGANIC 

CONTAMINANTS 

It has been shown in this paper that activated carbon used in the sorption of metal ions 

and organic compounds, when chemically regenerated, retains its sorptive capacities and 

can be used again as a sorbent. Chemical regeneration has been carried out as a process 

of leaching with a solution of HNO 3 

and HCl in the presence of ultrasounds or 35 kHz or microwaves 

at 2450 MHz. Sorptive capacity of regenerated activated carbons in relation to 

p-chlorophenol was about 350 mg·g -1 whereas sorptive capacity of commercial activated 

carbon was 150 mg·g -1 . Sorptive abilites rose when adsorbed compounds and part of the 

ashes were removed from the surface of activated carbons, as it unblocked the pores and 

increased the sorption surface. 

39


DEGRADACJA TOKSYCZNYCH SUBSTANCJI ARSENOORGANICZNYCH 

W PROCESIE ZESTALANIA Z SIARKĄ* 

WPROWADZENIE. Jednym z trwałych zanieczyszczeń środowiska naturalnego jest arsen, 

który tworzy związki nieorganiczne i organiczne o różnym stopniu toksyczności. Jego 

związki ulegają w środowisku transformacji do związków arsenu (III) i (V). Toksyczność 

związków zależy od wartościowości arsenu i jego postaci. Za najbardziej toksyczne uznawane 

są związki nieorganiczne As 3+ , a za najmniej toksyczne zmetylowane związki organiczne 

As 5+ . Niektóre związki mają udowodnione działanie kancerogenne i mutagenne dla ludzi 

i zwierząt. Chociaż arsen w warunkach naturalnych występuje w stanie wolnym, to celowe 

nagromadzenie nadmiernych jego ilości na ograniczonym obszarze może doprowadzić do 

znaczącej degradacji środowiska. Z tego powodu istnieje potrzeba stałego oznaczania poziomu 

arsenu i w skrajnych wypadkach inaktywacji jego pochodnych w różnych elementach 

środowiska, np.: w osadach rzek i jezior, odpadach przemysłowych itp. 

Do szczególnego rodzaju zagrożeń należy składowanie związków arsenu o znaczeniu 

militarnym. Po II wojnie światowej duże ilości broni chemicznej zatopiono w Morzu Bałtyckim, 

w większości w pobliżu polskiej strefy ekonomicznej [Kasperek 1997, 1998]. Szacunkowe 

dane wskazują, że na dnie morza może znajdować się od 40 000 do 60 000 ton amunicji 

chemicznej, w tym ok. 12 000–13 000 ton bojowych środków trujących zawierających 

m.in.: adamsyt – C 6 

H 4 

(AsCl)(NH)C 6 

H 4 

, arsyny – AsCl 3 

, CNAsCl 2 

, CH 3 

AsCl 2 

, CH 3 

CH 2 

AsCl 2 

, 

C 6 

H 5 

AsCl 2 

, Clark I – (C 6 

H 5 

) 2 

AsCl i II – (C 6 

H 5 

) 2 

AsCN oraz luizyty – ClCH:CHAsCl 2 

(A), (ClCH: 

CH) 2 

AsCl (B) i (ClCH:CH) As (C). Podobnie jest ze składowaniem toksycznych odpadów 

3 

przemysłowych lub zużytych produktów chemicznych zawierających związki arsenu, które 

mogą być przechowywane w tzw. mogielnikach. 

Współcześnie, obecność takich miejsc budzi wśród lokalnych społeczeństw uzasadnione 

obawy, że może to doprowadzić do gwałtownego pogorszenia stanu środowiska, którego 

skutki będą odczuwalne przez kilkadziesiąt następnych lat. 

CEL PRACY. W pracy przedstawiono prosty sposób niszczenia niebezpiecznych substancji 

arsenoorganicznych w procesie ich stapiania z siarką. Do badań wybrano adamsyt, 

który obecnie nie ma znaczenia militarnego. Efektywność metody badano za pomocą 

nowoczesnych technik analitycznych: chromatografii gazowej ze spektrometrią emisji atomowej 

(GC-AED) i spektrometrii mas (GC-MS) [Mazurek 2001]. Do oceny wymywalności 

niebezpiecznych składników zastosowano amerykańską procedurę Toxicity Characteristic 

Leaching Procedure – TCLP [Shieh 2001]. 

MATERIAŁY I METODYKA BADAŃ. W badaniach stosowano adamsyt w stanie stałym, 

który ma barwę żółtą (czysty) lub zielono-brunatną (techniczny). Temperatura topnienia 

adamsytu wynosi 193–195 o C, a temperatura wrzenia 410 o C (z częściowym rozkładem). 

Adamsyt jest nierozpuszczalny w wodzie, na zimno bardzo słabo rozpuszcza się 

w rozpuszczalnikach organicznych, z wyjątkiem acetonu. Na gorąco rozpuszcza się w ksylenie, 

toluenie oraz stężonych kwasach mineralnych i organicznych (mrówkowym i octowym). 

W stężonym kwasie siarkowym rozpuszcza się w każdej temperaturze. 

Adamsyt (2,5 g) stapiano z siarką krystaliczną w hermetycznym naczyniu zaopatrzonym 

w mieszadło mechaniczne i termometr. Stosunek masowy adamsytu do siarki wynosił 

od 1:4 do 1:5. Początkowo reakcję stapiania prowadzono w temperaturze 160 o C przez 2 

godziny, a następnie w temperaturze ok. 200 o C przez 1 godzinę. 

* Dr inż. Mariusz Mazurek – Szkoła Główna Służby Pożarniczej w Warszawie. 

40

Obieg Pierwiastków w Przyrodzie – 2007 r. 

Obecność substancji powstałych w reaktorze i stopień destrukcji adamsytu określano 

za pomocą chromatografii gazowej (GC-AED i GC-MS). Oznaczenia analitów wykonywano 

pośrednio przez ekstrakcję próbek w układzie ciecz – ciało stałe. Jako ekstrahenty stosowano 

aceton, toluen i kwas solny (doprowadzając badany roztwór do pH 5,0). Ekstrakcję 

prowadzono 4-krotnie za każdym razem stosując po 10 ml rozpuszczalnika. Czas ekstrakcji 

wynosił odpowiednio: 1, 8, 24 i 48 godzin. Uzyskane ekstrakty zatężano do objętości końcowej 

ok. 1 ml, korzystając z zestawu do odparowania próbek (COBRABiD, Warszawa). 

Pomiary chromatograficzne (GC-AED) wykonywano stosując chromatograf gazowy 

Hewlett Packard HP 6890 (Avondale, PA, USA) z detektorem emisji atomowej HP 2350A. 

Do sterowania pracą przyrządu oraz rejestracji chromatogramów pierwiastkowych i obróbki 

wyników stosowano program ChemStation HP 35920A. Do rozdziałów użyto kolumny 

kapilarnej HP-5, 30 m x 0,32 mm, pokrytej fazą 5% difenylo- i 95% dimetylopolisiloksanu, 

o grubości filmu 0,25 µm. Objętość dozowanego ekstraktu wynosiła 1 µl z podziałem 

strumienia w stosunku 20:1. Jako gaz nośny stosowano hel. Natężenie przepływu gazu 

nośnego było stałe i wynosiło 2 ml·min -1 . Jako gazy reakcyjne stosowano wodór i tlen. 

Temperatura dozownika wynosiła 320 0 C; temperatura linii transferowej między kolumną 

a detektorem: 280 0 C. Temperatura kolumny była programowana: od 40 0 C (3 min) 

z szybkością wzrostu 10 0 C·min -1 do 280 0 C (30 min). Wybrane charakterystyki robocze detektora 

AED stosowane w pracy podano w tabeli 1. 

Tabela 1. Podstawowe charakterystyki pracy detektora AED. 

Pierwiastek 

C 

S 

As 

Długość fali 

[nm] 

193 

181 

189 

Granica 

detekcji 

[pg·s -1 ] 

0.5 

1 

3 

Odchylenie 

standardowe 

[%] n=5 

4,4 

5,1 

8,2 

Gazy 

reakcyjne 

Natężenie 

przepływu 

gazów 

[ml·min -1 ] 

40 

H 2 

/O 2 

H 2 

40 

H 2 

/O 2 

40 

Pomiary chromatograficzne (GC-MS) wykonywano za pomocą chromatografu gazowego 

firmy Varian typu 3400 sprzężonego ze spektrometrem masowym z pułapką jonową („ion 

trap”) typu ITD-800 AT (Finnigan MAT, Hemel Hempstead, Anglia). Oba przyrządy były połączone 

linią transferową, którą stanowiła kolumna kwarcowa 1 m x 0,25 mm pokryta fazą 

stacjonarną SPB-5. Do badań używano kolumny kapilarnej HP-5 MS. Objętość próbki wynosiła 

2 µl z podziałem strumienia w stosunku 100:1. Jako gaz nośny stosowano hel (P He 

= 78 kPa). Temperatura dozownika wynosiła 260 0 C, pozostałe warunki chromatografowania 

były jak w układzie GC-AED. Widma masowe mierzono za pomocą spektrometru masowego 

w układzie jonizacji elektronowej (EI). Energia elektronów wynosiła 70 eV; natężenie 

prądu emisji – 400 mA, a temperatura źródła jonów – 215 0 C. Jony badanych związków 

wykrywano w zakresie od 40 do 400 amu przy szybkości skaningowania 0,7 s/scan. Czas 

opóźnienia włączenia źródła jonów wynosił 200 s. 

UZYSKANE WYNIKI. W temperaturze 119 o C siarka ulega stopieniu, przyjmując jasnożólty 

kolor i tworząc cząsteczki składające się głównie z pierścieni zawierających 8 atomów 

siarki – S 8 

[Meyer 1965]. W tych warunkach adamsyt nie ulega rozpuszczeniu, zachodzi 

jedynie okludowanie grudek adamsytu płynną siarką. Począwszy od temperatury 159 o C 

bardzo szybko wzrasta lepkość siarki, spowodowana łączeniem się cząsteczek siarki S 8 

w długie łańcuchy polimeru, zawierające do 100 000 i więcej atomów siarki. Przyczyną tego 

zjawiska jest obecność wolnych rodników siarki, znajdujących się na zakończeniach łańcucha 

S 8 

. Wysoka aktywność wolnych rodników jest odpowiedzialna za tzw. sieciowanie rod- 

41


nikowe. Dla wyższych temperatur (do 200 o C) możliwe jest oddziaływanie międzyfazowe 

rodników siarki z pierścieniem adamsytu. Prawdopodobnie zachodzi tutaj reakcja przyłączania 

długich włókien polimerów siarki do cząsteczek adamsytu. Prowadzi to do powstania 

bardzo dużych naprężeń pierścienia fenarsazynowego z jego rozerwaniem włącznie. Mechanizm 

reakcji stapiania adamsytu z siarką przedstawiono na rysunku 1. 

Rys. 1. Prawdopodobny schemat reakcji stapiania adamsytu z siarką, R = H lub alkil, X = S, N, 

As lub C 6 

H 5 

. 

Powstały produkt stapiania adamsytu z siarką ma postać zestalonej masy polimeru, koloru 

czarnego. Jest dość kruchy i niehigroskopijny. Nie rozpuszcza się w wodzie i większości 

znanych rozpuszczalników. W badanych ekstraktach nie stwierdzono obecności wolnego 

adamsytu i pochodnych arsenu (rys. 2). 

Rys. 2. Przykładowy chromatogram pierwiastkowy badanego ekstraktu produktu stapiania 

adamsytu z siarką otrzymany za pomocą GC-AED na kanale arsenu (As-189 nm). Pomiar 

arsenu prowadzono na poziomie najwyższej czułości przyrządu. 

42

Obieg Pierwiastków w Przyrodzie – 2007 r. 

Nie otrzymano również widm jonowych związków o stosunkach mas m/z > 277 (M adamsytu 

). 

Tym samym nie wykryto w próbkach rozpuszczalnych polimerów. Wyjątkiem było wykrycie 

związku o masie 309 Da, co odpowiadało cząsteczce adamsytu trwale połączonej z atomem 

siarki. Obecność tego jonu może prawdopodobnie wynikać z częściowej reakcji, jaka 

zaszła między parami adamsytu i siarki. Ekstrakcja produktów nebulizacji tych par na ściankach 

reaktora może zawyżać uzyskane wyniki oznaczenia mas jonów. 

PODSUMOWANIE I WNIOSKI. W opracowaniu podano podstawowe informacje o stosowanych 

technikach pomiarowych oraz procedurach analitycznych. Oceniono stopień ich 

przydatności i zaproponowano wyjaśnienie zjawisk zachodzących podczas procesu niszczenia 

związków arsenoorganicznych z siarką. Mechanizm reakcji otrzymywania polimerów 

siarki jest bardzo skomplikowany i mimo różnorodnych badań trudno jest go uznać za 

całkowicie wyjaśniony. Interesujące wyniki analiz otrzymano za pomocą układu GC-AED, 

dla którego uzyskane chromatogramy pozwalają bezpośrednio śledzić procesy propagacji 

łańcuchów siarki w czasie trwania rozdziału chromatograficznego (rys. 3). Do tej pory brak 

było takich danych w literaturze naukowej. 

Rys. 3. Chromatogram siarki (S-181 nm) dla wybranego ekstraktu (toluenu) otrzymany za pomocą 

GC-AED. Na rysunku zaznaczono trzy etapy reakcji stapiania siarki. Dla porównania 

pokazano również oś temperatury odpowiadającą osi czasu elucji analitów w warunkach 

gradientu temperatury. 

Zaproponowany sposób niszczenia związków arsenu z siarką jest prosty i łatwy do realizacji. 

Powstały produkt nie zawiera związków łatwowymywalnych i toksycznych. W niektórych 

krajach związki w takiej postaci rozprasza się w betonie stosowanym do budowy autostrad 

i pasów startowych. Rozproszone związki praktycznie nie mają jakiegokolwiek wpływu 

na środowisko. Również obecność polimerów siarki w użytym betonie często zwiększa 

jego właściwości użytkowe [Mattus 1994]. W szczególnych sytuacjach powstały polimer 

mógłby być składowany w wyeksploatowanych kopalniach. Pewnym utrudnieniem 

w realizacji takiego rozwiązania jest brak w Polsce odpowiednich przepisów normujących 

i umożliwiających takie postępowanie. 

43



Kasperek T. (red.). 1997/8. I i II Międzynarodowe Sympozjum Naukowe “Broń chemiczna zatopiona 

w Morzu Bałtyckim”. Akademia Marynarki Wojennej, Gdynia. 

Mattus C. H., Mattus A. J. 1994. Evaluation of sulfur polymer cement as a waste form for the immobilization 

of low-level radioactive or mixed waste. Oak Ridge National Laboratory, Tennessee. 

Mazurek M., Popiel S., Witkiewicz Z., Śliwakowski M. 2001. Capillary gas chromatography – 

atomic emission spectroscopy – mass spectrometry analysis of sulphur mustard and transformation 

products in a block recovered from the Baltic Sea. Journal of Chromatography. 

919: 133–145. 

Meyer B. 1965. Elemental sulfur. Chemistry and Physics. Wiley and Sons, New York. 

Shieh Chih-Shin. 2001. Criteria of Selecting Toxicity Characteristic Leaching Procedure (TCLP) 

and Synthetic Precipitation Leaching Procedure (SPLP). Tests to Characterize Special Wastes. 

University of Florida, Florida. 

DESTRUCTION OF THE TOXIC ORGANOARSENIC SUBSTANCES DURING THE CE- 

MENTING PROCESS WITH SULPHUR 

The simple destruction method of the toxic organoarsenic substances in the process of 

theirs melting with sulphur was presented. The method efficiency was determined by gas 

chromatography with atomic emission spectrometry and mass spectrometry. The identification 

of the compounds was performed by the element chromatograms and mass spectrum 

data analyses. Additionally, the probable mechanism of organoarsenic substance destroyed 

was proposed. Arsine compounds were not found among other compounds presented in 

the investigated residues. Poor leaching of newcoming products was obtained by using the 

American TCLP procedure (Toxicity Characteristic Leaching Procedure). 

44


THE BIODEGRADABILITY OF XYLENE IN SEA WATER* 

INTRODUCTION. Different chemicals and oil, being transported in a liquid state, represent 

great danger for navigation and the environment protection than other cargoes. The 

sea is polluted by greater quantity of oils and other chemicals during usual ship exploitation 

activities like: emptying, effluence, tanks cleaning, washing and preparing for further cargo 

loading and during accidents with tanker disasters. Pollution caused by accidents mostly involves 

high concentration for a short period of time. One accident can involve several thousands 

of tonnes of pollutant (in the case of crude oil spills – several hundred thousands of 

tonnes). The alarming situation has provoked some international conventions for the protection 

of the seas the main tasks of which are monitoring and prevention. 

Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Pollution (GESAMP) prepared 

the Composite List includes hazard profiles of all liquid substances in the International 

Bulk Chemical Code (IBC) [1998]. Using the GESAMP data, depending on the level of 

hazard affecting the sea environment into three categories in accordance with International 

Convention For The Prevention of Pollution From Ship - MARPOL 73/78. One of the hazard 

profile of GESAMP Composite List of Hazard Profiles is the biodegradation. The knowing 

the time of biodegradation of chemicals caused by microorganisms in water is essential 

when it comes to the evaluation of accident or the spill results of. 

A hazardous substance is regarded as degradable when microorganisms in the marine 

environment can transform it. Degradation of substances is a function of the microbial population 

and structure of chemicals. The marine microbial population has a great flexibility in its 

response towards materials introduced into the sea. The nature of these materials also has 

an influence on the efficiency and velocity of the degradation processes. Oil has been formed 

by natural biological and geochemical processes and could be better susceptible to microbial 

decomposition than others hazardous substances, witch are the liquid bulk cargoes. 

Nearly all substances from IBC Code are colourless. This means the most hazardous 

substances can hardly be detected and identified visually. Then the possible biodegradability 

of chemical substances, which could be transform by microorganism in marine environment, 

would solve the problem. 

The selection of biodegradability tests for hazardous substances in seawater was depend 

on the physical properties of chemicals and the possibility of simulation of natural marine 

environment in laboratory. 

Earlier the biodegradability of hazardous substances was estimated in freshwater using 

activated sewage sludge inocula. Conditions in the sea differ from those usually encountered 

on lands, because introduced materials are mixed with the substances naturally occurring 

in the water. Occasional indications of lower biodegradability under marine conditions 

were observed for the substances under revised GESAMP list when compared with 

freshwater condition [The Revised... 2002]. 

The aim our work is investigation of biodegradability of some hazardous substances in 

natural sea water at different temperatures, which allows rescuers to estimate the threat for 

marine environment in various seasons. 

According to the polish law scientific investigations in sea threatening of pollution of environment 

are forbidden [Ustawa... 1991]. Taking this under consideration the determination 

of biodegradability of noxious liquid substances in seawater was done in laboratory conditions. 

* Mgr inż. Hanna Miller, prof. dr hab. inż. Maria Rutkowska – Katedra Chemii i Towaroznawstwa 

Przemysłowego. Akademia Morska w Gdyni. 

45


MATERIALS. The dangerous chemical substance has been chosen from the chemicals 

loaded in polish ports. There was xylene - colourless liquid, density at 20°C→ 

0,86 g·cm -3 , solubility in water→0,02 %, carried by tankers in the sea. According to GESA- 

MP classification xylene is Sodium benzoate was a reference compound, which is known to 

be generally readily biodegradable. 

The toxity was controlled using the mixture of sodium benzoate and xylene. The test 

substance is an inhibitor to bacteria if the BOD of the mixture of reference and test substance 

is less then the BOD of the reference substance. 

organic tested substances were the sole source of carbon and energy for microorganisms. The 

processes of the biodegradation of xylene and sodium benzoate were performed in different 

temperatures (5°C and 22°C). 

Procedure of determination of Biological Oxygen Demand (BOD): 

METHOD. The determination of biodegradability of noxious liquid substances in seawater 

was done in laboratory conditions. The BOD (Biological Oxygen Demand) method 

was based on the determination of oxygen consumed by microorganisms during oxidation 

of organic substances [Hermanowicz, Dojlido 1999]. In this method the non-adopted natural 

seawater from the Gulf of Gdańsk was used as the only source of microorganisms. The 

organic tested substances were the sole source of carbon and energy for microorganisms. 

The processes of the biodegradation of xylene and sodium benzoate were performed in different 

temperatures (5°C and 22°C). 

Procedure of determination of Biological Oxygen Demand (BOD): 

• The solution was kept in a filled closed bottle in the dark. 

• The tested substance was dissolved in the test medium in a concentration of 5 mg/dm 3 

of test substance 

• The nutrients (H 2 

PO 4 

, K,HPO 4 

, Na 2 

HPO 4 

٠2H 2 

O, NH 4 

C1, MgSO 2 

٠7H 2 

O, CaCl 2 

, 

FeCl 3 

٠6H 2 

O) were added to sustain growth of microorganisms 

• The dissolved oxygen was determined by chemical method according to PN-72/C- 

04545. 

The BOD is calculated as the difference in oxygen depletion between a blank and 

the test solution. The degradation is defined as the ratio of the BOD to the theoretical 

oxygen demand (ThOD) of the compound. The ThOD of the substance C c 

H h 

Cl cl 

N n 

Na O P S n- 

of the molecular weight MW is calculate according to: 

a o p s 

• The solution was kept in a filled closed bottle in the dark. 

• The tested substance was dissolved in the test medium in a concentration of 5 mg/dm 3 

of test substance 

• The nutrients (H 2 PO 4 , K,HPO 4 , Na 2 HPO 4 ٠2H 2 O, NH 4 C1, MgSO 2 ٠7H 2 O, CaCl 2 , 

FeCl 3 ٠6H 2 O) were added to sustain growth of microorganisms 

• The dissolved oxygen was determined by chemical method according to PN-72/C- 

04545. 

The BOD is calculated as the difference in oxygen depletion between a blank and the test 

solution. The degradation is defined as the ratio of the BOD to the theoretical oxygen demand 

(ThOD) of the compound. The ThOD of the substance C c H h Cl cl N n Na na O o P p S s of the 

molecular weight MW is calculate according to: 

This calculation implies that C is mineralised to CO 2 

, H to H 2 

O, P to P 2 

O 5 

and Na to 

Na 2 

O. 

Halogen is eliminated as hydrogen halide and nitrogen as ammonia. 

The substances are „readily biodegradable” if, in 28 days biodegradation studies oxygen 

depletion is >60% of theoretical maxima [OECD Guideline for Testing of Chemicals No 306]. 

RESULTS. In Fig.1 and Fig.3 the changes of oxygen concentration in sea water during 

the biodegradation processes are presented. During the experiment the decrease of oxygen 

concentration is observed. The biodegradation process is obviously faster in the high 

temperature. 

In Fig. 2 and Fig. 4 the biodegradation of xylene, sodium benzoate and mixture of this 

substances at different temperatures (5°C and 22°C) are presented. Suitably the 95% degradation 

of xylene after 3 days of the biodegradation process at 22°C and the 76% degradation 

of xylene after 6 days of the biodegradation process at 5°C were observed. These 

clearly show that this dangerous chemical substance is readily biodegradable, because it 

46 

16[2c 

+ 0,5( h − cl − 3n) 

+ 3s 

+ 2,5 p + 0,5na 

− o] 

ThOD = 

MW 

This calculation implies that C is mineralised to CO 2 , H to H 2 O, P to P 2 O 5 and Na to Na 2 O. 

Halogen is eliminated as hydrogen halide and nitrogen as ammonia. 

The substances are „readily biodegradable” if, in 28 days biodegradation studies oxygen 

depletion is >60% of theoretical maxima [OECD Guideline for Testing of Chemicals No 

306]. 

RESULTS. In Fig.1 and Fig.3 the changes of oxygen concentration in sea water 

during the biodegradation processes are presented. During the experiment the decrease of 

oxygen concentration is observed. The biodegradation process is obviously faster in the high


is degraded more than 60% in 28 days incubation process. The observed biodegradation 

of investigated substances over 100% could be explained by microbiological processes occurred 

in natural environment. 

Fig. 1. Oxygen concentration in sea water during the biodegradation process in 22°C. 

Oxygen concentration [mg/dm3] 

2 

20 

1 

10 

 

0 

0 1 2 3 4 6 

Time [days] 

sea water 

xylene 

sodium benzoate 

+ xylene 

Fig. 2. Biodegradation of sodium benzoate, xylene and mixture sodium benzoate with xylene in 

160 

140 

% of biodegradation 

120 

100 

80 

60 

40 

xylene 

sodium benzoate + 

xylene 

20 

0 

1 2 3 4 

Time [days] 

sea water in 22°C 

Fig. 3. Oxygen concentration in sea water during the biodegradation process in 5°C 

Oxygen concentration [mg/dm3] 

2 

20 

1 

10 

 

0 

xylene 

0 2 4 6 8 10 12 

Time [days] 

sea water 



xylene 

Fig. 4. Biodegradation of sodium benzoate, xylene and mixture sodium benzoate with xylene in 

47


% of biodegradation 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

1 2 3 4 

Time [days] 

xylene 


xylene 


sea water in 5°C. 

CONCLUSION. Based on the results obtained in the study it can be concluded that xylene 

is readily biodegradable in sea water, because it is degraded more than 60% in 28 days 

biodegradation process at temperatures 5°C and 22°C. Even according to GESAMP classification 

xylene is not readily biodegradation. 

REFERENCES 

1. International Code for the Construction and Equipment of Ships Carrying Dangerous 

Chemicals in Bulk (IBC Code) and Index of Dangerous Chemicals Carried in Bulk. 

1998. International Maritime Organisation, London. 

2. The Revised GESAMP Hazard Evaluation Procedure for Chemical Substances Carried 

by Ships 2002. GESAMP Reports and Studies No. 64, International Maritime Organisation 

London. 

3. Ustawa z 21 marca 1991 r. o obszarach morskich Rzeczpospolitej Polskiej i administracji 

morskiej (DzU z 1991 r. nr 32, poz. 131). 

4. Hermanowicz W., Dojlido J.: Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków, Arkady, 

Warszawa 1999. 

5. OECD Guideline for Testing of Chemicals No 306, Biodegradability in Seawater. 

PODATNOŚĆ KSYLENU NA BIOLOGICZNĄ DEGRADACJĘ W WODZIE MORSKIEJ 

Transport ciekłych szkodliwych substancji chemicznych statkami niesie ogromne 

zagrożenie dla środowiska morskiego. W ramach przygotowywanego systemu reagowania 

na zanieczyszczenia chemiczne w polskich obszarach morskich, do opracowania którego 

zobowiązane są polskie służby ratownictwa morskiego w myśl międzynarodowych umów, 

podjęto badania podatności na biodegradację w wodzie morskiej wybranych szkodliwych 

i/lub niebezpiecznych ciekłych substancji chemicznych. Znajomość czasu degradacji 

chemikaliów w wodzie morskiej pod wpływem mikroorganizmów jest bardzo istotna dla 

oceny skutków katastrofy lub wycieku ładunku do morza. Badana wcześniej podatność 

na biodegradację substancji chemicznych opierała się na badaniach dotyczących wód 

śródlądowych. Grupa Robocza GESAMP wskazała na konieczność przeprowadzenia 

badań, wykorzystujących wodę morską jako źródło mikroorganizmów, ponieważ istnieją 

dane wskazujące, że biodegradacja przebiega w środowisku morskim wolniej niż w 

środowisku słodkowodnym. 

48


Celem pracy było określenie podatności na biodegradację wybranej niebezpiecznej 

ciekłej substancji chemicznej (ksylen) transportowanej chemikaliowcami do/z polskich 

portów. Ponadto badano przebieg biodegradacji benzoesanu sodu jako substancji referencyjnej. 

Badania oparte były na pomiarze biochemicznego zapotrzebowania na tlen (BZT) 

w czasie inkubacji w wodzie morskiej, stanowiącej środowisko biodegradacji. Biodegradację 

prowadzono w temperaturze 5°C i 22°C. 

49


EFFECT OF ANTHOCYANIN-RICH RED CABBAGE EXTRACT ON CYTOLOGICAL 

INJURY INDUCED BY COPPER STRESS IN PLANT AND ANIMAL TISSUES* 

INTRODUCTION. Excess Cu +2 in soils comes from its use in industry but also due to its 

use as a pesticide. This metal at supra-optimal concentrations influences plant physiology 

in many ways: it inhibits plant growth, decreases photosynthesis, respiration and nitrogen 

assimilation, changes membrane integrity, influences protein synthesis and chromatin structure 

[Fernandes and Henriques 1991]. These toxic effects come from the high oxidative 

state and may be allayed by several antioxidative systems. Many polyphenols have ideal 

structure and redox properties for free radical scavenging and can bind/chelate transition 

metal ions thus preventing the formation of reactive oxygene species – ROS [Montoro et al. 

2004]. Anthocyanins (ATH), plant polyphenols, a subclass of flavonoids, are water-soluble 

pigments responsible for the colours of flowers, fruit and other vegetable organs. It has been 

proposed that these compounds play an important role in photoprotection and photoinhibition 

in plants [Steyn et al. 2002]. They are widespread in nature, innocuous and beneficial to 

human health [De-Xing Hou 2003]. ATH have been shown to be highly effective scavengers 

of most types of oxidizing molecules such as various free radicals [Wang et al. 1997] that 

are involved in several diseases. A total of 23 anthocyanins were detected in red cabbage 

leaves – the majority of acylated anthocyanins in this vegetable were cyanidin-3-diglucoside-5-glucoside 

derivatives – mostly acylated with sinapic, ferulic, caffeic, coumaric or malonic 

acids [Wu and Prior 2005]. 

The aim of this study was to assess the ability of the ATH-rich extract from red cabbage 

leaves to modify the oxidative and cytotoxic effects of Cu +2 on plant – Vicia faba root tip meristems, 

and animal – human peripheral blood lymphocytes, tissues. Two standard cytological 

tests: mitotic index (MI) determination and micronicleus test (MN) were done. 

Inhibition of cell mitotic activity is connected with disturbances of basic processes in all 

cell cycle phases: G 1 

, S, G 2 

and M. Mitotic index (MI) is a characteristic and stable value for 

particular tissues and organs. Changes in this value suggest influence of exogenous factors 

and let us preliminary conclud about the type of action of these factors. 

Micronuclei are little structures containing chromatin but not connected with a cell nucleus. 

Mechanisms of micronuclei formation are complicated but theirs common feature is 

that they are visible only after cell division, even if a factor/mutagen acted during interphase 

or in early mitosis [Stopper and Műller 1997]. Most frequently (in 60% of cases) micronuclei 

appear because of chromosome or chromatide breakage. Acentric fragments are not 

included into the new nucleus and stay in cytoplasm.The micronucleus test (MN) is based 

on analyses the frequency of appearance of cells with micronuclei. This is recommended by 

Micronuclei Assay Expert Panel at the Second International Workshop on Genotoxicity Test 

Procedures as a standard test in genotoxicity research [Humpage 2000]. 

MATERIAL AND METHODS. Extraction and ATH determination. Fresh leaves of 

red cabbage (Brassica oleracea rubrum) were homogenized with the mixture: MeOH/ 

distilled H 2 

O/HCl 1% (50/50/1, v/v/w) and centrifuged. Supernatant was semi-purified 

on high load C18 SPE mini-column (Alltech Assoc.). Colourful fractions in 50% MeOH 

were collected and used in the cytogenetic experiments as ATH source. ATH concentrations 

(µM) were determined spectophotometrically following Hodges and Nozzoillo 

(1996) procedure. 

* Dr Małgorzata M. Posmyk, prof. Krystyna M. Janas; Katedra Cytogenetyki i Biologii Molekularnej 

Roślin, dr Renata Kontek – Katedra Ekofizjologii i Rozwoju Roślin, Uniwersytet Łódzki. 

50


Cytogenetic assay protocol for vicia faba meristematic tissue. Experiments were 

performed according to the report of the U.S. Environmental Protection Agency Gene-Tox 

Program (Ma, 1982). Seedlings of bean (Vicia faba L. ssp. minor) with 1.5–3 cm long roots 

were chosen for the test. The seedlings were incubated with CuSO 4 

water solution 2.5 mM 

– which generated injury in meristematic tissues. All seedling incubations, as well as pre- or 

postincubation with ATH (25 µM – final concentration), took place at 25 ºC, in darkness, for 2 

h. The plants were divided into the following experimental series: 1- water incubation (control); 

2- incubation with Cu +2 (Cu); 3- preincubation with the ATH-rich extract followed by incubation 

with Cu +2 (ATH>Cu); 4- incubation with Cu +2 together with the ATH-rich extract (ATH+Cu); 5- 

incubation with Cu +2 followed by postincubation with ATH-rich extract (Cu>ATH). Root meristems 

isolated from the control and treated seedlings were fixed (Ma et al. 1995). The MI was 

determined as the percentage of mitotic figures in 1000 cells from the same root tip. The scoring 

criteria for the MN have not been defined specifically for plant assays, but the criteria developed 

for MN experiments with mammalian cells can be adapted [Fenech 2000]. A total of 

4000 cells isolated from 4 different root tips, for each sample were analysed. 

Cytogenetic assay protocol for human lymphocytes. Lymphocytes were isolated 

and cultured [Błaszczyk 2006]. Total culture time was 72 h. The tested substances were 

added to the medium after 48 h of culture. From analysed ATH concentrations these were 

chosen (2.5; 10; 15 i 25 μM) which did not affect significantly MI value in comparison to 

the control . All cell incubations, as well as pre- or postincubation with ATH or Cu +2 , took 

place at 25 ºC, in darkness, for 1 h. The following experimental series were made: 1- RPMI 

1640 medium incubation (control); 2- incubation with 0.1 mM Cu +2 ; 3- incubation with ATH 

extracts (2.5, 10, 15 and 25 μM); 4- preincubation with the ATH solutions followed by incubation 

with Cu +2 ; 5- incubation with Cu +2 together with the ATH solutions; 6- preincubation 

with Cu +2 followed by postincubation with ATH solutions. Cell viability was determined by the 

trypan blue exclusion assay and for all mentioned experimental variants after incubations 

with studied compounds was 88–95%. The cells after incubations were prepared for MI and 

MN [Błaszczyk 2006]. The MI was determined as the percentage of mitotic figures in 1000 

cells from the same culture. To perform MN cytochalasin-B (6 µg·ml -1 ) was added in 44 h of 

culture to obtain binuclear cells. For each experimental variant 1000 binucleared cells with 

well preserved cytoplasm were scored [Fenech 2000]. 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Fig. 1. Influence of red cabbage ATH extract (ATH; 25 μM) on mitotic activity (MI) of meristematic 

tissue of Vicia faba subsp. minor roots treated with 2.5 mM Cu 2+ solution. Means of 

4 repetitions ±SD, Data were subjected to analysis of variance using Duncan’s multiple 

range test p


RESULTS 

Vicia faba cytogenetic tests. The highest mitotic activity was observed in the control untreated 

root tip meristems and those incubated with the 25 μM ATH extract (Fig.1). Incubation 

with 2.5 mM Cu +2 caused 60% inhibition of cell divisions in V. faba root meristems. In all experimental 

variants where the meristematic tissues were treated with Cu +2 and the ATH extract 

(ATH>Cu; ATH+Cu; Cu>ATH) MI was higher then that of Cu +2 stressed only (Fig. 1). 

The MN showed a destructive effect of Cu +2 as well. The highest number of MN was observed 

in the cells treated with Cu +2 (Fig. 2), which could suggest the clastogenic effect of Cu +2 . In 

the meristematic tissues incubated with the ATH extract the number of MN was comparable with 

that in the control untreated plants. On the other hand, the lowest frequency of MN occurrence 

was noted in the cells which were pre-incubated with Cu +2 and subsequently post-incubated with 

the ATH extract. The amount of micronuclei in this experimental variant was 60 % lower than that 

in the plant treated with 2.5 mM Cu +2 . In the meristematic cells pre-incubated with the ATH-rich 

extract and subsequently post-incubated with Cu +2 or incubated in the mixture of the tested substances 

micronuclei appeared with the frequency characteristic of the control (Fig. 2). 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Fig. 2. Influence of red cabbage ATH extract (ATH; 25 μM) on micronuclei (MN) appearance in 

meristematic tissue of Vicia faba subsp. minor roots treated with 2.5 mM Cu 2+ solution. 

Means of 4 repetitions ±SD, Data were subjected to analysis of variance using Duncan’s 

multiple range test p


the control (Fig. 4A). After incubation with ATHtogether with its increasing concentration a slight 

increase in micronuclei number was observed in comparison to the control, however only in e 

case of the highest concentration (25 µM) it was statistically significant. When the lymphocytes 

were incubated in the mixture of ATH and Cu +2 an increase in the mean number of micronuclei 

was observed in comparison to the control. However, if this results were compared to those 

obtained after Cu +2 stress only they were statistically lower at all ATH concentrations (Fig. 4B). 

The lowest number of micronuclei was observed in the variant 2.5 µM ATH and 0.1 mM Cu +2 

Increase in ATH concentrations (10, 15, and 25 µM) was accompanied by slight rise in MN value 

(Fig. 4 B). When ATH were applied before (pre-incubation) or after (post-incubation) Cu +2 stress 

the number of micronuclei was also lower in comparison to Cu +2 treated only. 

Control Cu 0,1mM ATH 2,5μM ATH 10μM ATH 15μM ATH 25μM 

Fig. 3. Influence of red cabbage ATH extract (ATH: 2.5; 10; 15; 25 μM) – A, applied simultaneously 

with 0.1 mM Cu 2+ solution – B; after Cu 2+ treatement – C; and before Cu 2+ treatement, 

on mitotic activity (MI) of human lymphocytes. Means of 4 repetitions ±SD, Data 

were subjected to analysis of variance using Duncan’s multiple range test p


Control Cu 0,1mM ATH 2,5μM ATH 10μM ATH 15μM ATH 25μM 

Fig. 4. 

Influence of red cabbage ATH extract (ATH: 2.5; 10; 15; 25 μM) – A, applied simultaneously 

with 0.1 mM Cu 2+ solution – B; after Cu 2+ treatement – C; and before Cu 2+ treatement, on 

micronuclei (MN) appearance in human lymphocytes. Means of 4 repetitions ±SD, Data 

were subjected to analysis of variance using Duncan’s multiple range test p


with Cu +2 . ATH from natural sources limited genetic damage caused by clastrogenic effect of 

metal. Surprised good effect of ATH action was observed in Vicia root meristem cells treated 

with Cu +2 and post-incubated in the red cabbage extract. This may suggest that ATH not 

only significant limits but heals cytological injury caused by copper as well. Generally, ATH 

applied before and during Cu +2 stress protected cells against harmful heavy metal activity 

preventing genetic damage. The mechanisms of their action are not well understood. Experimental 

evidence suggests that polyphenols can act through one or more mechanisms: 

modulation of metabolic activation of mutagens [Enderharder and Tang 1997], by inhibiting 

several enzymes [Brandi 1992] or by stimulating detoxification enzymes [Williams et 

al. 2002]. ATH possess great ability to scavenge free radicals [Tsuda et al. 2000], to chelate 

metal ions [Aherne and O’Brien 2000], to inhibit lipoprotein oxidation [Ramirez-Tortosa et al. 

2001] and to form complexes with DNA [Sarma and Sharma 1999]. Antimutagens are able 

to protect DNA by reacting with electrophilic metabolites or by masking nucleophiloc centres 

of DNA [De Flora 1998]. 

Several well-known mutagenic risk factors as heavy metal pollution are closely connected 

with modern civilisation life. Therefore, there exists a need to reduce genotoxic effect 

of mutagenic and cancerogenic factors by regular intake of antigenotoxic agents. The best 

candidates appear to be natural diet components like ATH from red cabbage 

REFERENCES 

Aherne S.A., O’Brian N.M. 2000. Mechanism of protection by the flavonoids, quercetin and rutin, 

against tert-butyl-hydroperoxide- and menadione-induced DNA single strand breaks in 

CACO-2 cells. Free Rad. Biol. Med. 29:507–514. 

Błaszczyk A. 2006. DNA damage induced by ethoxyquin in human perypheral lymphocytes. Toxicol. 

Lett. 163: 77–83. 

Brandi L.M. 1992. Flavonoids: biochemical effects and therapeutic applications. Bone Mineral. 

19: 3–14. 

De Flora S.1998. Mechanisms of inhibitors of mutagenesis and carcinogenesis. Mutat. Res. 

402:151–158. 

De-Xing Hou. 2003. Potential mechanisms of cancer chemoprevention by anthocyanins. Curr. 

Mol. Med. 3:149–159. 

Enderharder R., Tang X. 1997. Inhibition of mutagenicity of 2-nitrofluorene, 3-nitrofluorene and 

1-nitropyrene by flavonoids, coumarins, quinones and other phenolic compounds. F Chem 

Toxicol. 35:357–372. 

Fenech M. 2000. The in vitro micronucleus technique. Mutat. Res. 455:81–95. 

Fernandes J.C., Henriques F.S. 1991. Biochemical, physiological, and structural effects of excess 

copper in plants. Bot. Rev. 57:246–273. 

Hodges D.M., Nozzoillo C. 1996. Anthocyanin and anthocyanoplast content of Cruciferous seedlings 

subjected to mineral nutrient deficiencies. J. Plant Physiol. 147: 749–754. 

Humpage A.R., Fenech M., Thomas P., Falconer I.R. 2000. Micronucleus induction and chromosome 

loss in transformed human white cells indicate clastogenic and aneugenic action of the 

cyanobacterial toxin, cylindrospermopsin. Mutat. Res. 472:155–161. 

Kahle H. 1993. Response of roots of trees to heavy metals. Environ. Exp. Bot. 33:99–119. 

Ma T.H. 1982. Vicia cytogenetic tests for environmental mutagens. A report of the U.S. environmental 

Protection Agency Gene-Tox Program. Mutat. Res. 99:257–271. 

Ma T.H., Xu Z., Xu C., McConnell H., Rabago E.V., Arreola G.A., Zhang H. 1995. The improved 

Allium/Vicia root tip micronucleus assay for clastogenicity of environmental pollutans. Mutat. 

Res. 334:185–195. 

55


Montoro P., Braca A., Pizza C., De Tommasi N. 2004. Structure-antioxidant activity relationships 

of flavonoids isolated from different plant species. Food Chem. 92:349–3554. 

Ramirez-Tortosa C., Andersen O.M., Gardner P.T., Morrice P.C., Wood S.G., Duthie S.J., Collins 

A.R., Duthie G.G. 2001. Anthocyanin-rich extract decreases indices of lipid peroxidation and 

DNA damage in vitamin E-dependent rats. Free Rad. Biol. Med. 31: 1033–1037. 

Sarma A.D., Sharma R. 1999. Anthocyanin-DNA copigmentation complex: mutual protection 

against oxidative damage. Phytochemistry 52:1313–1318. 

Steyn W.J., Wand J.E., Holcroft D.M., Jacobs G. 2002. Anthocyanins in vegetative tissues: a proposed 

function in photoprotection. New Phytol. 155:349–361. 

Stopper H., Muller S.O. 1997. Micronuclei as a biologocal endpoint for genotoxicity: a minireview., 

Toxicol. In Vitro 11: 661–667. 

Tsuda T., Kato Y.,Osawa T. 2000. Mechanism for the peroxynitrite scavenging activity by anthocyanins. 

FEBS Lett. 484:207–210. 

Wang C.J., Wang J.M., Lin W.L.,Chu C.Y.,Chou F.P., Tseng T.H. 2000. Protective effects of Hibiscus 

anthocyanins aginst terth-butyl-hydroperoxide-induced hepatic toxicity in rats. Food 

Chem. Toxicol. 38:411–416. 

Williams G.M., Iatropulos M.J., Jeffrey A.M. 2002. Anticarcinogenicity of monocyclic phenolic 

compounds. Eur. J. Cancer Prev. 11(Suppl 2): 101–107. 

Wu X., Prior R.L. 2005. Identification and charakterysation of anthocyanins by HPLC-Electrospray 

Ionization-Tandem Mass Spectrometry in common foods in the United States: Vegetables, 

nuts and grains. Agric. Food Chem. 53:3101–3113. 

Praca naukowa finansowana ze środków KBN jako projekt badawczy nr: P04G 044 26. 

DZIAŁANIE EKSTRAKTU ANTOCYJANÓW Z KAPUSTY CZERWONEJ NA USZKODZE- 

NIA INDUKOWANE MIEDZIĄ NA POZIOMIE CYTOLOGICZNYM W TKANCE ROŚLIN- 

NEJ I ZWIERZĘCEJ 

Kapusta czerwona jest bogatym źródłem substancji prozdrowotnych o własnościach 

antyoksydacyjnych. Analizy HPLC składu ekstraktów z liści kapusty czerwonej oraz testy 

ABTS i FRAP wykazały, że to związki fenolowe – głównie antocyjany (ATH), posiadają silne 

własności przeciwutleniające i redukujące. Eksperymenty cytologiczne przeprowadzono 

z wykorzystaniem dwóch modeli doświadczalnych: tkanki roślinnej – komórki merystemów 

korzeniowych Vicia faba, oraz tkanki zwierzęcej – hodowle in vitro limfocytów krwi obwodowej 

człowieka. Testy wykazały pozytywny wpływ ekstraktu ATH na aktywność mitotyczną 

komórek Vicia eksponowanych na stres Cu 2+ i hamujący wpływ ATH na cytotoksyczne oddziaływanie 

roztworu Cu 2+ na limfocyty. We wszystkich seriach doświadczalnych z zastosowaniem 

ATH wartości indeksów mitotycznych były wyższe od tych uzyskanych po inkubacji 

wyłącznie w roztworze Cu 2+ , przy czym najlepszy efekt dawała preinkubacja w roztworach 

ATH przed stresem. Podobnie po działaniu ATH we wszystkich testowanych układach doświadczalnych, 

nastąpił spadek częstości występowania mikrojąder w porównaniu z materiałem 

traktowanym Cu 2+ . W odniesieniu do komórek Vicia ATH efektywnie działały nawet 

podane po Cu 2+ , co może sugerować, że związki te nie tylko przeciwdziałają i ograniczają, 

ale także naprawiają zaburzenia cytogenetyczne indukowane miedzią. 

56


EFFECT OF DIFFERENTIATED FERTILIZATION WITH SULPHUR ON HEALTH 

STATUS OF WINTER OILSEED RAPE* 

INTRODUCTION. High level of sulphur in soil is one of the basic demands in winter oilseed 

rape cultivation. This element affects nitrogen uptake, biosynthesis of proteins, composition 

of fatty acid and glucosinolates, seed and oil yield, and also plant health. Improper 

nitrogen assimilation may lead to abnormal development of flowers and siliques [Mc Grath 

and Zhao 1996, Bilsborrow et al. 1995]. 

Products of primary and secondary metabolism e.g. glucosinolates and phytoalexins 

play a significant role in oilseed rape resistance to various environmental factors [Schnug 

and Haneklaus 1995]. They may act against numerous insects and pathogens, as well as 

other antagonistic and symbiotic organisms. So, plants fertilized with sulphur can be less 

susceptible to pathogens’ infection [Drozdowska et al. 2002, Wallsgrove et al. 1999, Giamoustaris 

and Mithen 1995, Schnug et al. 1995, Schnug and Ceynowa 1990]. Moreover, 

modern industry technologies decrease emission of sulphur to the environment. So, fertilization 

with sulphur is needed in many areas, because of its lack in soils. Therefore, it may 

be interesting to determine an effect of sulphur fertilization on development of fungal pathogens. 

Some studies conducted by Drozdowska et al. [2002] and Sadowski et al. [2000, 

2002a, 2002b, 2002c] on spring form of oilseed rape showed some relation between occurrence 

of diseases and various elements, including sulphur, but there is no many reports 

concerning this relation. 

Effect of different application methods and doses of fertilization with sulphur on health 

status of winter form of oilseed rape ‘Lisek’ were examined in this study. 

MATERIAL AND METHODS. The experiment was conducted in 2001–2003 under field 

conditions in Experimental Station in Bałcyny owned by Department of Agrotechnology and 

Crop Management of University of Warmia and Mazury in Olsztyn. It was established in a 

split-plot system in four replications. Soil conditions are explained in table 1. Spring barley 

was the forecrop for oilseed rape. 

Table 1. Description of soil conditions 

Specification 

Growing season 

2000/2001 2001/202 2002/2003 

Soil type and species 

Soil lessives typical, light clay 

Soil valuation class Rye very good Rye very good Wheat good 

Soil pH (1M KCl) 5.3 5.9 5.9 

Nutrient content [mg·kg -1 of soil] 

P 2 

O 5 

142 263 206 

K 2 

O 130 125 250 

Mg 5 

41 83 57 

S–SO 4 

18.1 15.2 6.7 

* Dr inż. Grzegorz Lemańczyk, dr inż. Dariusz Pańka, mgr inż. Leszek Lenc – Katedra Fitopatologii, 

Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy im. J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy. 

Dr inż. Krzysztof Jankowski – Katedra Agrotechnologii i Zarządzania Produkcją Roślinną, Uniwersytet 

Warmińsko-Mazurski w Olsztynie. 

57


Table 2. Doses of sulphur [kg·ha -1 ] and application methods used in the study 

Combinations Before sowing Beginning of vegetation Beginning of budding 

A (Control) 0 0 0 

B 30 0 0 

C 30 0 MgSO 4·7H 2 

O* 

D 0 30 0 

E 0 30 MgSO 4·7H 2 

O 

F 0 45 0 

G 0 45 MgSO 4·7H 2 

O 

H 0 60 0 

I 0 60 MgSO 4·7H 2 

O 

J 0 75 0 

K 0 90 0 

L 0 105 0 

M 0 120 0 

N 30 15 0 

O 30 15 MgSO 4·7H 2 

O 

P 30 30 0 

Q 30 30 MgSO 4·7H 2 

O 

R 30 45 0 

S 30 45 MgSO 4·7H 2 

O 

T 30 60 0 

U 30 60 MgSO 4·7H 2 

O 

V 30 75 0 

W 30 90 0 

* 5% solution of MgSO 4·7H 2 

O containing about 1.5 kg of Mg and 2.0 kg of S. 

Sulphur was applied into soil in the form of (NH 4 

) 2 

SO 4 

at various doses and 2 stages: 

before sowing and at the beginning of vegetation in the spring. Additionally, foliar application 

of 5% solution of MgSO 4·7H 2 

O containing about 1,5 kg Mg and 2.0 kg S was applied at the 

beginning of budding in some combinations. There were 23 combinations [tab. 2]. 

Infection of plants was determined twice: during flowering (4 lower leaves on 25 plants) 

and beginning of ripening (50 whole plants randomly chosen from each plot). Symptoms of 

infection with Alternaria spp. (black spot) were estimated in all combinations and with Erysiphe 

cruciferarum (powdery mildew), Phoma lingam (blackleg), and Rhizoctonia solani in 

14 combinations. Proper scales for determination of infection were used for first two pathogens 

[Penaud 1999, Evans and Gladers 1981] and the percent of infected plants for the next 

two. Degrees of infection with Alternaria spp. and E. cruciferarum were transferred into disease 

indexes (DI). Percent of plants infected with P. lingam and R. solani was transformed 

according to Freeman-Tukey’s formula. Obtained data were statistically analyzed with analysis 

of variance. Means were compared with Tukey’s test. 

The occurrence of pathogenic fungi on seeds after harvest was also determined. Seeds 

were washed for 30 min. in running water and 3 times in sterile one and then put onto blotting 

paper soaked with 2.4-D for inhibiting of seeds germination. Four hundred seeds were 

assessed in each combination. 

58


Table 3. Occurrence of black spot (Alternaria spp.) on plants of winter oilseed rape. Bałcyny 

2001–2003. [DI in %] 

Combinations 

Leaves 

Siliques 

2001 2002 2003 2001–2003 2001 2002 2003 2001–2003 

A (Control) 20.3 25.9 10.0 18.8 16.2 7.9 4.7 9.6 

B 9.7 31.6 10.8 17.4 13.8 13.3 4.7 10.6 

C 10.6 36.9 5.0 17.5 18.8 10.8 2.3 10.6 

D 14.7 37.5 8.3 20.2 15.0 21.7 4.7 13.8 

E 14.1 35.4 7.5 19.2 16.2 11.2 3.3 10.2 

F 17.5 34.7 5.8 19.3 13.8 13.3 3.0 10.0 

G 8.7 34.1 5.0 15.9 11.2 12.5 3.0 8.9 

H 13.8 35.9 8.3 19.3 17.5 16.7 3.3 12.5 

I 9.1 38.4 10.0 19.2 18.1 11.7 5.3 11.7 

J 11.6 35.9 5.8 17.8 13.1 15.8 2.7 10.5 

K 9.4 33.1 6.7 16.4 10.6 12.5 4.3 9.1 

L 11.2 36.6 9.2 19.0 18.8 14.2 4.7 12.6 

M 15.9 34.1 12.5 20.9 18.8 10.4 4.0 11.1 

N 9.7 32.8 7.5 16.7 14.4 11.2 3.0 9.5 

O 11.9 38.4 7.5 19.3 11.2 11.7 3.0 8.6 

P 10.6 35.9 5.8 17.5 14.4 12.5 3.3 10.1 

Q 10.9 33.1 10.8 18.3 11.2 11.7 5.0 9.3 

R 8.8 34.1 6.7 16.5 17.5 21.7 2.7 14.0 

S 14.7 34.4 6.7 18.6 15.0 9.6 3.3 9.3 

T 10.0 37.0 10.8 19.3 11.9 11.7 5.7 9.8 

U 9.1 30.3 5.0 14.8 12.5 10.0 3.0 8.5 

V 12.5 31.9 4.2 16.2 17.5 13.8 2.3 11.2 

W 13.4 34.4 10.0 19.3 19.4 15.8 3.7 13.0 

Mean 12.1 34.5 7.8 18.1 15.1 13.1 3.7 10.6 

LSD α=0.05 4.03 8.79 5.99 1.65 8.57 7.09 2.18 0.62 

RESULTS AND DISCUSSION. During flowering leaves showed higher intensity of 

symptoms of black spot only. Infection intensity of other pathogens was very low. There was 

significantly higher infection with Alternaria spp. in control combination in 2001. Low intensity 

of black spot symptoms were noted in combinations fertilized with sulphur but there was 

not such tendency in the next two years (tab. 3). 

During the beginning of ripening symptoms of Alternaria spp. on siliques were noted 

most often in 2001 and 2002, but there were no significant differences between investigated 

combinations. There were numerous symptoms of infection with Phoma lingam 

on stems in 2002; however, disease occurrence did not depend on fertilization with sulphur 

(tab. 4). 

High intensity of powdery mildew was also observed only in one year (2003). Sulphur 

fertilization did not decrease disease intensity and in some fertilized combinations 

there were even more symptoms of infection compare to control (Fig. 2). Powdery mildew 

occurred in a very low level in other two years of investigation. Sadowski et al. 

[1995, 1998] observed that occurrence of this disease on a high level is rare in Poland 

conditions. 

59


Table 4. Occurrence of black leg (Phoma lingam) on stems of winter oilseed rape. Bałcyny 

2001–2003. [% of infected plants] 

Before 

sowing 

Sulphur fertilization [kg·ha -1 ] 

Beginning of 

vegetation 

Beginning of 

budding 

2001 2002 2003 2001–2003 

0 0 0 3.3 a 29.0 9.3 13.9 

30 0 0 0.0 c 27.0 5.3 10.8 

30 0 MgSO 4·7H 2 

O 2.0 abc 30.0 2.7 11.6 

0 30 0 2.7 ab 22.0 6.7 10.5 

0 30 MgSO 4·7H 2 

O 0.0 c 21.0 4.0 8.3 

0 60 0 2.7 ab 28.0 5.3 12.0 

0 60 MgSO 4·7H 2 

O 0.0 c 36.0 6.7 14.2 

0 90 0 0.0 c 27.0 2.7 9.9 

0 120 0 0.0 c 22.0 4.0 8.7 

30 30 0 0.0 c 27.0 8.0 11.7 

30 30 MgSO 4·7H 2 

O 2.7 ab 24.0 8.0 11.6 

30 60 0 2.0 abc 19.0 13.3 11.4 

30 60 MgSO 4·7H 2 

O 0.7 bc 32.0 6.7 13.1 

30 90 0 4.0 a 24.0 5.3 11.1 

Mean 1.4 26.3 6.3 11.3 

There were observed many stems with symptoms of infection with Rhizoctonia solani in 

some places of the field in 2002 [Fig. 1]. Intensity of infection with pathogen was not related 

to combinations of sulphur fertilization. 

30 

a 

[% of infected plants] 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

abc 

cde 

cde 

cde 

cde 

e 

de 

ab 

cde 

cde 

bcd 

cde 

cde 

30*-0**-0*** 

0*-0**-0*** 

0*-30**-0*** 

30*-0**-R*** 

0*-60**-0*** 

0*-30**-R*** 

0*-90**-0*** 

0*-60**-R*** 

30*-30**-0*** 

0*-120**-0*** 

30*-60**-0*** 

30*-30**-R*** 

30*-90**-0*** 

30*-60**-R*** 

Sulphur doses: *before 

Sulphur 

sowing, 

doses: /before 

**beginning 

sowing, 

of 

/beginning 

vegetation, 

of vegetation, 

***beginning 

/beginning 

of budding. 

of budding. 

Fig. 1. Occurrence of Rhizoctonia solani on winter oilseed rape. Bałcyny 2002 

Fig. 1. Occurrence of Rhizoctonia solani on winter oilseed rape. Bałcyny 2002 

50 

Results of this study showed a inconsistent effects of sulphur on diseases occurrence. Similar 

irregularities were previously reported by Sadowski et al. 2000, and 2003, who found a 

a 

40 

decrease of dark leaf and moderate ab decrease of black spot on the siliques as well as no differences 

between soil 30 or foliar application of bc sulphur. In another bc study of Sadowski et al. [2002c] 

application of sulphur resulted in lower bcd intensity of bcd black spot bc on siliques bcd but not on leaves. 

20 cd 

cd 

cd 

cd 

Harvested seeds were numerously settled by A. alternata followed by Cladosporium 

d 

herbarum [tab. 5]. Hyperparasite 10 

Gonatobotrys simplex was often observed on colonies of 

Alternaria spp. This species was also noted on seeds in the experiment of Sadowski et al. 

Disease Index [%] 

0 

60 

0*-90**-0*** 

0*-60**-R*** 

0*-60**-0*** 

0*-30**-R*** 

0*-30**-0*** 

30*-0**-R*** 

30*-0**-0*** 

0*-0**-0*** 

30*-90**-0*** 

30*-60**-R*** 

30*-60**-0*** 

30*-30**-R*** 

30*-30**-0*** 

0*-120**-0*** 

Sulphur doses: /before sowing, /beginning of vegetation, /eginning of budding.

[ 

5 

cde 

cde 

cde 

cde 

de 

cde 

cde 

e 

0 

0*-0**-0*** 

30*-0**-0*** 

30*-0**-R*** 

0*-30**-0*** 

0*-30**-R*** 

0*-60**-0*** 

0*-60**-R*** 

0*-90**-0*** 

0*-120**-0*** 

30*-30**-0*** 

30*-30**-R*** 

30*-60**-0*** 

30*-60**-R*** 

30*-90**-0*** 


[2003]. Pathogenic Sulphur species doses: /before were sowing, represented /beginning of by vegetation, Alternaria /beginning brassicae, of budding. and occasionally by 

P. lingam Fig. and 1. Occurrence Fusarium of spp. Rhizoctonia There solani was on no winter effect oilseed of rape. S fertilization Bałcyny 2002on occurrence of pathogenic 

fungi on seeds. 

Disease Index [%] 

50 

a 

a 

40 

ab 

30 

bc 

bc 

bcd 

20 cd 

cd 

cd 

bcd 

cd 

bc bcd 

d 

10 

0 

30*-90**-0*** 

30*-60**-R*** 

30*-60**-0*** 

30*-30**-R*** 

30*-30**-0*** 

0*-120**-0*** 

0*-90**-0*** 

0*-60**-R*** 

0*-60**-0*** 

0*-30**-R*** 

0*-30**-0*** 

30*-0**-R*** 

30*-0**-0*** 

0*-0**-0*** 

Sulphur doses: *before sowing, **beginning of vegetation, ***beginning of budding. 

Sulphur doses: /before sowing, /beginning of vegetation, /eginning of budding. 

Fig. 2. Occurrence Fig. 2. Occurrence of powdery of powdery mildew mildew (Erysiphe (Erysiphe cruciferarum) cruciferarum) on winter on winter oilseed oilseed rape. Bałcyny 2003 

Bałcyny 2003 

Table 5. Percent Results of seeds of this settled study showed by fungi. inconsistent Bałcyny effects 2001–2003 of sulphur on diseases occurrence. 

Similar irregularities were previously reported by Sadowski et al. 2000, and 2003, who found 

Sulphur fertilization [kg·ha -1 ] 

Alternaria Alternaria Fusarium Phoma 

Before 

a decrease 

Beginning 

of dark 

of 

leaf 

Beginning 

and moderate 

of 

decrease of black spot on the siliques as well as no 

brassicae alternata spp. lingam 

sowing differences vegetation between soil budding or foliar application of sulphur. In another study of Sadowski et al. 

0 [2002c] application 0 of sulphur 0 resulted in lower 14.5intensity of black 33.5spot on siliques 4.5but not on 1.5 

30 leaves. 0 0 19.0 42.5 2.0 0.5 

30 0 MgSO 4·7H 2 

O 15.5 40.5 1.0 1.0 

0 30 0 21.0 39.0 1.0 0.0 

0 30 MgSO 4·7H 2 

O 21.5 35.5 1.0 1.0 

0 45 0 21.5 44.0 1.5 0.0 

0 45 MgSO 4·7H 2 

O 19.0 38.5 0.0 4.5 

0 60 0 15.5 37.5 0.0 2.5 

0 60 MgSO 4·7H 2 

O 15.0 38.0 5.5 0.5 

0 75 0 23.0 36.5 1.0 0.0 

0 90 0 21.0 43.5 0.0 0.0 

0 105 0 37.0 37.5 0.0 0.0 

0 120 0 23.0 33.0 1.0 0.0 

30 15 0 18.5 36.5 2.5 0.5 

30 15 MgSO 4·7H 2 

O 13.0 36.5 0.0 0.0 

30 30 0 17.0 76.5 1.5 0.0 

30 30 MgSO 4·7H 2 

O 25.5 36.0 6.5 0.0 

30 45 0 19.5 41.5 8.0 0.0 

30 45 MgSO 4·7H 2 

O 15.0 42.0 8.5 0.0 

30 60 0 37.5 41.5 0.5 0.0 

30 60 MgSO 4·7H 2 

O 24.5 39.0 1.5 0.0 

30 75 0 6.5 40.0 2.0 0.0 

30 90 0 19.0 37.5 0.5 0.5 

Others: Cladosporium herbarium, Penicillium spp., Gonatobotrys simplex, Epicoccum purpurascens, 

Botrytis cinerea, Verticillium spp. 

61


REFERENCES 

Bilsborrow P.E., Evans E.J., Zhao F.J. 1995. Changes in the individual glucosinolate profile of double 

low oilseed rape as influenced by spring nitrogen application. 9 th Intern. Rapeseed Congress, 

Cambridge. Vol.2: 553–555. 

Drozdowska L., Szulc P., Lukanowski A., Sadowski Cz. 2002. Glucosinolate content and pathogenic 

fungi occurrence in seeds of spring oilseed rape fertilized with sulphur. Plant Breeding 

and Seed Science. Vol. 46 (2): 3–9. 

Evans E.J., Gladers P. 1981. Diseases of winter oilseed rape and their control, east and southeast 

England 1977–1981. Proc.1981 Brit. Crop Prot. Conf., Brighton, Vol. 2: 505–512. 

Giamoustaris A., Mithen R. 1995. Modifying leaf glucosinolates in oilseed rape and its effects 

upon pest and pathogen interactions. Proc. of 9 th Intern. Rapeseed Congress, Cambridge. 

Vol.4: 1220–1222. 

Penaud A. 1999. Chemical control and yield losses caused by Erysiphe cruciferarum on oilseed 

rape in France. Proc. of the 10 th Intern. Rapeseed Congress Canberra, CD-ROM, Doc. No. 

327: 1–8. 

Sadowski Cz., Baturo A., Lenc L., Trzciński J. 2002a. Downy mildew (P. parasitica) and powdery 

mildew (E. cruciferarum) occurrence on spring oilseed rape cv. Star depending on differentiated 

fertilization with nitrogen and sulphur. Rośliny Oleiste, T. XXIII (2): 391–408. 

Sadowski Cz., Dakowska S., Łukanowski A., Jędryczka M. 2002b. Occurrence of fungal diseases 

on spring rape in Poland. IOBC/WPRS Bulletin, Vol.25 (2): 1–12. 

Sadowski, Cz., Jankowski K., Łukanowski A., Lenc., Trzciński J. 2002c. Health status of spring 

rape plants as affected by the sowing date and fertilization with sulphur, boron and magnesium. 

IOBC/WPRS Bulletin 23 (2): 93–102. 

Sadowski, Cz., Łukanowski A., Lenc L., Trzciński J. 2003. Occurrence of dark leaf and pod spot 

on spring oilseed rape and fungi composition on harvested seeds depending on differentiated 

fertilization with sulphur. Proc. of the 11 th Intern. Rape Congress, Copenhagen, Denmark. 

Vol. 4: 1103–1105. 

Sadowski Cz., Muśnicki Cz., Lemańczyk G. 1995. Zdrowotność rzepaku ozimego uprawianego 

bez zwalczania szkodników w warunkach rejonu poznańskiego. Rośliny Oleiste, T. XVI (2): 

221–227. 

Sadowski Cz., Ojczyk T., Lemańczyk G. 1998. Health status of winter oilseed rape as affected 

by nitrogen fertilization and intensity of protection against pest. IOBC/WPRS Bulletin 21 (5): 

227–233. 

Sadowski, Cz., Skinder Z., Łukanowski A. 2000. Effect of sulphur fertilisation on spring rape health 

status and fungi composition on harvest seeds, IOBC/WPRS Bulletin 23 (6): 71–76. 

Schnug E., Ceynowa J. 1990. Phytopathological aspects of glucosinolates in oilseed rape. 

J. Agron. & Crop Science, 165: 319–328. 

Schnug E., Haneklaus S. 1995. Sulphur deficiency in oilseed rape flowers-symptomatology, biochemistry 

and ecological impact. Proc. of the 9 th Intern. Rape Congress, Cambridge: Vol.1: 

296–298. 

Schnug E., Haneklaus S., Booth E., Walker K.C. 1995. Sulphur supply and stress resistance in 

oilseed rape. Proc. of the 9 th Intern. Rape Congress, Cambridge, Vol. 1: 229–231. 

Wallsgrove R., Bennett R., Kiddle G., Bartlet E., Ludwig-Mueller J. 1999. Glucosinolate biosynthesis 

and pest/disease interaction. Proc. of 10 th Intern. Rapeseed Congress, New Horizons 

for Old Crop, Canberra, CD-ROM, Doc. No. 393: 1–5. 

62


WPŁYW ZRÓŻNICOWANEGO NAWOŻENIA SIARKĄ NA ZDROWOTNOŚĆ RZEPAKU 

OZIMEGO 

W latach 2001–2003 badano wpływ zróżnicowanych dawek i sposobów aplikacji siarki 

na zdrowotność rzepaku ozimego odmiany Lisek. Zastosowano zróżnicowane dawki siarki 

((NH 4 

) 2 

SO 4 

): 30–120 kg S·ha -1 jednorazowo w czasie ruszenia wegetacji oraz 30 kg S·ha -1 

przed siewem i 0–90 kg S·ha -1 w czasie ruszenia wegetacji. Badano także zdrowotność roślin 

dokarmianych na początku pąkowania 5% roztworem MgSO 4·7H 2 

O. Po zbiorach określano 

zasiedlenie nasion przez patogeniczne grzyby. Na roślinach obserwowano głównie 

objawy czerni krzyżowych (Alternaria spp.) i suchej zgnilizny (Phoma lingam), a w jednym 

roku mączniaka prawdziwego (Erysiphe cruciferarum) i Rhizoctonia solani. Nasilenie występowania 

tych chorób nie było duże. W roku 2001, na początku dojrzewania, zaobserwowano 

częstsze występowanie czerni krzyżowych na liściach w kombinacji kontrolnej. 

Tendencja ta nie powtórzyła się jednak w kolejnych latach badań. Zastosowane warianty 

nawożenia siarką w niewielkim stopniu wpływały istotnie na zdrowotność roślin. Z nasion 

izolowano głównie grzyby z rodzaju Alternaria i Fusarium oraz Phoma lingam. 

63


REKULTYWACJA TERENÓW ZASOLONYCH Z WYKORZYSTANIEM STYMULACJI 

LASEROWEJ WYBRANYCH GATUNKÓW ROŚLIN* 

WPROWADZENIE. W warunkach klimatycznych charakterystycznych dla Polski toksyczne 

zasolenie związane jest głównie z czynnikami antropogenicznymi. Powstaje tam, 

gdzie utwory glebowe mają kontakt z solą lub wodami zasolonymi. Toksycznymi źródłami 

zasolenia gleb są składowiska i hałdy odpadów przemysłu sodowego oraz odpadów hutniczych 

i paleniskowych, stosowanie soli mineralnych w postaci soli czy solanki w celu zimowego 

utrzymania przejezdności dróg, przedawkowywanie nawozów mineralnych, a także 

nawadnianie upraw wodą czerpaną z naturalnych zasolonych zbiorników wodnych. 

Zasolenie również w dużym stopniu związane jest z górnictwem. W rejonach kopalń soli 

podwyższona zawartość soli w utworach przypowierzchniowych spowodowana może być 

nieszczelnością ciągów technologicznych, a także wyciekami solanki, mającymi miejsce np. 

podczas awarii. Zagrożenie związane jest również z użyciem niewłaściwych technologii. Złe 

rozwiązania mogą wywołać olbrzymie szkody w razie dopuszczenia do ujawnienia się deformacji 

nieciągłych, które nie tylko przekształcają znacznie powierzchnię, ale także wyciskają 

solanki z komór, powodując olbrzymie zasolenie gleb. Przykładem ujawnienia się drastycznych 

zmian środowiska w wyniku deformacji powierzchni jest stara kopalnia „Barycz” 

– zamknięta część Kopalni Soli „Wieliczka” [Gołda 1993]. 

Sektor górniczy, a zwłaszcza kopalnie surowców energetycznych (gł. węgla kamiennego), 

rud metali nieżelaznych oraz minerałów wykorzystywanych w przemyśle chemicznym 

stanowią źródło, w części poważnie zanieczyszczonych wód kopalnianych. Podwyższone 

zawartości soli występują w niektórych utworach geologicznych towarzyszących zasolonym 

horyzontom wodonośnym. Stąd wody te zawierają obok zawiesin mineralnych, znaczne ładunki 

chlorków i siarczanów. Eksploatowane pokłady wymagają stałego odwodniania. Po 

wydobyciu na powierzchnię wody kopalniane nie nadają się, ze względu na silne zasolenie 

do gospodarczego wykorzystania i na ogół są odprowadzane do wód powierzchniowych. W 

1996 r. odprowadzono z kopalń bezpośrednio do odbiorników ok. 337,1 mln m 3 wód z odwodnień, 

powodując lokalnie znaczny wzrost zasolenia wód powierzchniowych. Zasolona 

woda niesiona przez rzeki zatruwa środowisko w odległych miejscach. W wyniku wylewania 

rzek lub nawadniania pól uprawnych ich wodami zawarte w nich łatwo rozpuszczalne sole 

przedostają się do przypowierzchniowych warstw gleby, czego skutkiem jest zwiększenie 

koncentracji soli w roztworach glebowych. [Raport Państwowej Inspekcji Ochrony Środowiska 

1998] 

Wzrost stężenia łatwo rozpuszczalnych soli nieorganicznych w roztworze glebowym 

jest szkodliwy dla roślin. Podwyższone stężenie powoduje wzrost ciśnienia osmotycznego 

roztworu glebowego czego następstwem jest przewyższenie ciśnienia płynów komórkowych 

roślin, co prowadzi do zahamowania ich wzrostu i rozwoju. W takiej sytuacji nawet roślina 

znajdująca się w wilgotnej glebie będzie odczuwała deficyt wody, ponieważ następuje 

odwrócenie przepływu, tzn. woda z komórki będzie przemieszczała się do bardziej stężonego 

roztworu glebowego w celu wyrównania różnicy ciśnień. Przy dużym stężeniu soli w 

roztworze glebowym następuje plazmoliza tzn. w komórce spada napięcie błony komórkowej, 

protoplast zaczyna się kurczyć i coraz bardziej odstawać od ścian komórki. W postaci 

zaawansowanej może to prowadzić do uszkodzenia lub nawet śmierci komórki. 

Zbyt duże stężenie jonów Na + i Cl – zakłóca pobieranie niezbędnych dla życia roślin 

składników pokarmowych: potasu, magnezu, azotu i fosforu. Rezultatem nadmiaru niektórych 

toksycznych jonów soli w roztworze glebowym jest zakłócenie procesów fizjologicz- 

* Mgr inż. Mateusz Jakubiak, mgr inż. Małgorzata Śliwka – Katedra Biotechnologii Środowiskowej 

i Ekologii, Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza w Krakowie. 

64


nych zachodzących w komórkach roślinnych. W pierwszej kolejności następuje redukcja 

systemu korzeniowego oraz zahamowanie wzrostu rośliny, okresowe więdnięcie lub utrata 

jędrności liści, ich żółknięcie, brązowienie i opadanie, a nawet obumarcie całej rośliny. W 

przypadku roślin ozdobnych nadmierne zasolenie gleby wpływa także na liczebność kwiatostanu, 

średnicę pojedynczych kwiatów i ulistnienie całej rośliny. Zmiany rozwojowe uwidaczniają 

się również w postaci opóźnienia lub powtórzenia kwitnienia w okresie jesiennym 

zmniejszenia szybkości fotosyntezy i produkcji energii oraz zmniejszenia odporności na niskie 

i wysokie temperatury [Bilski 1990, Siuta 1995]. 

ZAPOBIEGANIE I OGRANICZANIE ZASOLENIA. Podstawowym sposobem walki z zasoleniem 

powinno być zapobieganie i ograniczanie przedostawania się soli do środowiska 

glebowo-wodnego. Ochrona przed zasoleniem to również zabezpieczenie składowisk, ujmowanie 

i oczyszczanie odcieków, odpowiednia gospodarka zużytymi opakowaniami, a 

także stosowanie mniej szkodliwych związków niż NaCl do zimowego oczyszczania dróg. 

Także w procesie wydobywania węgla kamiennego i rud metali ogranicza się przedostawanie 

soli do środowiska. W tym celu stosuje się zatężanie wód dołowych metodami odwróconej 

osmozy i ich utylizację metodami wyparnymi przy dużych stężeniach soli w tych 

wodach (ponad 100g NaCl·l -1 ). Innym sposobem są hydrotechniczne systemy odprowadzania 

wód dołowych, polegające na gromadzeniu wód w zbiornikach retencyjnych oraz dozowanie 

ich odpływu do rzek w zależności od rozmiaru przepływu w rzece, w celu uzyskania 

odpowiedniego rozcieńczenia. Niekiedy stosuje się również zatłaczanie wód dołowych do 

górotworu. 

REKULTYWACJA TERENÓW ZASOLONYCH. Nie zawsze można jednak zapobiec 

przedostaniu się soli do środowiska. Aby zmniejszyć straty na terenach zasolonych, powinno 

się prowadzić rekultywację. Wybór metody rekultywacji zależy od stopnia zasolenia, 

właściwości utworów, terminu zakończenia prac, rodzaju przyszłego zagospodarowania 

oraz dostępnych środków finansowych. 

Jednym z najprostszych aczkolwiek najbardziej czasochłonnych sposobów rekultywacji 

terenów zasolonych jest wykorzystanie naturalnych zdolności roślin do usuwania, wiązania 

czy też unieszkodliwiania zanieczyszczeń. Fitoremediacja jest możliwa do zastosowania, 

jeżeli stężenia soli nie są toksyczne dla zastosowanych roślin. Wybrane rośliny powinna 

charakteryzować odporność na podwyższone stężenie soli w takim stopniu, by były w stanie 

rozwijać się i pobierać sole z roztworu glebowego. Powinny również szybko rosnąc i 

produkować stosunkowo dużą ilość biomasy. Rośliny powinno się usuwać z terenu rekultywowanego 

przed zakończeniem okresu wegetacji, w celu zmniejszenia zasolenia gruntu o 

ilość soli pobraną i zmagazynowaną w roślinach. 

Od lat siedemdziesiątych ubiegłego stulecia prowadzone były prace badawcze nad 

możliwością zastosowania biostymulacji materiałów biologicznych z wykorzystaniem spójnego 

światła laserów małej mocy. Wyniki tych prac wykazały szereg możliwości wykorzystania 

tej innowacyjnej metody do bardziej skutecznych działań proekologicznych. Stymulacja 

taka może powodować wzrost odporności na niesprzyjające warunki środowiskowe, 

zwiększenie energii kiełkowania i przyspieszenie wzrostu, a także zmiany stopnia akumulacji 

pierwiastków w komórkach roślinnych [Dobrowolski 2001]. Badania wykazały, że odpowiednio 

dobrane parametry naświetlania (długość fali światła, gęstość energii, czas naświetlania 

i sposób ekspozycji) dla konkretnego materiału biologicznego mogą wywołać 

zwiększenie lub odwrotnie zmniejszenie akumulacji niektórych pierwiastków. Zastosowanie 

algorytmów naświetlania powodujących wzrost fitoremediacji niektórych zanieczyszczeń ze 

skażonych gruntów lub ścieków, umożliwia zastosowanie tej metody w roślinnych oczysz- 

65


czalniach ścieków lub do oczyszczania gruntów zdegradowanych z nadmiernym stężeniem 

pierwiastków śladowych [Dobrowolski, Różanowski, 1998]. W roślinach Salix viminalis, których 

zrzezy zostały naświetlone laserem argonowym, stwierdzono tendencje do znacznego 

zwiększenia stężenia niektórych pierwiastków. Kumulacja Cu, Cr, Mn i Fe wzrosła średnio 

dwukrotnie, a Zn i Pb o ok. 50% w porównaniu z materiałem nienaświetlanym [Zielińska- 

Loek, Różanowski, Dobrowolski, 2002]. Przez zastosowanie innych algorytmów naświetlania 

można również powodować znaczne zmniejszenie kumulacji cynku i ołowiu w liściach 

roślin tego samego gatunku – np. Salix viminalis. 

PRACE BADAWCZE. Opierając się na rezultatach wcześniejszych doświadczeń rozpoczęto 

w roku 2004 próbne badania możliwości zastosowania fotostymulacji laserami małej 

mocy zrzezów różnych gatunków wierzb energetycznych w celu wykorzystania ich do zagospodarowania 

terenów o podwyższonym stężeniu łatwo rozpuszczalnych soli nieorganicznych. 

Przedstawione badania są rozwinięciem wstępnych badań laboratoryjnych, których 

celem było sprawdzenie możliwości zwiększenia odporności na zasolenie różnych gatunków 

wierzb energetycznych oraz określenie optymalnych algorytmów fotostymulacji ich 

zrzezów w celu poprawienia właściwości fitoremediacyjnych. Doświadczenia laboratoryjne 

przeprowadzono jako hodowlę hydroponiczną i wazonową w roztworach i na glebie o podwyższonym 

zasoleniu. Wyniki tych doświadczeń pomogły ustalić jakie parametry naświetlania 

spójnym światłem lasera powinno się stosować dla przystosowania roślin do niekorzystnych 

warunków środowiskowych w postaci podwyższonego zasolenia gleb. 

Prace doświadczalne polegały na nasadzeniach naświetlonych oraz kontrolnych grup 

zrzezów w glebie o podwyższonym zasoleniu. Odpowiedni teren do nasadzeń został udostępniony 

przez Kopalnię Soli „Wieliczka”. Jest to obszar w obrębie zamkniętej i częściowo 

rekultywowanej kopalni „Barycz”. 

Jako źródeł światła spójnego, którego działaniu został poddany materiał biologiczny z 

grup doświadczalnych, użyto aplikatura laserowego „Laser D68-1” firmy Marp Electronic, 

emitującego światło pulsacyjne o długości fali λ=670nm i mocy 20 mW oraz diody laserowej 

emitującej światło zielone o długości fali λ=532nm i mocy 5mW. Naświetlanie miało charakter 

przerywany a zastosowany łączny czas ekspozycji zrzezów w grupach doświadczalnych 

wynosił 90 sekund. Dobór optymalnych czasów ekspozycji ustalono na podstawie wyników 

wcześniejszych badań. 

Rys. 1. Porównanie średnich wzrostów pędów Salix viminalis Turbo w grupach: kontrolnej, naświetlonej 

diodą zieloną i aplikatorem laserowym, podczas 500 dni uprawy 

66


Do doświadczenia wykorzystano po 90 zrzezów polskich odmian Salix viminalis: Turbo, 

Start, Sprint – odmiany, które charakteryzuje wysoki przyrost biomasy, wyhodowane w 

Katedrze Hodowli Roślin i Nasiennictwa Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie 

oraz 90 zrzezów szwedzkiej odmiany Salix dasyclados Loden, wykazującej dużą tolerancję 

na zasolenie. W obrębie każdej odmiany wyodrębniono trzy grupy po 30 zrzezów: 

• grupę nienaświetloną (kontrolną), 

• grupę naświetloną diodą emitującą światło zielone, 3 razy po 30 sekund (DZ), 

• grupę naświetloną aplikatorem laserowym, 3 razy po 30 sekund (LM). 

Podczas uprawy wierzb przeprowadzane były obserwacje kondycji i rozwoju roślin, a 

także pomiary przyrostów pędów. Na podstawie uzyskanych wyników obliczono średnie 

przyrosty roślin w poszczególnych grupach. 

PODSUMOWANIE. W grupach nienaświetlonych wszystkich odmian zaobserwowano 

znacznie gorszą kondycję pędów, więcej liści obsychało i żółkło, nie uzyskując takiej samej 

wielkości jak w grupach doświadczalnych. Największy przyrost pędów uzyskano w odmianie 

Salix viminalis Turbo, gdzie po 2 sezonach wegetacyjnych średnia sumaryczna długość 

pędów roślin z grupy naświetlonej aplikatorem laserowym wynosiła 200cm i była czterokrotnie 

większa niż w grupie kontrolnej. W pozostałych badanych odmianach również to źródło 

światła dało najlepsze rezultaty. 

Wyniki doświadczenia potwierdzają, ze stymulacja światłem spójnym o odpowiednio 

dobranych parametrach naświetlania może wpłynąć korzystnie na przystosowanie roślin 

do niekorzystnych warunków środowiska w postaci podwyższonego zasolenia. Wyniki pomiarów 

przyrostu masy zrzezów oraz ocena rozwoju i kondycji liści potwierdzają, że przy 

zastosowaniu trzykrotnej 30-sekundowej ekspozycji na światło pulsacyjne o długości fali 

λ=670nm można znacznie zwiększyć przyrost biomasy wierzb energetycznych. 

Należy zaznaczyć, że odpowiednia ekspozycja na spójne światło wpływa również na 

zwiększenie przyrostu biomasy korzeni, co wykazały wyniki wcześniejszych badań w uprawie 

hydroponicznej. Korzenie zrzezów naświetlanych charakteryzowała większa gęstość i 

liczniejsze rozgałęzienia niż zrzezów kontrolnych. Odpowiednio dobrany sposób naświetlania 

wierzb może istotnie przyspieszyć rozwój korzeni (rizogenezę). Fakt ten jest szczególnie 

istotny w początkowej fazie wzrostu roślin ze względu na szybsze dostarczanie wody 

roślinom przez korzenie. 

WNIOSEK. Uzyskane wyniki uzasadniają celowość kontynuacji badań nad możliwością 

wykorzystania efektu fotostymulacji światłem laserów małej mocy do zwiększenia własności 

fitoremediacyjnych wierzb i wykorzystania ich do zagospodarowania i rekultywacji terenów 

zasolonych. 

Badania wykonano w ramach grantu badawczego KBN 18.18.150.892 (N305 035 32/1398). 


Bilski J. „Zakwaszenie i zasolenie podłoża jako czynniki stresowe dla roślin” Rocznik Nauk Rolniczych, 

PAN, Warszawa 1990. 

Dobrowolski J. W. 2001. Biotechnologia proekologiczna kluczem do unowocześnienia inżynierii 

środowiska, Inżynieria Środowiska, t.6, AGH, Kraków. 

Gołda T., 1993. „Rekultywacja” AGH, Kraków. 

67


Raport 1998. Stan środowiska w Polsce. Państwowa Inspekcja Ochrony Środowiska. Warszawa. 

Siuta J. 1995. Gleba, diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ, Warszawa. 

Zielińska-Loek A., Różanowski B., Dobrowolski J.W. 2002. Perspektywy zwiększenia skuteczności 

fitoremediacji poprzez stymulację laserową roślin. Bioremediacja gruntów. III Ogólnopolskie 

Sympozjum Naukowo-Techniczne. Wisła–Jarzębata. 

RECLAMATION OF SALTY SOIL WITH LASER BIOSTIMULATION OF SELECTED 

PLANTS SPECIES. 

Presented researche is a continuation of initial laboratory experiments directed to discover 

the parameters of proper laser light stimulation for increasing the tolerance on salinity 

and phytoremediation efficiency of various species of energetic willow. The study included 

Polish strains of Salix viminalis: Turbo, Start, Sprint and Sweedish Salix dasyclados Loden 

which were subsequently exposed to a laser light of variable irradiation parameters and 

planted on the soil with raised salt contamination at the area of a closed part of Salt Mine 

“Wieliczka”. Observations allowed to conclude that properly selected parameters of stimulation 

with coherent light may increase salty soil reclamation capabilities of energetic willow 

and also have a positive effect on plants adaptation to unfavorable environmental conditions 

like raised soil salinity. 

68


SYNTEZA ZWIĄZKÓW BOGATYCH W GRUPY -SH JAKO ODPOWIEDŹ 

NA PODWYŻSZONE STĘŻENIE METALI CIĘŻKICH U ROŚLIN SILENE VULGARIS 

(CARYOPHYLLACEAE)* 

WPROWADZENIE. W czasach silnie rozwiniętego przemysłu i motoryzacji metale ciężkie 

stały się jednym z najpowszechniej występujących zanieczyszczeń środowiska w związku, 

z czym stanowią poważny czynnik stresowy dla żyjących w nim organizmów. Na podstawie 

licznych badań stwierdzono, że oddziałują one toksycznie m.in. na rośliny, zaburzając 

ich podstawowe procesy metaboliczne i fizjologiczne. 

Broniąc się przed zatruciem metalami ciężkimi, rośliny wykształciły mechanizmy obronne, 

które pozwalają im na wzrost i rozwój w skażonym środowisku. Jednym z ważniejszych 

elementów odpowiedzi na stres wywołany metalami ciężkimi jest synteza fitochelatyn – PCs 

[Cobbett 2000]. 

Koncentracja fitochelatyn odzwierciedla aktualny poziom dostępności metali ciężkich 

w otaczającym środowisku i określa stopień stresu fizjologicznego wywołanego u roślin 

[Gawel i in. 2004]. Fitochelatyny mogą z powodzeniem być stosowane jako biomarkery poziomu 

skażenia roślin tymi metalami [Zenk, 1996; Keltjens 1998]. 

Fitochelatyny są metalotiolowymi polipeptydami zaklasyfikowanymi do grupy III metalotionein. 

Związki te są utworzone na bazie dipeptydu -Glu-Cys, powtarzającego się 2–5- 

lub w niektórych przypadkach nawet 11-krotnie – rośliny wrażliwsze na skażenie metalami 

ciężkim syntezują mało fitochelatyn o słabo zróżnicowanej budowie łańcucha fitochelatynowego 

[Baranowska-Morek 2003]. Fitochelatyny strukturalnie są pochodnymi glutationu, ich 

synteza odbywa się na drodze enzymatycznej, przy udziale syntezy fitochelatynowej aktywowanej 

przez jony m.in. Cd 2+ , Pb 2+ , Zn 2+ , Cu 2+ i Hg + [Memon i in. 2001, Baranowska-Morek, 

2003; Gawel i in., 2004]. Dzięki dużej liczbie grup sulfhydrylowych są one w stanie skutecznie 

wiązać i w ten sposób dezaktywować jony licznych metali ciężkich. 

Głównym zadaniem fitochelatyn jest kompleksowanie jonów metali ciężkich, a następnie 

transportowanie tych kompleksów do wakuoli, gdzie metal zostaje oddzielony od pozostałych 

organelli komórkowych, dzięki czemu ograniczony zostaje jego negatywny wpływ 

na komórki roślinne. Mechanizm ten ma znaczenie przy detoksyfikacji jonów miedzi i kadmu, 

w odniesieniu do cynku i ołowiu natomiast kompleksy tworzone przez fitochelatyny są 

niestabilne [Baranowska-Morek 2003 za Siedlecka i in. 2001]. Niedobór fitochelatyn jest 

współzależny z nadwrażliwością roślin na kadm, miedź i arsen [Clemens i in. 2002], jednak 

jak dowodzą badania m. in. Knecht i współautorów [1995] zwiększona ilość fitochelatyn nie 

zawsze świadczy o poziomie tolerancji na metale ciężkie. 

Wpływ na poziom tolerancji roślin na metale ciężkie w odniesieniu do fitochelatyn mają: 

• szybkość formowania kompleksów z jonami metali, 

• zdolność do formowania kompleksów fitochelatyn z danym metalem, 

• zdolność do syntezy różnej długości łańcuchów fitochelatynowych, 

oraz 

• szybkość transportu kompleksów PCs-metal do wakuoli [Baranowska-Morek, 2003 za 

Hermens i in., 1993, Knecht i in., 1995]. 

MATERIAŁ I METODY. Teren badań stanowiło najbliższe otoczenie Huty Metali Nieżelaznych 

„Szopienice” w Katowicach oraz hałdy odpadów pohutniczych byłej Huty „Orzeł 

Biały”, znajdujące się na terenie Piekar Śląskich i Bytomia (południowa Polska). Do badań 

* Mgr Marta Kandziora, mgr Małgorzata Heflik, dr Aleksandra Nadgórska-Socha, dr hab. 

Ryszard Ciepał – Katedra Ekologii, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Śląski 

w Katowicach. 

69


na terenie byłej Huty „Orzeł Biały” wybrano trzy hałdy (oznaczone numerami 1, 2, 3), które 

nie zostały poddane procesowi rekultywacji. Hałdy te różnią się wiekiem (hałda 1 jest najstarsza, 

a 2 najmłodsza). 

Proces składowania odpadów na wszystkich hałdach zakończono do 1980 r. W Szopienicach 

badania prowadzono w miejscach oddalonych o 50, 150, 250, 350 i 450 metrów 

od emitora. 

Materiał do badań stanowiły rośliny Silene vulgaris. Materiał roślinny oraz próbki gleb 

z wybranych terenów zbierane były w sezonie wegetacyjnym w roku 2005. Aby uzyskać 

wyniki przedstawiające zawartość poszczególnych metali ciężkich, materiał roślinny umyto 

w wodzie i wysuszono do stałej masy w temperaturze 105°C. Następnie materiał zmineralizowano 

zgodnie z metodą Ostrowskiej i wsp. [1991] i rozpuszczono w 10% HNO 3 

. 

W tak otrzymanych roztworach oznaczono zawartość wybranych metali ciężkich (Cd, Zn, 

Pb, Fe, Cu) metodą atomowej spektrofotometrii absorpcyjnej (AAS). Zawartość metali ciężkich 

wyrażono w mg metalu na kilogram suchej masy (mg·kg -1 s.m.). Jako próbę referencyjną 

do przeprowadzonych analiz zastosowano materiał z liści orientalnego tytoniu (Certified 

Reference Material CTA – OTL – 1 Oriental Tabacco Leaves). Aby określić stężenie 

metali ciężkich w glebie, zastosowano 10% HNO 3 

do ekstrakcji metali [Ostrowska i wsp., 

1991], a zawartość mierzono metodą absorpcji atomowej. W celu oznaczenia zawartości 

związków bogatych w grupy -SH świeże liście Silene vulgaris homogenizowano w moździerzu 

z dodatkiem buforu ekstrakcyjnego. Otrzymany ekstrakt wirowano przez 15 minut przy 

15000 × g (g - obciążenie grawitacyjne; szybkość obrotów wirówki). Otrzymany supernatant 

posłużył do oznaczenia grup -SH, zgodnie z metodą Mass i wsp. [1987]. Absorbancję 

mierzono przy długości fali 415 nm., a liczbę grup SH wyliczono z krzywej standardowej 

sporządzonej dla cysteiny. Wszystkie analizy wykonano w trzech powtórzeniach. Analiza 

statystyczna otrzymanych wyników obejmowała obliczenie odchyleń standardowych oraz 

współczynników korelacji Persona między badanymi parametrami. Do powyższych analiz 

wykorzystano program Statistica®. 

WYNIKI I ICH OMÓWIENIE. Na podstawie otrzymanych wyników możemy stwierdzić, 

że zawartość metali ciężkich w glebach na badanych terenach jest podwyższona i przekracza 

średnie normy dla wybranych metali ciężkich w glebach Polski [Kabata-Pendias, Kabata 

1993]. 

Jednym ze sposobów obrony przed metalami ciężkimi jest synteza fitochelatyn. Niektóre 

metale ciężkie mogą wpływać na powstawanie fitochelatyn, zwiększając tym samym 

wydajność detoksykacji. Cechą charakterystyczną w strukturze fitochelatyn jest duża liczba 

grup sulfhydrylowych (-SH). Grupy sulfhydrylowe wiążą metale ciężkie, ograniczając tym 

samym ich negatywny wpływ na rośliny. 

Podwyższone stężenia metali ciężkich możemy zaobserwować głównie na terenach 

przyległych do Huty Metali Nieżelaznych „Szopienice” w Katowicach. Największe ilości 

wszystkich badanych pierwiastków występują na powierzchniach badawczych oddalonych 

o 50, 150 i 250 m od emitora w Szopienicach. Średnia zawartość ołowiu (Pb) waha się na 

badanych terenach od 313 ppm (na hałdzie 1) do 4134 ppm (powierzchnia badawcza oddalona 

o 50 m od emitora). Największe stężenia cynku (Zn) i kadmu (Cd) zaobserwowano 

w najbliższym otoczeniu emitora (50 m), a także na hałdzie 1. Zanotowano ujemną korelację 

między liczbą grup -SH, a zawartością kadmu i ołowiu w glebie w odległości 350 m od 

emitora (współczynniki korelacji wynosiły odpowiednio –0,69 dla Cd i –0,71 dla Pb) oraz na 

hałdzie 3 (współczynnik korelacji dla Pb wynosił –0,82). Tak duże stężenia metali ciężkich 

w glebie powodują, że znaczna ich część może być dostępna dla roślin. 

W liściach S. vulgaris zawartość poszczególnych metali ciężkich była zróżnicowana 

i zależna od miejsca zebrania materiału roślinnego. Średnia zawartość cynku (Zn) w liś- 

70


ciach S. vulgaris wahała się od 240 ppm (hałda 1) do 7034 ppm (w odległości 350 m od emitora), 

a ołowiu (Pb) od 22 ppm (350 m od emitora) do 131 ppm (hałda 2) (tab. 1). 

W przeprowadzonych badaniach określono liczbę grup -SH w liściach Silene vulgaris, 

występującej na terenach o dużej zawartości metali ciężkich. W liściach S. vulgaris ze 

wszystkich badanych powierzchni możemy zaobserwować dużą liczbę grup -SH. Największą 

liczbę SH zaobserwowano w odległości 250 m od emitora w Szopienicach, gdzie odnotowano 

jedną z najwyższych zawartości Zn w liściach S. vulgaris, tutaj także zaobserwowano 

korelację między zawartością Zn w materiale roślinnym a liczbą grup -SH (współczynnik 

korelacji wynosił 0,82). Na hałdzie drugiej, gdzie zaobserwowano najwyższe stężenie Pb 

(130 ppm) także znacznie wzrosła liczba grup -SH w roślinie. 

Wysokie stężenia metali ciężkich możemy zaobserwować w roślinach pobranych z powierzchni 

badawczych oddalonych o 50 i 150 m od emitora, tam również liczba grup sulfhydrylowych 

jest dość duża (tab. 2). 

Fitochelatyny mogą być stosowane jako indykatory zanieczyszczenia gleb i roślin na 

nich występujących metalami ciężkimi. Takie metale jak Zn i Pb mogą indukować syntezę 

bogatych w grupy -SH polipeptydów, które skutecznie ograniczają negatywny wpływ tych 

metali na komórki roślinne. 

Tabela 1. Średnia zawartość metali ciężkich w Silene vulgaris [mg·kg -1 s.m.] ± odchylenie standardowe 

Odległość od 

emitora lub 

numer hałdy 

zawartość [mg·kg -1 s.m.] 

Cd Cu Fe Pb Zn 

50 m 

8,61 

±0,631 

15,51 

±0,742 

92,95 

±1,121 

65,67 

±4,322 

3616 

±140,913 

150 m 

2,14 

±0,384 

15,12 

±0,922 

118,25 

±3,543 

46,87 

±3,605 

3785 

±139,055 

250 m 

4,46 

±0,833 

15,94 

±1,121 

42,34 

±3,812 

40,60 

±3,602 

6692,86 

±299,917 

350 m 

3,84 

±1,182 

12,06 

±0,914 

55,00 

±1,172 

21,80 

±1,586 

7034,90 

±339,175 

450 m 

5,15 

± 0,694 

21,73 

± 1,321 

97,89 

± 3,124 

31,64 

± 1,543 

2687,67 

± 81,365 

1 1,01 

± 0,133 

7,98 

± 1,434 

313,91 

± 29,256 

63,57 

± 2,612 

240,73 

± 10,320 

2 0,42 

± 0,233 

16,94 

± 1,342 

65,45 

± 8,324 

130,77 

± 7,732 

250,21 

± 13,536 

3 8,92 

± 0,292 

11,93 

±1,458 

71,55 

± 2,026 

82,34 

± 7,452 

1237,00 

± 33,100 

Tabela 2. Liczba grup -SH w liściach Silene vulgaris ± odchylenie standardowe 

Liczba -SH 

odległość od emitora w m. 

numer hałdy 

50 150 250 350 450 1 2 3 

816,67 

±19,529 

856,22 

±78,612 

1031,93 

±30,402 

719,27 

±42,614 

458,03 

±6,717 

792,97 

±41,213 

900,00 

±12,227 

460,84 

±14,470 

71


Piśmiennictwo 

Baranowska-Morek A. 2003. Roślinne mechanizmy tolerancji na toksyczne działanie metali ciężkich. 

Kosmos. Problemy nauk biologicznych. T. 52, nr 2–3: 283–298. 

Clemens S., Palmgren M. G., Krämer U. 2002. A log way ahead: understanding and engineering 

plant metal accumulation. Trends in Plants Science. Vol. 7, No. 7: 309–315. 

Cobbett C. S. 2000. Phytochelatins and their roles in heavy metal detoxification. Plant Physiology. 

123: 825–832. 

de Knecht J. A., van Baren N., Ten Bookum W. M., Wong Fong Sang H., Koevoets P. L. M., Schat 

H., Verkleij J. A. C. 1995. Syntehesis and degradation of phytochelatins in cadmium-sensitive 

and cadmium-tolerant Silene vulgaris. Plant Science 106: 9–18. 

Gawel J. E., Hemond H. F. 2004. Biomonitoring for metal contamination near two Superfund sites 

in Woburn, Massachusetts using phytochelatins. Environmental Pollution. 131: 125–135. 

Hermens H., Hartog P. R., Bookum W. M., Verklej J. A. C. 1993. Increased zinc tolerance in Silene 

vulgaris (Moench) Garcke is not due to increased production of phytochelatins. Plant 

Physiology 103: 1305–1309. 

Kabata - Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. Nauk. 

PWN. Warszawa. 

Keltjens W. G., van Beusichem M., L. 1998. Phytochelatins as biomarkers for heavy metal stress 

in maize (Zea mays L.) and wheat (Triticum aestivum L.): combined effects of copper and 

cadmium. Plant and Soil. 203: 119–126. 

Mass F. M., De Kok L. J., Peters J. L., Kuiper P. P. C. 1987. J. Exp. Bot. 38: 1459. 

Memon A. R., Aktoprakligil D., Őzdemir A., Vertii A. 2001. Heavy metal accumulation and detoxification 

mechanism in plants. Turk J. Bot. 25: 111–121. 

Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z.1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin. 

Katalog. Instytut Ochrony Środowiska. Warszawa. 

Siedlecka A. 1995. Some aspects of interactions between heavy metals and plant mineral nutrients. 

Acta Soc. Bot. Pol. 64: 365–272. 

Zenk M., H. 1996. Heavy metal detoxification in higher plants – a review. Gene. 179: 21–30. 

THE SYNTHESIS OF THE COMPOUNDS RICH IN -SH GROUPS AS AN ANSWER TO 

THE INCREASED HEAVY METALS CONCENTRATION IN SILENE VULGARIS (CARY- 

OPHYLLACEAE) 

The influence of heavy metals, such as cadmium (Cd), zinc (Zn), lead (Pb), iron (Fe) and 

copper (Cu) on the synthesis of the compounds rich in the SH groups in Silene vulgaris plants 

was examined. The post-industrial area of the three smelter waste heaps of the Zinc and Lead 

Smelter Orzeł Biały in Piekary Śląskie and the nearest area of The Non-Ferrous Metals Work 

Szopienice in Katowice were chosen as the place of the research. The plants and the samples 

of soil were collected in the vegetation season of 2005. The content of heavy metals in the 

plants and in the outer layers of the soil was measured using the atomic absorption method. 

10% HNO 3 

was used for extraction of the heavy metals. The number of the -SH groups in Silene 

vulgaris was determined by means of the method described by Mass et. al. [1987]. 

As the results show, the higher concentration of the heavy metals influences the increased 

production of the compounds rich in -SH groups. Moreover, the higher concentration 

of at least some of the heavy metals stimulates the synthesis of phytochelatins and thus 

increases the efficiency of the detoxication. Due to a large number of -SH groups, they are 

able to combine and deactivate the ions of heavy metals. By complexing those ions, phytochelatins 

reduce their negative influence on the plant cells. 

72


WPŁYW EKRANÓW AKUSTYCZNYCH NA OGRANICZENIE EMISJI METALI CIĘŻKICH 

Z MIEJSKICH CIĄGÓW KOMUNIKACYJNYCH* 

WPROWADZENIE. W dużych aglomeracjach miejskich wskaźnikiem zanieczyszczenia 

środowiska jest jakość pyłu ulicznego. Pył uliczny charakteryzuje znaczna zawartość 

substancji toksycznych, takich jak metale ciężkie czy związki ropopochodne, stanowiąc potencjalne 

zagrożenie dla innych elementów środowiska miejskiego. Zwykle zalega jezdnie 

arterii komunikacyjnych miast, jednak na skutek oddziaływania wiatru oraz turbulencji wymuszonej 

ruchem pojazdów może zostać poderwany do atmosfery i w ten sposób przenoszony 

na inne komponenty środowiska 

Na przestrzeni ostatnich lat liczba samochodów znacznie się zwiększyła przy jednoczesnym 

braku wystarczających działań w celu usprawnienia ruchu drogowego. Sytuacja 

ta przyczyniła się do tworzenia korków ulicznych, a w efekcie do wzrostu stężenia zanieczyszczeń 

w powietrzu. Zasięg ich oddziaływania jest ściśle związany z bezpośrednim 

otoczeniem ulic. Przy dużym natężeniu ruchu wysokie emisje spalin do otoczenia są odczuwalne 

szczególnie dotkliwie w dużych aglomeracjach miejskich, a zwłaszcza w miejscach, 

gdzie lokalne warunki zabudowy uniemożliwiają szybkie rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń. 

Problem występowania metali ciężkich w pyle ulicznym ma zwykle charakter regionalny. 

O składzie chemicznym pyłów na badanym terenie decyduje nie tylko emisja pochodząca 

z komunikacji, lecz również emisja pochodząca ze źródeł energetycznego spalania paliw 

oraz z przemysłu [Clarce i in.1996, Rizzio i in. 1999]. 

OBIEKT BADAWCZY. Obiekt badawczy niniejszej pracy stanowił fragment Trasy Toruńskiej 

na odcinku od Ronda Zesłańców Syberyjskich do mostu Gen. Grota-Roweckiego. 

Trasa Toruńska to jeden z głównych szlaków komunikacyjnych biegnących przez Warszawę, 

łączący wschodnie i zachodnie dzielnice miasta, także ważny szlak tranzytowy łączący 

różne części Polski. Trasa biegnie od ronda Zesłańców Syberyjskich w Warszawie do Alei 

Armii Krajowej w Markach. Całkowita długość Trasy Toruńskiej wynosi 16,5 km. Na całej 

swojej długości ma minimum dwa pasy ruchu po każdej stronie jezdni oraz dodatkowo pas 

awaryjny. Na wielu odcinkach ( np. przy zjazdach) liczba pasów ruchu zwiększa się nawet 

do sześciu. 

Ze względu na duże znaczenie komunikacyjne Trasa Toruńska jest bardzo intensywnie 

eksploatowana. Maksymalny ruch dobowy w obu kierunkach, w niektórych miejscach przekracza 

nawet 80 000 pojazdów [Zarząd Dróg Miejskich w Warszawie 2005]. Trasa zatem 

stała się obiektem uciążliwym dla mieszkańców pobliskich osiedli. 

Pojazdy przemieszczające się tym ciągiem komunikacyjnym w godzinach szczytu są 

źródłem dużej ilości zanieczyszczeń emitowanych do atmosfery, wpływając bezpośrednio 

na zdrowie i komfort życia. Głównymi zagrożeniami są pyły, toksyczne związki, w tym metale 

ciężkie i hałas [Sezgin i in.2004, Charlesworth i in. 2003]. W związku z tym na całej Trasie 

Toruńskiej zainstalowana jest duża liczba ekranów akustycznych. Ekrany występują po obu 

stronach jezdni, a na niektórych odcinkach rozdzielają od siebie oba kierunki ruchu. 

Badania przeprowadzone w ramach niniejszej pracy wykazały, że ekrany akustyczne 

zamontowane w celu ograniczenia hałasu, zapobiegają również nadmiernemu rozprzestrzenianiu 

się pyłów i metali ciężkich poza obręb Trasy Toruńskiej. 

MATERIAŁ BADAWCZY I LOKALIZACJA STANOWISK POMIAROWYCH. Próbki materiału 

badawczego pobrano na 11 stanowiskach pomiarowych na odcinku Trasy Toruńskiej 

od Ronda Zesłańców Syberyjskich do mostu Gen. Grota-Roweckiego. Materiał badawczy 

* Dr Elżbieta Krajewska, dr. Krystyna Niesiobędzka – Instytut Systemów Inżynierii Środowiska, 

Politechnika Warszawska. 

73


stanowiły pyły Powietrznie pobrane z suchy powierzchni pył uliczny jezdni, poddano pył z frakcjonowaniu ekranów akustycznych na sitach o i średnicy pył opadowy oczek zebrany 

0,5 w ; sąsiedztwie 0,25 ; 0,1 ; 0,063 Trasy. mm. Oznaczenie całkowitej zawartości metali ciężkich ( Zn, Cd, Pb, Cu, 

1; 

Punkty pomiarowe były zróżnicowane pod względem prędkości poruszania się pojazdów, 

liczby zamontowanych ekranów akustycznych i zabudowy mieszkalnej. 

Ni ) w pyłach przeprowadzono metodą AAS po uprzedniej mineralizacji próbek mieszaniną 

Pył kwasów uliczny HNO i pył 3 , HClO z ekranów 4 w stosunku akustycznych 5:1. pobierano w 2006 r. dwukrotnie, tj. w okresie 

zimowo-wiosennym i letnim. Pył uliczny pobierano przez zmiatanie nawierzchni ulic nylonową 

szczotką. Pył z ekranów zmywano z określonej powierzchni elementów z PCV za pomocą 

zważonych WYNIKI uprzednio BADAŃ sączków I DYSKUSJA. laboratoryjnych. Udział Pobór procentowy pyłu opadowego różnych frakcji był uziarnienia wykonany 

jednokrotnie pyłu, dający w sezonie porównanie letnim w 2006, tym w zakresie czasie okresu sześćdziesięciodniowej zimowo-wiosennego ekspozycji. z okresem letnim 

Powietrznie suchy pył uliczny poddano frakcjonowaniu na sitach o średnicy oczek 1; 

0,5; 0,25; przedstawiono 0,1; 0,063 graficznie mm. Oznaczenie Rys. 1. całkowitej zawartości metali ciężkich (Zn, Cd, Pb, Cu, 

Ni) w pyłach Stwierdzono, przeprowadzono że zarówno metodą w AAS okresie po zimowo-wiosennym, uprzedniej mineralizacji jak i w próbek okresie mieszaniną letnim w 

kwasów HNO 3 

, HClO 4 

w stosunku 5:1. 

ogólnej masie pyłu przeważają frakcje średnie o uziarnieniu 0,5–0,1 mm, co klasyfikuje 

badany WYNIKI pył BADAŃ uliczny I jako DYSKUSJA. pył średni o Udział rozdrobnieniu procentowy makroskopowym różnych frakcji (tab. uziarnienia 1). pyłu, dający 

porównanie w tym zakresie okresu zimowo-wiosennego z okresem letnim przedstawiono 

graficznie 

Tabela 1. Średni 

na rysunku 

udział 

1. 

procentowy frakcji uziarnienia w pyle całkowitym 

Stwierdzono, że zarówno w okresie zimowo-wiosennym, jak i w okresie letnim w ogólnej 

masie pyłu przeważają frakcje średnie o uziarnieniu 0,5–0,1 mm, co klasyfikuje badany 

Nr. 

Frakcje uziarnienia [mm ] 

pył uliczny jako poboru pył średni 

1 ÷ 0. 

o rozdrobnieniu 

0. ÷ 0.2 0.2 

makroskopowym 

÷ 0.1 0.1 ÷ 0.063 

(tab. 1). 

< 0.063 

I pobór 18,67% 39,48% 30,95% 9,10% 1,81% 

I pobór 11,99% 31,09% 35,24% 7,88% 13,80% 

Tabela 1. Średni udział procentowy frakcji uziarnienia w pyle całkowitym 

Frakcje uziarnienia [mm ] 

Nr poboru 

1 ÷ 0,5 0,5 ÷ 0,25 0,25 ÷ 0,1 0,1 ÷ 0,063 < 0,063 

I pobór 18,67% 39,48% 30,95% 9,10% 1,81% 

I pobór 11,99% redni udzia 31,09% frakcji uziarnienia 35,24% w pyle 7,88% cakowitym 13,80% 

45,00% 

40,00% 

35,00% 

30,00% 

25,00% 

20,00% 

15,00% 

10,00% 

5,00% 

0,00% 

1 ÷ 0,5 0,5 ÷ 0,25 0,25 ÷ 0,1 0,1 ÷ 0,063 < 0,063 

Serie1 

Serie2 

Rys. 1. Rys. Średni 1. Średni udział udział frakcji frakcji uziarnienia uziarnienia w pyle w całkowitym pyle całkowitym 

Wyraźne różnice udziału procentowego frakcji najgrubszej i najdrobniejszej w obu badanych 

sezonach Wyraźne wykazują różnice wpływ udziału sposobu procentowego użytkowania frakcji drogi oraz najgrubszej warunków i pogodowych najdrobniejszej na 

uziarnienie 

w obu 

pyłu 

badanych 

zalegającego 

sezonach 

na 

wykazują 

jezdni. Zimą 

wpływ 

obserwuje 

sposobu użytkowania 

się znacznie 

drogi 

większy 

oraz 

udział 

warunków 

ziaren 

grubych, latem natomiast zdecydowanie zwiększa się liczba ziaren drobnych. 

Zdecydowanie pogodowych na większa uziarnienie zawartość pyłu zalegającego ziaren najgrubszych jezdni. w Zimą ogólnej obserwuje masie pyłu się występuje znacznie 

prawdopodobnie dlatego, że w okresie zimowym drogi posypywane są gruboziarnistym piachem. 

Ponadto w obecności wilgoci pyły drobne łączą się ze sobą, tworząc duże konglomeraty, 

zmniejszając tym samym swój udział w najdrobniejszych frakcjach. Podczas roztopów 

74


dochodzi także do spłukiwania z jezdni drobnych frakcji pyłu przez spływy powierzchniowe. 

W okresie letnim jest przeprowadzane mechaniczne czyszczenie ulic, a konstrukcja urządzeń 

zamiatających i technologia oczyszczania jezdni pozwala na dokładne zebranie jedynie 

frakcji grubych. Te warunki powodują, że wyniki analiz uziarnienia z obu okresów różnią 

się między sobą, wykazując wyraźny wzrost udziału ziaren najdrobniejszych i zmniejszenie 

udziału ziaren grubych w sezonie letnim w porównaniu do udziału zimowego. 

W zależności od stopnia rozdrobnienia pyłu ulicznego zauważa się wyraźne różnice w 

poziomie stężeń metali ciężkich (tab. 2). Generalnie w obu sezonach wyższe wartości obserwowane 

były w najdrobniejszych frakcjach pyłu, które uznawane są za frakcje o najsilniejszych 

zdolnościach sorpcyjnych w stosunku do metali. W pyle niefrakcjonowanym różnice 

w poziomie stężeń metali zaznaczają się wyraźnie w zależności od sezonu badawczego. 

W porze zimowej wszystkie metale wykazywały wyższe stężenia w porównaniu do pory letniej. 

Powyższe obserwacje wskazują na bezpośredni związek między zawartością metali w 

pyle ulicznym a zwiększonym udziałem procentowym frakcji o najmniejszym uziarnieniu, na 

co z kolei mają wpływ warunki atmosferyczne i sposób użytkowania drogi. 

Tabela 2. Średnie stężenia metali w pyłach 

Metal 

Pb 

Zn 

Ni 

Cu 

Cd 

Pobór 

Stężenie metali w pyłach [mg·kg -1 s.m.] 

pył uliczny frakcja < 0,063 pył z ekranów pył opadowy 

I 19,26 94,58 802,06 

II 43,33 69,01 270,10 34,94 

I 307,09 1103,13 3886,56 

II 453,88 415,48 5162,37 549,60 

I 12,78 41,43 195,41 

II 16,35 23,74 161,99 23,68 

I 70,07 220,65 382,22 

II 92,37 124,00 385,07 98,71 

I 2,50 3,50 32,34 

II 3,31 3,52 15,56 2,65 

W pyłach zebranych z ekranów akustycznych (tab. 2) stężenia metali wykazywały szerokie 

zakresy, ale generalnie poziom stężeń był zdecydowanie wyższy od poziomu wartości 

uzyskanych dla całkowitego pyłu ulicznego, a także dla najdrobniejszej badanej frakcji 

uziarnienia pyłu. Prawdopodobnie w wyniku resuspensji pyłu ulicznego na powierzchni 

ekranów osadzają się najmniejsze cząstki pyłu, zawierające największe ilości skumulowanych 

metali. 

Różnice wartości stężeń metali ciężkich z ekranów obserwowano również w zależności 

od sezonu pomiarowego. Tak jak poprzednio wyższe wartości stężeń stwierdzono dla pyłów 

zebranych w sezonie zimowo-wiosennym, w którym emisja spalin i pyłów do środowiska 

jest znacznie zwiększona. 

Duże różnice w ilości nagromadzonego pyłu na powierzchni ekranów, obserwowane 

szczególnie w okresie roztopowym, mogą być spowodowane również złą kondycją 

drogi. W licznych zagłębieniach i powstałych po zimie dziurach w nawierzchni gromadzą 

się duże ilości pyłu, co po licznych w tym okresie opadach atmosferycznych powoduje 

tworzenie się kałuż rozpryskiwanych przez jadące pojazdy aż na powierzchnię ekranów. 

Ekrany stanowią zatem swoistą zaporę dla znacznej ilości pyłów emitowanych bezpośrednio 

z trasy. 

75


Wyniki badań pyłu opadowego zebrane w punktach zlokalizowanych bezpośrednio za 

ekranami potwierdzają to spostrzeżenie. Stężenia metali w pyle opadowym są niższe niż w 

pyle zebranym bezpośrednio z ekranów. Wartości te rosną natomiast w przypadku stężeń 

metali w pyle opadowym z balkonów pobliskich mieszkań, co wskazywałoby na dodatkowe 

źródła emisji pyłu docierającego do mieszkań w postaci pyłów przemysłowych. 

WNIOSKI 

Powyższe spostrzeżenia wynikające z przeprowadzonych analiz prowadzą do następujących 

wniosków: 

1. Pod względem granulometrycznym pył uliczny zalegający na jezdni Trasy Toruńskiej 

jest pyłem o rozdrobnieniu makroskopowym, z przewagą ziaren średnich. 

2. Zmiana struktury uziarnienia pyłu ulicznego na korzyść ziaren drobnych w okresie letnim 

w porównaniu do okresu zimowo-wiosennego jest wynikiem warunków atmosferycznych 

i sposobu użytkowania drogi. 

3. Najdrobniejsza frakcja uziarnienia pyłu zawiera podwyższone stężenia metali ciężkich, 

szczególnie w okresie zimowym. 

4. Poziom stężeń metali ciężkich w pyle całkowitym uzależniony jest od udziału najdrobniejszej 

frakcji w ogólnej masie pyłu i wykazuje zmienność sezonową. 

5. Sposób użytkowania drogi ma istotny wpływ na stężenia metali ciężkich w pyle ulicznym 

6. Ekrany akustyczne zatrzymują znaczne ilości pyłu bardzo obciążonego metalami ciężkimi, 

stanowiąc dobre ograniczenie rozprzestrzeniania się pyłów poza główny ciąg komunikacyjny. 


Charlesworth S., Everett M., McCarthy R., Ordonez A., de Miguel E. 2003. Environmental International 

29:563–573. 

Clarke A.G., Chen J.M., Pitsangchand S., Bougar A. 1996. “Vehicular particulate emissions and 

roadside air pollution”, Sci. Total Environ., 198/190: 417–422. 

Rizzio E., Giaveri G., Arginelli D., Gini L., Profumo A., Gallorini M. 1999. “Trace elements total 

content and particle size distribution in the air particulate matter of a rural-residential area in 

north Italy investigated by neutron activation analysis”, Sci. Total Environ., 226: 47–56. 

Sezgin N., Ozcan H.K., Demir G., Nemlioglu S., Bayat C. 2004. “Determination of heavy metal 

concentrations in street dust in Istambul E-6 highway”, Environmental International 29: 

979–985. 

Zarząd Dróg Miejskich w Warszawie. 2005 (materiały udostępnione). 

INFLUENCE OF THE ACOUSTIC PANELS ON THE REDUCTION OF HEAVY METALS 

EMISSIONS FROM URBAN COMMUNICATION ROUTES. 

The object of the research was Trasa Toruńska Street in the part from roundabout to the 

bridge of Gen. Grot-Rowecki. T.T. is one of the major thoroughfares in Warsaw and also an 

important communication route, which connects various parts Poland. Due to its importance 

as a major thoroughfare it is heavily exploited. The maximum daily transit in both directions 

exceeds 80000 cars. The T.T. became due to its congestion bothersome for the people who 

live near. During rush hours the vehicles running trough T.T. are the source of pollutions 

emitted into the atmosphere. The pollutions directly influences on the health and the comfort 

76


of living of the people there. The main hazards to be health of the people are dusts containing 

toxic compounds including heavy metals. 

In order to limit the noise coming from T.T. all along the T.T. acoustic panels have been 

installed. Research carried out during this work have shown that acoustic panels also hinder 

the spread of heavy metals outside the T.T. 

The scientific materials was the dust taken from the surface of the street, acoustic panels 

and dust fall taken from T.T surroundings. The samples were taken twice during the period 

of winter – spring and during the summer. 

The carried out research included granulometric fractionizing the street dust, determination 

of the concentrations of heavy metals ( Cd, Zn, Cu, Ni, Pb ) in the total of the dust and 

smallest fraction and in the dust from acoustic panels and the dust fall. 

The observations have shown the relation of the quality of the dust and concentrations 

of heavy metals to the atmospheric conditions and to the way in which the street was used. 

The conclusion was also that the quantity of the dust prevented from spreading by the panels 

shows seasonal change. 

77


USING ANTHER CULTURE OF CARROT FOR SELECTION OF GENOTYPES 

RESISTANT TO TOXIC COPPER IONS* 

INTRODUCTION. Copper at low concentrations is an important element for plants but 

in higher doses becames toxic. This metal is involved in many physiological processes, especially 

chlorophyll synthesis and photosynthesis [Maksymiec 1997]. Due to its redox abilities 

it is a cofactor in many enzymatic reactions in cells. Nevertheless, redox-active metals 

(Cu and Fe) at higher concentrations catalyze the formation of harmful active oxygen species 

especially OH·, which induces oxidative damage of important macromolecules such as 

DNA, proteins and lipids [DeVos et al. 1989]. 

Copper content in soil depends, among others, on its mineral composition and organic 

substance content. Accumulation of Cu in the upper part of soil may disturb natural soil – 

plant balance and in extreme situations may permanently degrade the soil. Toxic concentrations 

of copper result from overfertilization, excessive use of copper-containing herbicides 

and pesticides, dumping of waste and municipal sewage and from industrial pollution. Also 

plants growing along an electric line are exposed to high copper concentrations. 

Copper binds strongly with proteins and accumulates in intercellular spaces, most often 

in roots. Although plants are relatively resistant to copper its high amounts disturb metabolism 

and inhibit their growth, development and yield. Copper excess mostly damages DNA, 

limits photosynthesis, chlorophyll synthesis and disturbs respiration [Shaw et al. 2004]. 

Since first embryos and haploid plants were obtain from anther in 1964 by Guha and 

Maheswari scientists have been interested in possibilities of obtaining haploid plants in anther 

cultures. Pollen (microspore)-derived haploid plants provide a rapid means of obtaining 

homozygous and homogenous lines of agriculturally important plants. 

Androgenesis is a tool to speed up breeding of many modern plant cultivars. This technique 

can be used in over 200 species, including tomato, rice, tobacco, barley, and geranium. 

It should be pointed out however, that haploids are a perfect material for basic genetic 

studies. Haploid systems were used in different genetic studies: to study quantitative features 

inheritance, genetic mapping, plant transformation, chromosomes and mutations [Bajaj 

1990]. In in vitro cultures there are spontaneous variations of many cell features which 

can be passed down to R 1 

plants and to subsequent generative generations. Treatment with 

mutagens may increase the number of these variations and selection of particular phenotypes 

allows to obtain quickly a wide range of variations of a given trait [Niemirowicz-Szczytt 

1989]. Mutation and transformation of androgenetic plant material cultured in the medium 

supplemented with particular toxins lead to the selection of resistant forms in a relatively 

short time. Using doubled haploid (DH) lines becomes more and more common and holds 

great promise for the future. 

To our knowledge there are few data in literature concerning the use of haploid cultures 

to select genotypes resistant to toxic environmental factors. They were used to select rice 

cultivars resistant to salinity [Lee et al., 2003]. 

Although, plants have evolved a variety of mechanisms for metal tolerance, species 

and cultivars vary widely in tolerance to heavy metals, and closely related genotypes can 

be valuable tools in studying the mechanism of toxicity or tolerance. High metal resistance 

is a disadvantage in plants used for consumption (especially roots vegetable) as the accumulated 

metal may enter food chain but they can be very useful in phytoremediation to free 

soil from toxic metals. 

* Prof. dr hab. Krystyna M. Janas, dr Katarzyna Szafrańska – Katedra Ekofizjologii i Rozwoju Roślin, 

Uniwersytet Łódzki; dr hab. Krystyna Górecka, mgr Urszula Kowalska, dr Ryszard Górecki 

– Instytut Warzywnictwa, Pracownia Biotechnologii w Skierniewicach. 

78


The experiments were conducted on in vitro carrot (Daucus carrota L.) rosettes regenerated 

from anther cultures on the medium supplemented with different concentrations of 

copper ions. The material obtained by androgenesis allows more precise selection, quicker 

achievement of the desired effect and identification of extreme genotypes. 

Carrot can accumulate a large amount of different metals and organic substances so 

we think that it can be used not only as food but also in phytoremediation. 

The main aim of our study was answer the question if carrot rosettes obtained from androgenic 

embryos can be used to select cultivars with different tolerance to Cu 2+ -induced stress. 

The present study was designed to evaluate the effect of different Cu 2+ concentrations on callus, 

secondary embryo formation and on carrot rosette regeneration in two genotypes of carrot. 

PLANT MATERIAL. Microspore donor plants of Daucus carrota L. cvs. Narbonne and Feria 

were grown in a greenhouse and detailed description of another culture procedure was previously 

given by Górecka et al. [2005]. The anther cultures were kept in darkness at the temperature 

of 27 °C. After emerging of the embryos, the cultures were transferred to continuous 

light and constant temperature. When the embryos become green they were transferred onto 

the regeneration medium, B5 [Gamborg et al. 1968]. Copper was added to the medium in the 

form of CuSO 4 

· 5 H 2 

O at concentrations: 1 μM, 10 μM, 100 μM Cu 2+ concentration in the control 

medium was 0.1 μM and pH was set at 5.6. Embryos were incubated under light (30 μmol 

m -2 ·s -1 , 20 °C, photoperiod 16/8) for 9 and 15 weeks. During the passages, which were carried 

out 2 times after 9 and 15 weeks the regenerated structures were counted and classified. 

RESULTS AND DISCUSSION. After 9 weeks of culture in cv. Feria the regeneration of 

normal rossets (sum of rossets with and without roots) was stimulated in cv. Feria by 1 µM 

Cu 2+ but inhibited by higher concentrations while in cv. Narbonne all metal concentrations 

stimulated formation of normal rossets. However, after longer exposure (15 weeks), the 

number of normal rossets decreased in both genotypes (Tab. 1). 

Cu 2+ at concentrations higher than in control medium (0.1 µM) inhibited the formation of normal 

rooted roosets in both of genotypes. However, normal non-rooted rossets in cv. Narbonne 

were stimulated after 9 weeks but its were inhibited after 15 weeks of cultivation (Tab. 1). 

In cv. Feria formation of secondary embryos was inhibited at all Cu 2+ concentrations. 

While in cv. Narbonne it was stimulated by 9 week exposure to 1 and 10 µM Cu 2+ , in the 

other experimental variants formation of secondary embryos was inhibited (Tab. 2). 

Table 1. Effect of Cu 2+ on the numbers of normal rooted and non-rooted carrot rossets cvs. Feria 

and Narbonne after 9- nd 15-week cultivation on B5 medium [Gamborg et al. 1968]. 

Data represent the number of rosettes formed from one embryo. Mean values of two 

experiments with 8 determinations each. Control (C) – 0.1 µM of Cu 2+ . 

Concentra 

tion Cu +2 

[μM] 

No. of non-rooted 

rossets cv. Feria 

No. of rooted rossets 

cv. Feria 

No. of non-rooted 

rossets cv. Narbonne 

No. of rooted rossets 

cv. Narbonne 

9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 

C, 0.1 1.1a* 0a* 4.9a* 11.5a* 4.0a * 3.9a * 0.0a* 4.8a* 

Cu, 1 4.3a 0a 3.0a 4.3a 6.9a 0.6a 0.0a 1.5a 

Cu, 10 2.0a 0a 1.6a 4.0a 9.1a 1.0a 0.0a 0a 

Cu, 100 3.0a 0a 0.6a 4.9a 6.8a 0.9a 0.0a 0.25a 

Asterisks (*) indicate the results obtained from Cu 2+ -treated carrot cultures that significantly differ from 

the corresponding control values at p ≤0.05. 

79


Callus formation was stimulated in cv. Feria after 15 weeks of cultivation in presence of 

Cu 2+ . However, in cv. Narbonne callus was not observed at 1 μM Cu but in the presence of 

10 and 100 μM the amounts of calluses were similar as in the control (Tab. 2). 

Table 2. Effect of Cu2 + on the numbers of secondary embryos and calluses obtained from androgenic 

embryos of carrot cvs. Feria and Narbonne after 9- and 15-week cultivation 

on B5 medium [Gamborg et al. 1968]. The data represent the number of rosettes 

formed from one embryo. Mean values of two experiments with 8 determinations each. 

Control (C ) – 0.1 µM of Cu 2+ . 

Concentration 

Cu +2 

[μM] 

No. of secondary 

embryos cv. Feria 

No. of calluses 

cv. Feria 

No. of secondary 

embryos cv. Narbonne 

No. of calluses 

cv. Narbonne 

9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 9 weeks 15 weeks 

C, 0.1 4.8a* 0.0a* 0.0a* 0.0a* 0.5a * 0.9a* 0.3a* 0.6a* 

Cu, 1 1.9a 0.0a 0.0a 2.1a 1.9b 0.0a 0.0a 0.1a 

Cu, 10 0.0a 0.0a 0.0a 1.6a 1.5b 0.0a 0.3a 0.5a 

Cu, 100 0.9a 0.0a 0.0a 1.6a 0.2a 0.2a 0.5a 2.9b 

Asterisks (*) indicate the results obtained from Cu 2+ -treated carrot cultures that significantly differ from 

the corresponding control values at p ≤0.05. 

These results reavealed that Cu 2+ -stress caused changes in plants regeneration of androgenetic 

embryos of two genotypes of carrot. 

Although, the number of plants obtained from embryos in the control cv. Feria was higher 

than in cv. Narbonne the amount of regenerated normal rossets as well presence of secondary 

embryos in Cu 2+ -treated cv. Narbonne were higher than in cv. Feria. It is known that 

there are significant differences in the efficiency of androgenesis not only between species 

and cultivars but also between individual plants; similar tendency was observed in carrot 

cultivars [Górecka et al. 2005]. 

We suggest that cv. Narbonne is more tolerant to Cu 2+ than cv. Feria. However, additional 

tests are necessary to confirm this hypothesis. As Purnhauser and Gyulai [1993] suggest 

these contrasting effects of Cu 2+ on plant regeneration may be due to genotypic differences. 

Further analyses are essential to understand better the role of Cu 2+ on plant regeneration of 

androgenic embryos and to elucite nature of differences between genotypes. 

REFERENCES 

Bajaj Y.P.S. 1990. In vitro production of haploids and their use in cell genetics and plant 

breeding. W: Bajaj Y.P.S. (red.) Biotechnology in griculture and Forestry. Springer Verlag, Berlin. 

12:3–44. 

DeVos C.H., Schat H., Vooijs R., Ernst W.H.O. 1989. Cd induced damage to permeability 

barrier in roots of Silene cucubalus. J. Plant Physiol. 135: 164–169. 

Gamborg O.L., Miller R.A., Ojima K. 1968. Nutrient requirements of suspensions culture of 

soybean root cells. Exp. Cell Res. 50:151–158. 

Górecka K., Krzyżanowska D., Górecki R. 2005. The influence of several factors on the 

efficiency of androgenesis in carrot. J. Appl. Genet. 46:265–269. 

Lee S.Y., Lee J.H., Kwon T.O. 2003. Selection of salt-tolerant doubled haploids in rice anther 

culture. Plant, Cell, Tissue and Organ Culture 74:143–149. 

80


Maksymiec W. 1997. Effect of copper on cellular processes in higher plants. Photosynthetica 

34:321–3429. 

Niemirowicz-Szczytt K. 1989. Otrzymywanie i zastosowanie haploidów. W: S. Malepszy, K. 

Niemirowicz-Szczytt, Z. Przybecki (red.) Biotechnologia w genetyce i hodowli roślin. PWN Warszawa. 

Purnhauser L., Gyulai G. 1993. Effect of copper on shoot and root regeneration in wheat, 

triticale, rape and tabacco tissue cultures. Plant Cell Tiss. Org. Cult. 35:131–139. 

Shaw B.P., Sahu S.K., Mishra R.K. 2004. Heavy metal induced oxidative damage in 

terrestrial plants. W: MNV Prasad (wyd.) Heavy metal stress in plants. From Biomolecules to 

Ecosystems. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. 

Praca została sfinansowana ze środków Mnisterstwa Szkolnictwa Wyższego na lata 2006–2009 

jako projekt badawczy No. N305 040 31/1576. 

UŻYCIE KULTUR ANDROGENICZNYCH MARCHWI DO SELEKCJI ODMIAN 

TOLERANCYJNYCH NA JONY MIEDZI 

Obecność ciężkich metali w środowisku jest poważnym problemem. Lista metali jest 

długa i obejmuje: rtęć, kadm, chrom, cynk, miedź i inne. Miedź (Cu) w niskich stężeniach 

jest ważnym elementem roślin, ale w stężeniach wysokich działa toksycznie. Akumulacja 

Cu w górnej warstwie gleby zaburza naturalną równowagę gleba–roślina, a w ekstremalnych 

sytuacjach może permanentnie degradować glebę. Androgeneza jest narzędziem do 

przyśpieszenia hodowli nowoczesnych odmian wielu gatunków roślin. Materiał uzyskany 

metodą androgenezy pozwala na precyzyjniejszą selekcję, szybsze osiąganie założonego 

efektu i identyfikację ekstremalnych genotypów. W roślinach występują różne mechanizmy 

tolerancji. Gatunki i odmiany różnie tolerują metale ciężkie, dlatego odpowiednie genotypy 

mogą być cennym narzędziem w badaniu mechanizmu zarówno toksyczności, jak i tolerancji. 

Celem badań, których czynniki zaprezentowano w publikacji była odpowiedź na pytanie, 

czy rozety marchwi mogą być użyte do selekcji genotypów odpornych na Cu 2+ . Doświadczenia 

prowadzono na cennych genotypach marchwi odmian Feria i Narbonne uzyskanych 

z androgennych zarodków marchwi rosnących przez dłuższy czas w obecności Cu 2+ . Obserwowane 

różnice we wzroście zregenerowanego materiału i powstawaniu korzeni, kalusów 

oraz pojawianiu się wtórnych zarodków między genotypami zależały od stężenia Cu 2+ 

oraz genotypu rośliny. 

81


WYBRANE WŁAŚCIWOŚCI ODPADÓW POWĘGLOWYCH KWK „SZCZYGŁOWICE” 

W ASPEKCIE MOŻLIWOŚCI ICH REKULTYWACJI I ZAGOSPODAROWANIA 

PRZYRODNICZEGO* 

WPROWADZENIE. Zarówno koncentracja przemysłu wydobywczego na Śląsku, jak i 

to, że węgiel kamienny stanowi podstawowe paliwo energetyczne w kraju, sprawia, że ilość 

odpadów wytwarzanych przez sektor wydobywczy będzie nadal głównym i dominującym 

strumieniem odpadów przemysłowych w tym regionie [Boroń i Klatka 1999]. W wyniku wieloletniej 

działalności górniczej w krajobrazie pogórniczym powstały regularne bryły zwałowisk 

o bardzo dużej objętości. Wymagają one aktualnie przedsięwzięć zmierzających, jeśli 

nie do usunięcia tych zwałowisk, to przynajmniej do złagodzenia ujemnych skutków wywołanych 

ich istnieniem. 

Kopalnia Węgla Kamiennego ,,Szczygłowice’’ jest położona w południowo-zachodniej 

części województwa śląskiego, w odległości około 12 km od Knurowa [Klatka i Boroń 2001]. 

Działalność kopalni polega na wydobywaniu i przeróbce mechanicznej węgla kamiennego, 

prowadzeniu prac likwidacyjnych i zabezpieczających pod ziemią i na powierzchni, wykonywaniu 

robót remontowych zabezpieczających urządzenia technologiczne oraz prowadzeniu 

prac rekultywacyjnych terenów zdegradowanych [Rosik i in 1999]. Eksploatacja złoża prowadzona 

jest systemem ścianowym na zawał. Odpady z wydobywania kopalin po wydobyciu 

na powierzchnię są transportowane i składowane na zwałowiska. Wśród nich dominują 

odpady powstające przy poszukiwaniu i wydobywaniu kopalin – kod 010102 oraz odpady 

z flotacyjnego wzbogacania węgla – kod 010481. Stanowią one największą ilościowo grupę 

spośród wszystkich odpadów deponowanych na zwałowiskach kopalni. W ich składzie 

dominują głównie iłowce, w mniejszej ilości występują w nich mułowce i piaskowce karbońskie 

[GIG 2006]. 

Celem pracy była analiza wybranych właściwości odpadów powęglowych Kopalni Węgla 

Kamiennego „Szczygłowice” w aspekcie możliwości ich rekultywacji i zagospodarowania 

przyrodniczego. 

MATERIAŁY I METODY BADAŃ. Badania prowadzono na czterech obszarach zwałowisk 

pogórniczych, o łącznej powierzchni ok. 150 ha. Obszar „Korfanty”, o powierzchni 41 

ha, jest położony na południe od ulicy Lignozy w Szczygłowicach. Granice obszaru stanowią 

od zachodu koryto rzeki Bierawki, od wschodu linia równoległa do ul. Zwycięstwa, a od 

południa nasyp kolejowy. Kolejny z badanych terenów – „Bierawka” (29 ha) jest położony 

na południe od ulicy Lignozy i graniczy z zachodu z ulicą Wieczorka, a od wschodu z korytem 

rzeki Bierawki. Obszar „Jagielnia” posiada powierzchnię ok. 72 ha i stanowi go nasyp z 

materiałów pogórniczych wzdłuż koryta Bierawki. Ostatni z badanych terenów, o najmniejszej 

powierzchni (ok. 8 ha), jest położony w starej dolinie potoku Wilcza, w bezpośrednim 

sąsiedztwie osiedla mieszkaniowego i terenu ogródków działkowych. 

Tereny objęte w przyszłości pracami rekultywacyjnymi stanowiły uprzednio obszary rolnicze 

i z tego powodu podlegają Ustawie o ochronie gruntów rolnych i leśnych, stanowiącej 

zasadniczą podstawę prawną prac rekultywacyjnych. W ramach prowadzonych prac rekultywacyjnych 

zaprojektowano pokrycie skarp i wierzchowiny nasypów warstwą próchniczną, 

zdjętą z terenów przeznaczonych pod niwelację, wysiew roślinności zielnej oraz sadzenie 

drzew i krzewów na skarpach i wierzchowinie. 

W ramach badań terenowych po wstępnym rozpoznaniu pobrano 16 próbek materiału 

do badań laboratoryjnych. W laboratorium oznaczono odczyn w 1 n KCl i H 2 

O, prze- 

* Dr inż. Sławomir Klatka, prof. zw dr hab. inż. Krzysztof Boroń, dr inż. Marek Ryczek – Katedra 

Rekultywacji Gleb i Ochrony Torfowisk, Akademia Rolnicza w Krakowie. 

82


wodnictwo elektrolityczne, współczynniki filtracji oraz zawartość wybranych metali ciężkich. 

Odczyn oznaczono metodą potencjometryczną. Wartości pH i pH H2 

oznaczono w roztworach 

w stosunku 1:2,5 H 2 

O KCl 

O lub 1 n KCl. Przewodnictwo elektrolityczne właściwe wyznaczono 

metodą konduktometryczną, natomiast współczynniki filtracji metodą polową 

(zalewanych powierzchni), przy zastosowaniu cylindrów współosiowych. Wyniki badań zamieszczono 

w tabeli nr 1. 

Biorąc po uwagę zagrożenia dla środowiska przyrodniczego, które mogą być związane 

z podwyższoną zawartością metali ciężkich, w ramach badań oznaczono również zawartości: 

chromu (Cr), cynku (Zn), kadmu (Cd), miedzi (Cu), niklu (Ni) i ołowiu (Pb) – tabela 2. 

Oznaczenia te wykonano metodą ICP-AES za pomocą spektrometru emisyjnego ICP-AES 

JY-238 Ultrace. Uzyskane wyniki porównano z dopuszczalnymi stężeniami metali ciężkich 

określonymi w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie 

standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi oraz z naturalnymi zawartościami 

omawianych metali w glebach okolic Szczygłowic według Atlasu Geochemicznego Górnego 

Śląska [Lis i Pasieczna 1995]. 

WYNIKI BADAŃ. Przeprowadzone badania wykonano zgodnie z procedurami stosowanymi 

w ocenie gruntów podlegających rekultywacji i metodami standardowo stosowanymi 

w gleboznawstwie [Namiernik 1995]. Wyznaczone wartości pH H2 

zawierały się w przedziale 

6,88 do 8,70, wartości pH KCl 

O 

natomiast od 6,52 do 8,26. Ponieważ najbardziej korzystnym 

dla większości roślin uprawnych jest odczyn od słabo kwaśnego do obojętnego, można 

powiedzieć, że badany materiał charakteryzuje odczyn optymalny. Uzyskane wartości nie 

wskazują na degradację fizykochemiczną badanego materiału spowodowaną alkalizacją 

czy zakwaszaniem. 

Tabela 1. Odczyn, przewodnictwo elektrolityczne oraz współczynniki filtracji badanego materiału 

Badany 

obszar 

Nr punktu 

pomiarowego 

pH H2 O 

pH 1 n KCl 

Przewodnictwo 

eletrolityczne 

[mS⋅cm -1 ] 

Korfanty 1 6,88 6,52 0,90 

2 8,31 7,88 1,95 

3 8,70 7,99 0,45 

4 8,45 8,26 2,10 

Bierawka 5 7,60 7,48 0,70 

6 7,58 7,26 1,03 

7 8,44 7,61 0,80 

Jagielnia 8 8,64 7,52 1,50 

9 8,17 7,34 0,41 

10 8,63 7,92 0,55 

11 8,17 7,11 0,40 

12 7,22 7,16 0,40 

13 7,02 6,92 1,52 

14 8,51 7,91 0,41 

Wilcza 15 8,46 7,64 0,51 

16 7,47 7,21 0,85 

Współczynnik 

filtracji 

[m⋅s -1 ] 

3755 x 10 -7 

5273 x 10 -7 

3459 x 10 -7 

2961 x 10 -7 

Wyznaczone wartości przewodnictwa elektrolitycznego zawierały się w przedziale 0,40 

do 2,10 [mS⋅cm -1 ]. W punktach pomiarowych nr 2, nr 4 dla obszaru „Korfanty” oraz dla 

83


punktu nr 6 – obszar „Bierawka” i punktu nr 8, 12 – obszar Jagielnia wartości przewodnictwa 

elektrolitycznego przekroczyły wartości uznawane za krytyczne dla gleb nienawadnianych. 

Przekroczenie tych wartości może być związane z tym, że pobrane próby nie były 

przemyte i zwietrzałe i zawierały duże ilości chlorków. Wyznaczone wartości współczynników 

filtracji wynosiły 2961x10 -7 do 5273x10 -7 m⋅s -1 , a więc mieściły się w zakresie typowym 

dla skał od bardzo dobrej do średniej przepuszczalności. Współczynnik filtracji zmienia się 

wraz z głębokością i stopniem zagęszczenia. Uzyskane wyniki wskazują na brak kolmatacji 

w wierzchnich warstwach. 

Zawartość chromu w badanym materiale wynosiła średnio 9,96 mg⋅kg -1 (Tab. 2). Wartość 

najniższą zanotowano w pkt. 4 (obszar Korfanty), najwyższą zaś w pkt. 16 (obszar Wilcza). 

Zawartość cynku zawierała się w przedziale 43,55–202,50 mg⋅kg -1 , wynosząc średnio 89,10 

mg⋅kg -1 . Zarówno najniższą jak i najwyższą zawartość cynku zanotowano na obszarze „Jagielnia”. 

Wśród badanego materiału zawartość ołowiu wynosiła średnio ok. 32 mg⋅kg -1 . Wartość 

najniższą stwierdzono na obiekcie „Korfanty”, najwyższą zaś na obiekcie „Jagielnia”. 

Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w badanym materiale 

Badany 

obszar 

Nr punktu 

pomiarowego 

Cr Zn Pb Cu Cd Ni 

[mg⋅kg -1 ] 

Korfanty 1 7,50 96,00 45,50 41,45 0,05 37,95 

2 13,35 90,00 32,30 39,00 0,06 32,15 

3 11,35 135,50 29,80 47,70 0,11 46,25 

4 5,50 52,00 16,40 29,20 0,16 30,10 

Średnia 10,15 100,50 36,52 52,20 0,10 38,20 

Bierawka 5 9,40 131,00 40,50 66,00 0,08 39,50 

6 10,60 95,50 38,55 40,65 0,12 35,20 

7 10,45 75,00 30,50 49,95 0,11 39,90 

Średnia 10,15 100,50 36,52 52,20 0,10 38,20 

Jagielnia 8 6,40 73,50 29,85 38,05 0,11 27,70 

9 9,70 50,50 18,90 33,75 0,07 30,85 

10 13,50 68,00 32,00 35,30 0,08 35,95 

11 6,65 202,50 66,00 75,50 0,14 33,60 

12 12,70 43,55 18,50 32,10 0,11 33,75 

13 7,60 66,50 32,90 67,50 0,05 60,00 

14 8,75 111,50 27,80 37,55 0,07 30,15 

Średnia 9,68 73,85 26,40 45,72 0,08 41,30 

Wilcza 15 10,95 70,00 31,30 36,55 0,06 37,00 

16 15,00 65,50 31,20 63,00 0,08 61,50 

Średnia 12,98 67,75 31,25 49,78 0,07 49,25 

Zawartość miedzi wynosiła średnio ok. 46 mg⋅kg -1 . Najniższa i najwyższa zawartość 

miedzi jest analogiczna jak zawartość ołowiu. Oznaczona zawartość kadmu w badanych 

próbach zawierała się w przedziale 0,05–0,16 mg⋅kg -1 (obszar „Korfanty”), średnia zawartość 

dla wszystkich obiektów wynosi 0,09 mg⋅kg -1 . Nikiel występował średnio w badanym 

materiale na poziomie 38,22 mg⋅kg -1 . Wartość najwyższą stwierdzono na obiekcie 

„Wilcza”. Występujące różnice mogą wynikać z różnych miejsc pochodzenia podziemnego 

materiału zdeponowanego na terenach rekultywacyjnych i z naturalnej zawartości 

danych metali. 

84


W celu pełnej analizy uzyskanych wyników badań porównano je ze średnimi wartościami 

zawartości metali ciężkich w glebach okolic Szczygłowic [Lis i Pasieczna 1995] i ze standardami 

jakości gleby oraz standardami jakości ziemi określonymi dla grupy „B” w rozporządzeniu 

Ministra Środowiska [2002]. Dopuszczalne wartości stężeń przyjęto dla poziomu 

0,3–15 m ppt, przyjmując wartości współczynnika filtracji na poziomie do 10 -7 m⋅s -1 . 

Tabela 3. Porównanie średnich zawartości metali ciężkich w badanym materiale z orientacyjnymi 

wartościami dla gleb okolic Kopalni Szczygłowice według Lis i Pasiecznej [1995] i 

wartościami granicznymi określonymi w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002]. 

Metal 

Średnia zawartość 

w badanym materiale 

[mg⋅kg -1 ] 

Orientacyjne zawartości 

w glebach okolic Szczygłowi 

wg Lis i Pasieczna [1995] 

Dopuszczalne wartości stężeń 

metali ciężkich dla grupy „B” 

wg. rozporządzenia MŚ[2002] 

Ołów (Pb) 32,63 25–50 100 

Cynk (Zn) 89,16 50–100 350 

Miedź (Cu) 45,83 10–20 100 

Nikiel (Ni) 38,22 < 5 50 

Kadm (Cd) 0,09 1–2 5 

Chrom (Cr) 9,96 < 5 150 

Analiza uzyskanych wyników pozwala na stwierdzenie, że badany materiał charakteryzuje 

porównywalna zawartość metali ciężkich do zawartości w glebach okolic kopalni. Zawartość 

żadnego z badanych metali nie przekracza orientacyjnych wartości granicznych 

określonych przez Lis i Pasieczną [1995]. Wyznaczone maksymalne wartości są znacznie 

poniżej wartości dopuszczalnych określonych dla grupy „B” w rozporządzeniu Ministra Środowiska 

[2002]. Stwierdzono, że wyznaczone średnie zawartości chromu, cynku, ołowiu i 

kadmu nie przekraczają nawet wartości dopuszczalnych określonych dla grupy „A”, czyli dla 

nieruchomości gruntowych wchodzących w skład obszaru poddanego ochronie. 

WNIOSKI. Wyniki uzyskane z przeprowadzonych badań oraz ich analiza pozwoliły na 

sformułowanie następujących wniosków: 

1. Wyznaczone wartości pH na wszystkich badanych obszarach są zbliżone do siebie. 

Średnia wartość pH w wodzie wynosiła 8,05. Jest to odczyn korzystny dla większości 

roślin uprawnych. Uzyskane wyniki nie wskazują na degradację chemiczną spowodowaną 

alkalizacją czy zakwaszaniem. Przewodnictwo elektrolityczne osiągało maksymalnie 

w badanym materiale wartości 2,10 [mS⋅cm -1 ]. Jest to wartość przekraczająca 

dopuszczalne normy dla większości roślin. 

2. Zawartość analizowanych metali ciężkich nie stanowi istotnego zagrożenia dla środowiska 

przyrodniczego. Porównanie uzyskanych wyników z dopuszczalnymi wartościami 

stężeń metali ciężkich podanymi w standardach jakości gleby oraz standardami jakości 

ziemi (grupa B) wskazuje, że są one znacznie poniżej wartości dopuszczalnych. Wyznaczone 

średnie zawartości chromu, cynku, ołowiu, i kadmu nie przekraczają nawet 

norm określonych dla grupy „A”. Uzyskane wartości stężenia metali ciężkich są także 

porównywalne z wartościami interpolowanymi dla gleb okolic Szczygłowic. 

3. Badany materiał odpadowy może być wykorzystywany jako podłoże dla roślin przy rekultywacji 

i zagospodarowaniu przyrodniczym. Ograniczenie w rozwoju roślin może stanowić 

zasolenie. Nadmierna koncentracja soli może oddziaływać również na środowisko 

gruntowo-wodne. Zdolności glebotwórcze badanego materiału powinny być jednak 

dodatkowo wspomagane na etapie rekultywacji przez stosowanie odpowiednich dodatków 

ulepszających (np. humus, osady ściekowe, torf, itp.) oraz pełnej agrotechniki. 

85


PIŚMIENICTWO 

Boroń K., Klatka S. 1999. Evaluation of farmland degradation induced by coal mine activity. 10 th 

International Soli Conference, May 23–28, 1999, Purdue University, USA: 118–121. 

Główny Instytut Górnictwa. 2006. Badania możliwości wykorzystania odpadów poprodukcyjnych 

z KWK „Szczygłowice” jako kruszywa mineralnego pochodzącego z odzysku, do robót ziemnych, 

w pracach hydrotechnicznych, niwelacji i utwardzania powierzchni terenów oraz rekultywacji 

(maszynopis). 

Klatka S., Boroń K. 2001. Gospodarka wodna gleb terenu eksploatowanego przez KWK „Szczygłowice”. 

Zesz. Nauk. AR w Krakowie, ser. Inż. Środowiska, z. 21. 

Lis J., Pasieczna A. 1995. Atlas geochemiczny Górnego Śląska. Państwowy Instytut Geologiczny. 

Namiernik J., Łukasiak J., Jamrógiewicz Z. 1995. Pobieranie próbek środowiskowych do analizy. 

Wydawnictwo PWN, Warszawa. 

Rosik-Dulewska Cz., Wrona A., Gronet R. 1999. Przekształcenia użytkowania gruntów na obszarach 

górniczych KWK „Knurów” i KWK „Szczygłowice”. Archiwum Ochrony Środowiska. 

Vol. 25, 4. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości 

gleby oraz standardów jakości ziemi (DzU z 2002 r. nr 165, poz,1359. 

CHOSEN PROPERTIES OF POST MINING WASTES OF THE SZCZYGŁOWICE COAL 

MINE TAKING INTO ACCOUNT POSSIBILITIES OF THEIR RECLAMATION AND NATU- 

RAL MANAGEMENT 

In the work the analysis of chosen properties of post mining wastes from the Szczygłowice 

Coal Mine taking into account possibility of their reclamation and natural management. The 

physico-chemical properties and content of heavy metals in wastes were carried out. Based 

upon obtained results it was stated that content of heavy metals in investigated material 

does not threat natural environment. Maximum content of heavy metals does not exceed 

the obligatory standards. The only limit in use of investigated wastes in reclamation may 

by salinity. Biological reclamation of these areas requires improvement of ground by use of 

proper additions and agrotechnics. 

86


Stałe i gazowe produkty uzyskane w procesie plazmowego 

przekształcania odpadów* 

Wprowadzenie. Fakt członkostwa Polski w Unii Europejskiej i podjęcie zobowiązań 

wynikających z przyjętych aktów prawnych spowoduje ekspansję termicznych procesów 

przeróbki odpadów co będzie powiązane ze zwiększeniem ilości stałych pozostałości 

po tych procesach. Prawidłowo realizowane procesy termiczne powinny zapewniać odpowiedni 

stopień przetworzenia odpadów, wyrażony np. jako całkowita zawartość węgla organicznego 

w żużlach i popiołach paleniskowych, nieprzekraczająca 3%, lub udział części 

palnych w żużlach i popiołach paleniskowych, nieprzekraczający 5% [Rozporządzenie ... 

2002]. Stosowane w zakładach unieszkodliwiania odpadów technologie niekiedy nie zapewniają 

wymaganego stopnia przetworzenia. Składowanie nieprzetworzonych żużli i popiołów 

jest powiązane z wypłukiwaniem – szczególnie przy niskich wartościach pH – substancji 

toksycznych [Adamczyk 2004]. Stosowane sposoby zestalania odpadów nie zawsze 

czynią je bezpiecznymi dla środowiska, a poza tym powodują zwiększenie ich objętości. 

Lepsze efekty daje zastosowanie procesu witryfikacji, który pozwala osiągnąć dużą redukcję 

objętości odpadów, zniszczenie komponentów organicznych oraz wbudowanie metali 

ciężkich w amorficzną strukturę [Haugsten 2000, Cedzyńska 1999, Chu 2006]. 

Wstępne badania plazmowego przekształcania żużli otrzymanych w procesie unieszkodliwiania 

odpadów medycznych przeprowadzone w Instytucie Inżynierii Środowiska 

Politechniki Częstochowskiej wykazały konieczność realizacji tego procesu w atmosferze 

argonowo-tlenowej. Prowadzenie procesu bez wprowadzania tlenu w strefę reakcji reaktora 

plazmowego nie powodowało uzyskania jednolitej stopionej bryły, a otrzymane produkty 

wykazywały strukturę ziarnistą. 

Substraty i metodyka badań. W trakcie badań przekształcano żużel pochodzący 

z procesu unieszkodliwiania odpadów medycznych technologią Purotherm Pyrolise. 

Żużel miał ciemnoszarą barwą, niejednolite uziarnienie, zawierał niedopalone ampułki, 

igły, skalpele i resztki bandaży. Przeprowadzona analiza fizyko-chemiczna substratu 

wykazała znaczny udział części palnych (nawet do 40%), dużą zawartość węgla całkowitego 

(średnio 17%) oraz znaczną zawartość metali ciężkich. Oznaczone stężenia metali 

ciężkich wynosiły: Cr – 5325,63 mg·kg -1 , Ni – 3098,7 mg·kg -1 , Fe – 32574,63 mg·kg -1 , 

Cu – 11886, mg·kg -1 , Pb – 328,44 mg·kg -1 , Cd – 48,17 mg·kg -1 , Zn – 4472,61 mg·kg -1 . 

Badania realizowano na stanowisku badawczym, którego głównym elementem jest piec 

plazmowy. Proces plazmowej witryfikacji prowadzono w warunkach dynamicznych, wykorzystując 

system ciągłego podawania materiału. W systemie tym unieszkodliwiano odpowiednio 

przygotowany żużel, który przed rozpoczęciem procesu umieszczano w zasobniku 

podajnika ślimakowego. Po uruchomieniu palnika plazmowego i ustawieniu wszystkich parametrów 

pracy reaktora żużel podawano do tygla grafitowego ustawionego w komorze reaktora. 

W trakcie realizacji procesu do komory pieca plazmowego wprowadzano tlen. 

Wyniki badań. W efekcie przeprowadzonych prób otrzymano stałe produkty poprocesowe 

– witryfikaty oraz produkty gazowe. 

Właściwości uzyskanych witryfikatów. Witryfikaty uzyskane podczas prób witryfikacji 

przy założonych parametrach pracy pieca plazmowego przedstawiono na rysunku 1. 

* Dr inż. Katarzyna Wystalska, prof. dr hab. inż. January Bień – Instytut Inżynierii Środowiska 

w Częstochowie. 

87


Rys. 1. Witryfikaty uzyskane podczas realizacji procesu plazmowego przekształcania żużli 

w warunkach dynamicznych 

Wytworzone witryfikaty stanowiły zwartą, jednolitą bryłę, o „satynowym” połysku zarówno 

na powierzchni, jak i w całym przekroju. Ubytek masy w założonych warunkach prowadzenia 

procesu wynosił 46 – 64%. Twardość witryfikatów wynosiła 6 w skali Mohsa. 

Witryfikaty poddano testom wymywalności metali przy różnych wartościach pH 

(pH=7,5,3). Wyniki analiz zawarto w tabeli 1, gdzie porównano je z wartościami dopuszczalnymi 

[Rozporządzenie ... 2004]. 

Tabela 1. Analiza wyciągów wodnych (pod względem stężenia metali) wykonanych z witryfikatów 

przy różnych wartościach pH 

Stężenie metalu 

Wyciąg wodny Wartość dopuszczalna 

mg·l -1 pH=7 pH=5 pH=3 

Co

ezpostaciow (amorficzn) struktur witryfikatów. Niezbyt intensywne pojedyncze piki 

pojawiajce si na wykresie, wiadcz o obecnoci niewielkich iloci substancji o budowie 


uporzdkowanej. 

Rys.2. Dyfraktogram 

Rys.2. Dyfraktogram 

witryfikatu 

witryfikatu 

otrzymanego 

otrzymanego z procesu 

z procesu 

plazmowego 

plazmowego 

przeksztacania 

przekształcania 

uli w 

żużli 


warunkach dynamicznych 

Tabela 2. Zestawienie wyników pomiarów stężeń pyłu, metali ciężkich, zanieczyszczeń gazowych 

z wartościami dopuszczalnymi 

Parametr 

Zmierzone stężenie (mg·Nm -3 ) 

przeliczone do 11% O 2 

, 

Dopuszczalne stężenie (mg·Nm -3 ) 

przy 11% O 2 

pył 467 30 

Cd+Tl 0,25 0,05 

Hg 0,002 0,05 

Sb+As+Pb+ 

Cr+Co+Cu+ 

15,86 0,5 

Mn+Ni+V 

SO 2 

n.w. 200 

CO 1780 100 

HCl n.w. 60 

HF n.w. 4 

OWO 2 20 

Stężenie tlenków azotu (nieujęte w tabeli) w warunkach umownych przeliczone na 11% 

zawartości tlenu, wynosi 828,48 mg·Nm -3 . Procentową zawartość metali w pyle wytworzonym 

podczas procesu zamieszczono w tabeli 3. 

Celem przeprowadzonych analiz było również określenie stężeń i emisji polichlorowanych 

dibenzodioksyn (PCDD) i polichlorowanych dibenzofuranów (PCDF) wprowadzanych 

do powietrza podczas realizacji procesu przeróbki żużla w warunkach dynamicznych. Suma 

oznaczonych PCDD/DF wynosi 27,2 ngTEQ na próbkę. W rozporządzeniu Ministra Środowiska 

z dnia 20 grudnia 2005 r. w sprawie standardów emisyjnych z instalacji [Rozporządzenie... 

2005] określono dopuszczalny poziom stężeń PCDD/DF w gazach odlotowych 

pochodzących z instalacji spalania odpadów na poziomie 0,1 ng·Nm -3 przy 11% O 2 

. Zmierzona 

wartość stężenia PCDD/DF w gazach odlotowych i odpowiednio przeliczona wynosi 

19,21 ng·Nm -3 . 

Biorąc pod uwagę masę próby przed witryfikacją, masę witryfikatu, a także średnie 

stężenia metali ciężkich w żużlu oraz witryfikacie, wyznaczono szacunkowy rozkład metali 

89


ciężkich w witryfikatach i gazowych produktach poprocesowych. Analizując dane zawarte 

w tabeli 4, można zauważyć, że kumulacja takich metali, jak: Cd, Pb i Zn, nastąpiła głównie 

w produktach gazowych. 

Tabela 3. Zawartość metali w emitowanym pyle 

Metal Zawartość [%] 

Hg 0,0005 

As 0,0057 

Cd 0,0530 

Ni 0,2169 

Cr 0,1438 

Co 0,0080 

Pb 0,3527 

Cu 2,5522 

Mn 0,1158 

V < 0,0010 

Tl < 0,0400 

Sb < 0,1000 

Sn 0,2745 

Tabela 4. Szacunkowy udział metali ciężkich w stałych i gazowych produktach witryfikacji realizowanej 


Warunki dynamiczne 

Metal [%] 

witryfikat 

produkty gazowe 

Cd 2,87 97,13 

Pb 0,13 99,87 

Fe 41,45 58,55 

Cr 47,10 52,90 

Zn 0,27 99,73 

Ni 2,23 97,77 

Cu 1,17 98,83 

Co 3,31 96,69 

Podsumowanie. Zastosowanie procesu plazmowej witryfikacji do unieszkodliwiania 

żużli pochodzących z termicznego przekształcania odpadów medycznych pozwala na przekształcenie 

ich w produkty zwitryfikowane. Witryfikaty stanowią zwarte jednolite bryły o „satynowym” 

połysku na powierzchni i w całym przekroju. Cechuje twardość ok. 6 w skali Mohsa. 

Twardość ta mieści się w przedziale charakterystycznym dla szkieł (5–7 w skali Mohsa). 

Przeprowadzone analizy składu fazowego uzyskanych produktów wykazały ich bezpostaciową 

strukturę – charakterystyczną dla szkła. 

Analiza wyciągów wodnych sporządzonych z witryfikatów wykazała nieobecność chlorków, 

siarczanów i azotu amonowego świadczącą o głębokich przemianach substratu do 

produktu obojętnego dla środowiska. Oznaczone w wyciągach wodnych stężenia metali nie 

przekraczały stężeń dopuszczalnych określonych w załączniku do rozporządzenia Ministra 

Środowiska w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód 

90


lub do ziemi oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska [Rozporządzenie 

...2004]. Niska wymywalność metali w połączeniu z niską zawartością węgla w witryfikatach 

świadczy o głębokich przemianach produktu plazmowej modyfikacji, co umożliwia 

ich bezpieczne składowanie. 

Przeprowadzona analiza wytworzonych produktów gazowych pozwala na stwierdzenie, 

że stężenie pyłu jest znacznie wyższe od stężenia dopuszczalnego (ok. 15,5). Analiza 

stężenia metali w emitowanym pyle wykazała wysokie stężenia kadmu i talu (wyższe ok. 5 

razy od stężenia dopuszczalnego) oraz stężenie rtęci niższe od stężenia dopuszczalnego 

(4% stężenia dopuszczalnego). Suma stężeń pozostałych oznaczanych metali jest znacznie 

wyższa od stężeń dopuszczalnych (prawie 30-krotnie). Pozostałe składniki wytworzonych 

gazów poprocesowych oznaczono również w wysokich stężeniach. Stężenie CO było 

prawie 18- krotnie wyższe od stężenia dopuszczalnego, stężenie tlenków azotu jest również 

wysokie. W gazach spalinowych nie wykryto SO 2 

, HCl, HF, a stężenie OWO jest niższe od 

stężenia dopuszczalnego (10% stężenia dopuszczalnego). Oznaczona wartość stężenia 

PCDD/DF jest znacznie wyższa niż wielkość dopuszczalna. 

WNIOSKI. Sformułowano następujące wnioski: 

1. Proces plazmowej modyfikacji umożliwia konwersję żużli powstałych po termicznym 

przekształcaniu odpadów medycznych w produkty zwitryfikowane, o budowie amorficznej 

przypominającej szkło. 

2. Uzyskane w procesie witryfikacji stałe produkty cechuje niska wypłukiwalność metali 

ciężkich. 

3. Wytworzone w procesie witryfikacji żużli gazy poprocesowe przekroczyły dopuszczalne 

stężenia substancji toksycznych, determinuje to konieczność modyfikacji sposobu przygotowania 

substratu badań i wyposażenia instalacji w sprawny system oczyszczania spalin. 

Badania sfinansowano z BW – 401-201/07. 


Adamczyk Z., Skrzypczak K.: Wymywanie metali ciężkich z popiołów lotnych Elektrowni 

Opole w zależności od pH roztworów ługujących. Ochrona Powietrza i Problemy Odpadów, 

38, 6: 215–219. 

Cedzyńska K., Kołaciński Z., Izydorczyk M., Sroczyński W. 1999.: Vitrification of Hospital 

Waste Incinerator Residues. International symposium on plasma chemistry, Prague, 

Czech Republic: 2435–2439. 

Chu J.P., Chen Y.T, Mahalingam T., Tzeng C.C., Cheng T.W. 2006.: Plasma vitrification 

and re-use of non-combustible fiber reinforced plastic, gill net and waste glass. Journal of 

Hazardous Materials B138: 628–623. 

Haugsten K.E.: Gustavson B. 2000.: Environmental properties of vitrified flay ash from 

hazardous and municipal waste incineration, Waste Management, 20: 167–176. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 23 grudnia 2002 r. w sprawie dopuszczalnych 

sposobów i warunków unieszkodliwiania odpadów medycznych i weterynaryjnych (Dz U z 

2003 r. nr 8, poz. 104 oraz z 2004 r. nr 200, poz. 2061). 

Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 8 lipca 2004 r. w sprawie warunków, jakie 

należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi oraz w sprawie substancji 

szczególnie szkodliwych dla środowiska (Dz U z 2004 r. nr 168, poz. 1763). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 grudnia 2005 r. w sprawie emisyjnych 

standardów z instalacji spalania odpadów (Dz U z 2004 r. nr 260, poz. 2181). 

91


Solid and gaseous product received in plasma treatment of waste 

Vitrification is one of the most promising method to transformation of waste. The slag after 

pyrolisis of medical waste was treated by means of plasma process. To received product 

are characterized by amorphous structure, hardness (glass-like) and low leaching of heavy 

metals. It was found that the concentration of heavy metals, dioxins and furans in the gaseous 

product were above permissible level. 

92


WPŁYW DODATKÓW ORGANICZNYCH NA WŁAŚCIWOŚCI HYDRAULICZNE 

WYBRANYCH ODPADÓW PRZEMYSŁOWYCH* 

WPROWADZENIE. Osady ściekowe, będące odpadem powstałym po oczyszczaniu 

ścieków komunalnych i przemysłowych stanowią poważny problem zarówno dla samych 

oczyszczalni ścieków, jak i środowiska. W celu racjonalnego ich zagospodarowania są prowadzone 

liczne badania obejmujące z jednej strony ograniczenie ich ujemnego wpływu na 

środowisko, a z drugiej możliwości ich wykorzystania do polepszenia właściwości zarówno 

gruntów ornych, jak i terenów bezglebowych, w tym składowisk odpadów przemysłowych. 

Osady ściekowe są bogate w łatwo przyswajalne składniki nawozowe i wzmagają procesy 

glebotwórcze, ale także wpływają na właściwości wodne i fizyczne odpadów przemysłowych 

[Oleszkiewicz 1998, Ryczek i in. 2005]. 

Celem pracy było określenie wpływu dodatku osadu ściekowego na właściwości hydrauliczne 

wybranych odpadów przemysłowych. Badanymi właściwościami były: przewodnictwo 

hydrauliczne w strefie nasyconej, krzywa charakterystyki wodnej i przewodnictwo 

hydrauliczne w strefie nienasyconej. 

MATERIAŁ I METODA. Materiały odpadowe zostały pobrane z następujących osadników: 

odpadów hutniczych Huty im. Sendzimira w Krakowie (osadnik w Pleszowie), elektrociepłownianych 

z Elektrociepłowni Łęg w Krakowie (osadnik w Mogile) i elektrownianych 

z osadnika w Przezchlebiu koło Gliwic. W tabeli 1 przedstawiono wartości wybranych właściwości 

fizycznych badanych odpadów: gęstości objętościowej (ρ o 

), gęstości fazy stałej (ρ s 

) 

i porowatości ogólnej (P o 

). 

Tabela 1. Właściwości fizyczne badanych odpadów 

Odpady 

ρ o 

[cm 3 ⋅cm -3 ] 

Właściwości fizyczne 

ρ s 

[cm 3 ⋅cm -3 ] P o 

[% obj.] 

Hutnicze 1,52 3,18 52,20 

Elektrociepłowniane 0,96 2,37 59,48 

Elektrowniane 0,44 0,95 62,56 

Jako dodatek organiczny do badanych odpadów przemysłowych wykorzystano osady 

ściekowe z oczyszczalni ścieków w Krakowie-Płaszowie. Osady te były wydzielane w osadnikach 

wstępnych i poddawane mechanicznemu zagęszczaniu, a następnie kierowane do 

komór fermentacyjnych. Przefermentowane osady były odprowadzane następnie na poletka 

osadowe w celu wysuszenia. Osady pobrane do badań miały konsystencję mazistą 

i charakteryzował je stopień uwodnienia ok. 60 %. Osady te spełniają warunki zawarte 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 1 sierpnia 2002 r. w sprawie komunalnych 

osadów ściekowych (DzU nr 134 z 2002 r., poz, 1141, z późn. zm.) i mogą być stosowane 

do rekultywacji terenów na cele nierolne. Osady ściekowe zostały zmieszane z odpadami 

przemysłowymi w wazonach o objętości 125 cm 3 , w ilości odpowiadającej 100 Mg·ha -1 , skąd 

następnie pobierano próbki do oznaczeń w 5 powtórzeniach. 

Krzywe charakterystyki wodnej zostały oznaczone w komorach ciśnieniowych z porowatą 

płytą ceramiczną [Kowalik 1972]. Współczynniki filtracji oznaczono w aparacie opartym na 

prawie Darcy, z regulowaną wysokością ciśnienia wody i elektronicznym odczytem objętości 

* Dr inż. Marek Ryczek, prof. dr hab. inż. Krzysztof Boroń, dr inż. Sławomir Klatka – Katedra Rekultywacji 

Gleb i Ochrony Torfowisk, Akademia Rolnicza w Krakowie. 

93


wody. Przewodnictwo hydrauliczne w strefie nienasyconej wyznaczono metodą „gorącego 

powietrza” [Arya i in. 1975], polegającą na określeniu rozkładu wilgotności w kolumnach glebowych 

początkowo nasyconych wodą, po poddaniu ich działaniu gorącego powietrza. 

WYNIKI BADAŃ. Dodatek osadów ściekowych wpłynął na przebieg charakterystyki 

wodnej badanych odpadów. Dodatek osadu do odpadów hutniczych (rys. 1) zwiększył wartość 

objętościowej zawartości wody w badanym zakresie ciśnień od 10,7 do 26,7 % obj., 

przy czym największy wzrost wystąpił w zakresie ciśnień ssących ok. 100 cm (tj. pF=2,0). 

Dla odpadów elektrociepłownianych (rys. 2) dodatek osadu miał mniejszy wpływ. Wartość 

objętościowej zawartości wody w badanym zakresie ciśnień zmieniła się od 3,4 do 13,7 % 

obj., przy czym największy wzrost wystąpił w zakresie ciśnień ssących między 0 i 100 cm. 

Dla odpadów elektrownianych zaobserwowano znaczny wpływ dodania osadów ściekowych 

na badaną właściwość (rys. 3). Wzrost objętościowej zawartości wody wystąpił w całym 

zakresie badanych ciśnień ssących – od 3,2 do 8,4 % obj. 

Dodatek osadów ściekowych miał znaczny wpływ na wartości współczynnika filtracji 

badanych materiałów (tab. 2). W odpadach hutniczych wartość współczynnika filtracji wzrosła 

ponad dwukrotnie – od 0,80 do 1,79 m na dobę. Ponad trzykrotne zwiększenie wartości 

współczynnika filtracji nastąpiło po dodaniu osadów ściekowych do odpadów z elektrowni. 

Dla odpadów wartość współczynnika filtracji wyniosła 5,00, a z osadami 18,2 m na dobę. 

Inna tendencja wystąpiła dla odpadów z elektrociepłowni, gdzie po dodaniu osadów nastąpiło 

zmniejszenie wartości współczynnika filtracji z 1,89 do 1,17 m na dobę. 

Tabela 2. Współczynniki filtracji badanych materiałów 

Odpady Dodatki Współczynnik filtracji [m na dobę] 

Hutnicze brak 0,80 

osad 1,79 

Elektrociepłowniane brak 1,89 

osad 1,17 

Elektrowniane brak 5,00 

osad 18,23 

Dodanie osadu ściekowego wpłynęło na zwiększenie około dziesięciokrotne przewodnictwa 

hydraulicznego w całym zakresie badanych ciśnień ssących (rys. 4). 

W przypadku odpadów elektrociepłownianych osad ściekowy spowodował zmniejszenie 

przewodnictwa hydraulicznego w strefie nienasyconej. Największy wzrost, około stukrotny, 

nastąpił w zakresie objętościowych zawartości wody zbliżonych do punktu pełnego 

nasycenia (0,400–0,500 m 3·m -3 ). W zakresie objętościowych zawartości wody zbliżonych do 

stanu powietrznie suchego wzrost był dziesięciokrotny (rys. 5). 

Dodatek osadów ściekowych do odpadów elektrownianych spowodował zwiększenie 

wartości przewodnictwa hydraulicznego (rys. 6). Największy wpływ, dziesięciokrotny, stwierdzono 

w zakresie małych objętościowych zawartości wody. W zakresie objętościowych zawartości 

wody zbliżonych do stanu pełnego wysycenia wpływ był znacznie mniejszy. 

WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań pozwoliły na sformułowanie następujących 

wniosków: 

1. Dodatek osadów ściekowych wpływa na przebieg krzywej charakterystyki wodnej i właściwości 

retencyjne badanych odpadów. Największy wpływ zaobserwowano w przypadku 

odpadów hutniczych i elektrownianych. 

94


4,0 

4,0 

3,5 

3,5 

3,0 

3,0 

Ciśnienie ssące [pF] 


2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

o d p a d h u tn iczy 

o d p a d z o sa d e m 



2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

o d p a d e le ktro cie p ło wn ia n y 


0,0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

Objętościowa O ś ćiowzawartość a artośwody ć w o dy [m [m 3·m * -3 3 m] 

-3 ] 

0,0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

O b ję to śćio w a za w arto ść w o dy [m 3. m -3 ] 

Objętościowa zawartość wody [m 3·m-3 ] 

Rys. 1. Krzywe charakterystyki wodnej dla odpadów 

hutniczych i bez osadu i z osadem 

Rys. 2. Krzywe charakterystyki wodnej dla 

odpadów elektrociepłownianych bez 

osadu i z osadem 



4,0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

o d p a d e le ktro w n ia n y 


0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

Objętościowa O ś ćiow a zaw artoś zawartość ć w o dy [c mwody 3 . cm [m 3·m -3 

-3 ] 

Rys. 3. Krzywe charakterystyki wodnej dla 

odpadów elektrownianych bez osadu 

i z osadem 

Przewodnictwo hydrauliczne K( K(Q) ) [m/dobę] na dobę] 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

odpad z os adem 

odpad hutnic z y 

0,00001 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

Objętościowa zawartość wody [m 3·m Objętoś c iow a z aw artoś ć w ody [m 3 /m 3 ] 

-3 ] 

Rys. 4. Przewodnictwo hydrauliczne w strefie 

nienasyconej dla odpadów hutniczych 

z osadem i bez 

2. Wartość współczynnika filtracji odpadów znacznie wzrasta po dodaniu osadów ściekowych 

do odpadów hutniczych i elektrownianych. W przypadku odpadów elektrociepłownianych 

przepuszczalność w stanie pełnego wysycenia maleje. 

3. Wartości współczynnika przewodnictwa hydraulicznego w strefie nienasyconej 

w funkcji zawartości wody wzrastają po dodaniu osadów ściekowych do odpadów 

hutniczych i elektrownianych, maleją natomiast, jeżeli chodzi o odpady z elektrociepłowni. 

95


Przewodnictwo hydrauliczne K(Q) [m na dobę] 

Przewodnictwo hydrauliczne K( ) [m/dobę] 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

0,00001 


odpad elek troc iepłow niany 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

Objętościowa c a zawartość z artoś ć wwody [m [m 3 /m 3·m 3 ] 

-3 ] 

Przewodnictwo hydrauliczne K( K(Q) ) [m/dobę] 

na dobę] 

0,01 

0,001 

0,0001 

0,00001 


odpad elek trow niany 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 

Objętościowa c a zawartość z artoś ć wwody [m [m 3 /m 3·m 3 ] 

-3 ] 


nienasyconej dla odpadów elektrociepłownianych 



nienasyconej dla odpadów elektrownianych 



Arya L.M., Blake G.R., Farrell D.A. 1975. A field study of soil water depletion patterns in presence 

of growing soybean roots: I. Determinations of hydraulic properties of the soil. Soil Science 

Society of America Proceedings 39: 424–430. 

Kowalik P. 1972. Podstawy teoretyczne pomiarów potencjału wody glebowej. Problemy Agrofizyki. 

Oleszkiewicz J. 1998. Gospodarka osadami ściekowymi. Lem Project s.c., Kraków. 

Ryczek M. Boroń K, Klatka S. 2005. Wpływ dodatku osadów ściekowych na wybrane właściwości 

odpadów przemysłowych. W: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia tom III. Instytut 

Ochrony Środowiska, Warszawa. 

THE INFLUENCE OF ORGANIC ADDITIONS ON HYDRAULIC PROPERTIES OF CHO- 

SEN INDUSTRIAL WASTES 

The aim of the work was to determine the influence of sewage sludge addition on hydraulic 

properties of chosen industrial wastes. The chosen industrial wastes were: metallurgical, 

from thermal power plant and from power station. Sewage sludge was mixed with 

wastes waste in pots in quantity corresponding with 100 Mg of dry matter on 1 ha. Determination 

of water characteristics curve was carried out in pressure chambers, filtration coefficient 

by means of apparatus based on Darcy’s equation with electronic gauge and hydraulic 

conductivity in unsaturated zone by means of “hot air method”. Addition of sewage 

sludge highly influenced the investigated properties. Addition of sewage sludge caused the 

increase of retention properties of wastes. In case of hydraulic permeability in saturated 

zone and in unsaturated zone the addition of metallurgical wastes and wastes from electric 

power station strongly increased this value while in case of wastes from thermal power plant 

the values decreased. 

96


Wykorzystanie odpadów z flotacji blendy cynkowej w utylizacji 

kwasu siarkowego* 

WPROWADZENIE. Odpady poflotacyjne przemysłu cynkowo-ołowiowego nagromadzone 

przez kilkadziesiąt lat zajmują powierzchnię 400 ha. Składowiska tych odpadów znajdują 

się często w pobliżu miast. Mimo licznych opracowań [Eckes 1998, Girczys 2001, 

Sztaba 1994] szlamy poflotacyjne nie znalazły zastosowania, głównie ze względu na wysokie 

stężenia Zn ~ 1,5%, Pb ~ 0,5%, Fe ~ 7% oraz niewielkie stężenia As, Cd, Ba, Mn, 

Co, Cu. Składowanie odpadów prawie zawsze niesie ze sobą niebezpieczeństwo migracji 

metali do środowiska naturalnego. Badania dotyczące odpadów poflotacyjnych skupiały 

się głównie nad ich wpływem na wody powierzchniowe i gruntowe [Rosik-Dulewska 1998, 

Eckes 1998], wpływem na faunę i florę [Ferdyn 2002, Girczys 1999] oraz nad metodami ich 

utylizacji [Sztaba 1989, Sztaba 1994]. Odrębnym zagadnieniem jest oddziaływanie odpadów 

poflotacyjnych na powietrze atmosferyczne i stan zdrowia ludzi zamieszkujących w 

pobliżu hałd. Wysokie usytuowanie osadników w terenie sprzyja wywiewaniu frakcji pylastych. 

Drobnoziarnistość odpadów poflotacyjnych powoduje łatwe ich przemieszczanie przy 

silniejszych wiatrach w promieniu kilku kilometrów od osadnika [Chodynicka 1995, Rosik- 

Dulewska 1998]. Cynk metaliczny i większość jego związków ma mała toksyczność w porównaniu 

z innymi metalami ciężkimi. Znacznie większa toksyczność charakteryzuje związki 

towarzyszące cynkowi w odpadach, tj. Pb, As, Cd, Co i Mn. Mimo niewielkich ilości mogą 

się one kumulować w organizmie, wpływając na stan zdrowia ludzi, na faunę i florę oraz środowisko 

glebowe i wodne. Problem składowisk odpadów poflotacyjnych istnieje więc nadal 

i wymaga podejmowania badań w kierunku ich utylizacji bądź rekultywacji. Ilość odpadów, 

ich skład chemiczny oraz warunki panujące na składowisku stwarzają istotne przeszkody 

utrudniające zarówno ich utylizację jak, i rekultywację. 

W publikacji przedstawiono koncepcję technologiczną utylizacji odpadów poflotacyjnych 

w procesie neutralizacji kwasu siarkowego, w wyniku której otrzymuje się płynny nawóz 

mineralny. Określono również możliwość zagospodarowania strumieni materiałowych 

na produkty finalne. 

BADANIA. Zakłady wzbogacania rud Zn-Pb stosują technologię dwustopniową obejmującą 

wstępne wzbogacanie w cieczach ciężkich zawiesinowych i flotację. Wychód odpadów 

poflotacyjnych kształtuje się na poziomie 50–60% w stosunku do urobku kierowanego do 

zakładu przeróbki. W procesie flotacji nie dochodzi do powstania nowych faz mineralnych. 

Surowe odpady zawierają takie same minerały jak nadawa. Następują tylko zmiany w zawartościach 

poszczególnych minerałów. 

W badaniach wykorzystano odpady poflotacyjne pobrane z osadników w rejonie Orzeł 

Biały w Bytomiu. Analiza chemiczna (tab.1) i analiza składu ziarnowego (tab.2) pobranych 

prób wykazały, że podstawowymi metalami w odpadzie są wapń i magnez, pozostałe metale 

to żelazo, cynk, ołów, mangan, glin, arsen, krzem, kadm, miedź i kobalt. 

Tabela 1. Skład chemiczny odpadu poflotacyjnego Zn-Pb 

Metal Mg Ca Co Al Si As Cu Fe Pb Cd Zn Mn 

% 9,0 20,0 0,0002 0,26 0,022 0,12 0,0049 6,0 0,44 0,0098 1,52 0,43 

* Dr inż. Ewa Siedlecka – Instytut Inżynierii Środowiska, Zakład Ochrony Powierzchni Ziemi, Politechnika 

Częstochowska. 

97


Tabela 2. Analiza składu ziarnowego odpadu poflotacyjnego Zn-Pb 

Wymiar [mm] Udział [%] Suma [%] 

>2 0,10 0,10 

2–1 0,30 0,40 

1–0,63 0,53 0,93 

0,63–0,2 4,80 5,73 

0,2–0,09 13,27 19,00 

0,09–0,06 15,57 34,57 

0,06–0,02 31,92 66,49 

0,02–0,01 9,80 76,29 

WYNIKI BADA. Procesy jednostkowe zastosowane w badaniach doprowadziy do 

powstania ideowego schematu technologicznego otrzymywania siarczanu magnezu z 

odpadów poflotacyjnych 

Ochrona 

i 

Środowiska 

kwasu siarkowego 

i Zasobów 

(rys.1). 

Naturalnych nr 33, 2007 r. 

Odpad poflotacyjny Zn-Pb Kwas siarkowy 10% 

Neutralizacja H 2SO 4 

do wartości pH=3 

Szlam poneutralizacyjny 

CaSO 4·2H 2O 

Roztwór 

poneutralizacyjny 

Usuwanie żelaza 

5% KOH 5% KOH 

Odpad 

Fe(OH) 3 

Barbotaż powietrzem i 

ustalenie wartości pH 

roztworu do 5,2 

Utlenianie chemiczne i 

ustalenie wartości pH 

roztworu do 5,2 

Odpad 

Fe(OH) 3 

Roztwór poneutralizacyjny po usuwaniu żelaza 

5% KOH 

Usuwanie cynku 

Odpad Zn(OH) 2 

Usuwanie metali ciężkich 

Cementacja pyłem Mg 

Osad po cementacji 

Roztwór pocementacyjny 

MgSO 4 

Rys.1. Ideowy schemat technologiczny otrzymywania siarczanu magnezu z odpadu 

poflotacyjnego i kwasu siarkowego 

Rys. 1. Ideowy schemat technologiczny otrzymywania siarczanu magnezu z odpadu poflotacyjnego 

i kwasu siarkowego 

Podstawowym Proces oczyszczania wzem roztworu w z podanym żelaza prowadzono schemacie metodą technologicznym hydrolizy, zobojętniając jest proces 

roztwór poneutralizacyjny 5% roztworem KOH do wartości pH 5,2. Konieczne było zatem 

neutralizacji wcześniejsze decydujcy przeprowadzenie o iloci cieczy Fe II do poneutralizacyjnej, Fe III. W tym celu uzysku zastosowano metali barbotaż w eluacie powietrzem 

i utlenianie chemiczne. Wyniki oczyszczania roztworu poneutralizacyjnego z żelaza 

i jakoci 

przedstawiono na rysunkach 3 i 4. 

Wraz z żelazem usuwany jest arsen, miedź i ołów oraz w niewielkim stopniu kadm i 

mangan. Cynk występujący w roztworze poneutralizacyjnym usunięto w drodze alkalizacji 

za pomocą 5% roztworu KOH do wartości pH=8,2. Końcowym etapem oczyszczania roztworu 

była cementacją w wyniku której nastąpiła prawie całkowita eliminacja metali ciężkich 

z roztworu poneutralizacyjnego (tab. 5 i 6). 

W wyniku proponowanego rozwiązania otrzymano produkt końcowy – płynny nawóz 

mineralny, spełniający normy (wg rozporządzenia Ministra Ochrony Środowiska w sprawie 

nawozów i nawożenia) dla nawozów mineralnych o zawartości magnezu 18 g·dm -3 . 

99

poneutralizacyjny charakteryzuje dua zawarto elaza (tab. 4), które naley usun ze 

wzgldu na bezpieczestwo rodowiska oraz ze wzgldu na ekonomiczne i techniczne 


warunki oczyszczania eluatu z cynku, arsenu, kadmu i pozostaych metali. 

uzysk Mg w r-rze poneutral. [%] 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Magnez 

0,5 1 1,5 2 5 10 15 30 60 120 180 240 

czas, [min] 

uzysk Fe w r-rze poneutral. [% ] 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

elazo 

0,5 1 1,5 2 5 10 15 30 60 120 180 240 

czas, [min] 

uzysk Zn w r-rze poneutral. [%] 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Cynk 

0,5 1 1,5 2 5 10 15 30 60 120 180 240 

Rys. Rys.2. Uzyski metali metali w roztworze w roztworze poneutralizacyjnym w zależności w zalenoci od czasu od neutralizacji czasu neutralizacji 

Tabela 4. Zawarto metali: Mg, Zn, Pb, Cd i Fe w roztworze poneutralizacyjnym 

Tabela 5. Oczyszczanie Mg roztworu Znponeutralizacyjnego Pb z cynku Cd 

Fe 

pH 

Metal [mg·dm -3 ] [mg·dm -3 ] [mg·dm -3 ] [mg·dm -3 ] [mg·dm -3 ] 

1 6,3⋅103 Mg K 1248 As Cu Fe 2,80 Pb Cd Zn 7,46 Mn Ba 2560 Ca 

Materiał 

2 12,6·103 

2482 

3,60 

15,5 

4677 

procesowy 

3 2,1·104 

3556 

3,50 

22,0 

6400 

roztwór 1* 

4 

2,1·10 

[mg·dm -3 ] 2,2·104 

4 7,7·10 3 3461

Fe, mg/dm 3 

8000 

6000 

4000 

2000 

0 

· 

8000 

6300 

Fe, Fe, mg·dm mg/dm -3 3 

6000 


6300 

4000 

1400 

2000 1200 

1400 1100 1200 1100 

0 

0 1 02 13 

2 3 

etap procesu etap procesu 

etap procesu 

8000 

6300 

Rys. 4. Usunięcie żelaza w procesie utleniania 

H 2 

O 2 

i zobojętnia 

Proponowany ideowy schemat technologiczny zakłada powstanie produktów ubocznych: 

gipsu, wodorotlenku żelaza, wodorotlenku cynku i osadów pocementacyjnych. Szlam 

omoc 5% pomoc poneutralizacyjny roztworu 5% roztworu KOH przy do zawartości wartoci KOH do gipsu pH=8,2. wartoci 91% może Kocowym pH=8,2. być wykorzystany Kocowym etapem w oczyszczania etapem przemyśle oczyszczania cementowym 

jako dodatek do spowalniania wiązania cementu. Wydzielony wodorotlenek żelaza 

roztworu roztw 

ya cementacja bya cementacja 

można w wykorzystać wyniku w 

do której wyniku 

produkcji nastpia której nastpia 

pigmentu prawie – brunatu cakowita prawie cakowita 

żelazowego. eliminacja eliminacja 

Wodorotlenek metali cynku cikich metali 

stanowić 

może – wyprażeniu – koncentrat do produkcji cynku metodą hydrometalurgiczną. 

z cikic 

oztworu poneutralizacyjnego roztworu poneutralizacyjnego 

Osady pocementacyjne 

(tab. 

mogą 

5 i 

stanowić 

6). (tab. 5 i 6). 

źródło mikroelementów stosowanych w płynnych 

nawozach mineralnych, jednak ich dozowanie wymaga poznania szczegółowego składu 

Tabela 5. Tabela Oczyszczanie 5. Oczyszczanie roztworu poneutralizacyjnego roztworu poneutralizacyjnego z cynku z cynku 

chemicznego tych osadów. Rozwiązanie tych problemów może stanowić dalszy etap pracy 

Metal badawczej. 

Metal 

ateria Materia Mg KMg AsK Cu As FeCu PbFe Cd Pb Zn Cd Mn Zn BaMn CaBa C 

rocesowy procesowy Wnioski. Na podstawie wyników przeprowadzonych badań sformułowano następujące 

wnioski: 

oztwór 1* roztwór 1* 

1. Proces neutralizacji odpadowych kwasów siarkowych może być prowadzony odpadem 

mg·dmpoflotacyjnym -3 2,1·10 4 7,7·10 3



Chodyniecka L., Haber T. 1995. Procesy hipergeniczne w zwałowiskach odpadów poflotacyjnych 

po produkcji cynku i ołowiu. Rudy, Metale. 40., nr 6. 

Eckes T., Gołda T., Gruszczyński S., Trafas M. 1998. Możliwości wykorzystania odpadów poflotacyjnych 

rud cynku i ołowiu do rekultywacji terenów pogórniczych. Archiwum Ochrony Środowiska 

24 2: 95-117. 

Ferdyn M., Strzyszcz Z. 2002. Zawartość metali ciężkich w wierzchniej warstwie gruntu i roślinności 

składowiska żużla hutniczego ZGH Orzeł Biały w Piekarach Śląskich. Arch. Ochr. Środ. 

Vol. 28, nr 3. 

Girczys J., Sobik-Szołtysek J. 1999. Zawartość metali w roślinności osadników poflotacyjnych 

rud Zn-Pb rejonu bytomskiego. Rudy, Metale. 44, nr 10: 500–507. 

Girczys J., Sobik-Szołtysek J. 2001. Zastosowanie odpadów flotacji blendy jako materiału aktywnie 

blokującego migrację jonów metali ciężkich. Materiały Konferencyjne KOMEKO 2001. 

Jakość środowiska. Techniki i technologie: 157–165. 

Rosik-Dulewska Cz., Karwaczyńska U., Cichy K., Wróbel R. 1998. Ocena zagrożenia środowiska 

naturalnego odpadami poflotacyjnymi rud cynku i ołowiu ze składowiska w Piekarach Śląskich 

oraz odpadami powtórnej flotacji. Archiwum Ochrony Środowiska 24, 2: 119–130. 

Sztaba K., Ociepa Z., Sanak-Rydlewska S., Kuczyńska I. 1989. Wstępne wyniki prac nad utylizacją poflotacyjnych 

odpadów cynkowo-ołowiowych, Zesz. Nauk. AGH nr 1262, Górnictwo z. 146: 143. 

Sztaba K., Ociepa Z., Sanak-Rydlewska S., Kuczyńska I. 1994. Odzysk składników użytecznych 

z odpadów flotacyjnych rud Zn-Pb z uwzględnieniem zadań ochrony środowiska. Materiały I Międzynarodowej 

Konferencji Ochrony Środowiska w Przemyśle Metali Nieżelaznych. Wrocław. 

Siedlecka E. 2006. Utylizacja odpadowego elektrolitu akumulatorowego. XXVI Międzynarodowe 

Sympozjum im. Bolesława Krzysztofika. AQUA, Płock. 

Pracę wykonano w ramach BW 401/204/07. 

THE USE OF POST FLOTATION TAILINGS IN SULPHURIC ACID ITILIZATION 

Metalliferouse waste take up an important position among industrial waste because of 

migration of metals to a natural environment. Moreover, metalliferouse waste have a heavy 

market value. 

There were carried out many researches of utilization post flotation tailings but it did not 

yield any results so far because of high concentration the metals: Zn~1,5%, Pb~0,3-0,5%, 

Fe~7% and trace concentration the metals: As, Co, Cu, Ba, Mn. 

The paper presents technological fordesign of sulphuric acid utilization with using of post 

flotation tailings with getting solution of MgSO 4·7H 2 

O which fulfills requirements for mineral 

fertilizers. Chemical analysis of the substrates, solutions and intermediate products were 

presented. There were determined the ways of application of getting products. It was shown 

that utilization of metalliferouse waste could be realized by chemical metallurgy methods. 

102


WPŁYW STYMULACJI LASEROWEJ NA ZWIĘKSZENIE PRZYROSTU BIOMASY 

ORAZ ZDOLNOŚCI BIOREMEDIACYJNYCH ROŚLIN WYKORZYSTYWANYCH 

W HYDROFITOWYCH OCZYSZCZALNIACH ŚCIEKÓW* 

WPROWADZENIE. Oczyszczalnie hydrofitowe to urządzenia, w których w procesie 

oczyszczania ścieków wykorzystuje się niektóre gatunki roślin wyższych. Rośliny mogą 

oczyszczać środowisko w drodze fitodegradacji, fitostabilizacji, fitoakumulacji, biodegradacji 

ryzosferycznej lub fitowolatyzacji. 

Roślinne oczyszczalnie ścieków ze względu na rodzaj stosowanych roślin można podzielić 

na: 

• oczyszczalnie z roślinnością pływającą, 

• oczyszczalnie z roślinnością bagienną, 

• oczyszczalnie z roślinnością wodną zakorzenioną 

oraz 

• oczyszczalnie typu trzcinowego. 

Przy doborze gatunku roślin do oczyszczalni hydrofitowych należy brać pod uwagę: tolerancję 

roślin na wysokie stężenia zanieczyszczeń, wysoki stopień akumulacji, zdolność 

roślin do akumulacji kilku różnych zanieczyszczeń jednocześnie, szybki wzrost rośliny, wysoką 

produkcję biomasy i odporność rośliny na choroby oraz inne czynniki stresowe. 

W oczyszczalniach hydrofitowych, zwanych też roślinnymi lub hydrobotanicznymi, najczęściej 

stosuje się wierzbę wiciową (Salix vinimalis), trzcinę pospolitą (Pragmatis australis), 

kosaciec żółty (Iris pseudoacorus) i rzęsę drobną (Lemna minor). 

Oczyszczalnie hydrofitowe stanowią alternatywę przydomowych bioreaktorów i mogą 

być stosowane do oczyszczania ścieków bytowych na obszarach bez kanalizacji, o zabudowie 

rozproszonej. Są to urządzenia proste w obsłudze, tanie w eksploatacji, stanowiące 

ponadto element wpływający na zwiększenie różnorodności biologicznej. Bardzo istotną zaletą 

tego typu oczyszczalni jest ich zdolność do usuwania związków biogennych (do 98%), 

będących przyczyną eutrofizacji zbiorników wodnych. 

Celem przeprowadzonych doświadczeń była próba zwiększenia przyrostu biomasy wybranych 

gatunków roślin (a tym samym tempa pobierania biogenów), ich zdolności akumulacyjnych 

oraz odporności na niekorzystne warunki środowiskowe, przez wykorzystanie nowoczesnej 

biotechnologii laserowej [Dobrowolski 2001]. 

MATERIAŁ I METODA. Jako materiał doświadczalny wybrano rzęsę drobną (Lemna 

minor) oraz kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus). 

Rzęsa drobna to hydrofit, który charakteryzuje szybki wzrost i zdolność do akumulacji 

pierwiastków biofilnych (N,P), dzięki czemu roślina ta znalazła zastosowanie w hydrofitowych 

oczyszczalniach ścieków typu Lemna. 

Kosaciec żółty to bylina występująca pospolicie w całym kraju, rośnie nad brzegami jezior, 

na terenach podmokłych, bagiennych. Ze względu na efektowne kwiaty należy do cenionych 

roślin ozdobnych. Roślina ta znalazła też zastosowanie w tzw. oczyszczalniach ogrodowych. 

Celem przeprowadzonych doświadczeń było opracowanie odpowiednich parametrów 

stymulacji laserowej wybranych roślin, mających zwiększyć efektywność oczyszczania 

ścieków przez przyspieszenie przyrostu jej biomasy oraz odporności na niekorzystne warunki 

środowiskowe (np. hipotermia, zanieczyszczenie metalami śladowymi). 

* Mgr inż. Małgorzata Śliwka, mgr inż. Mateusz Jakubiak – Katedra Biotechnologii Środowiskowej 

i Ekologii, Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza 

w Krakowie. 

103


Do naświetlania materiału biologicznego wykorzystano diodę laserową o długości fali 

λ=660nm i mocy 20 mW, emitującą światło różowe, oraz laser argonowy o długości fali 

λ=514nm i gęstości energii 4W·m -2 , emitujący światło o barwie seledynowej i diodę laserową 

niebieską o mocy 20 mW i długości fali λ=473 nm (doświadczenia wstępne). 

Eksperyment przeprowadzono na trzech grupach doświadczalnych o jednakowej wyjściowej 

liczbie roślin: 90 w przypadku rzęsy i podobnej masie kłączy (ok. 400 g) w przypadku 

kosaćca. Pierwszą grupę, kontrolną (ktr), stanowiły rośliny nienaświetlone. W pozostałych 

grupach doświadczalnych rośliny zostały poddane stymulacji światłem spójnym, 

emitowanym przez laser argonowy (Ar) oraz diodę laserową (DLS). 

diod 

Pod 

laserow 

koniec 

o 

każdego 

dugoci fali 

okresu 

λ=660nm 

wegetacyjnego 

i mocy 20 m 

dokonano 

W oraz czasu 

ocen 

nawietlania 

przyrostu liści 

3 razy 

roślin 

po 

(przyrostu 

biomasy) oraz przeprowadzono analizę chemiczną na zawartość metali śladowych 

3 

sekundy. w biomasie. Zadowalajce wyniki otrzymano równie dla lasera argonowego o dugoci fali 

λ=514nm i gstoci energii 4W·m 2 oraz czasu ekspozycji równie 3 razy po 3 sekundy. 

WYNIKI. Optymalne parametry stymulacji laserowej rzęsy drobnej (Lemna minor) – długość 

fali, moc, te zostay czas naświetlania dobrane oraz podstawie rodzaj kilkuletnich ekspozycji – dowiadcze uzyskano dla prowadzonych grupy naświetlonej w 

Parametry 

warunkach diodą laserową laboratoryjnych o długości oraz fali λ=660nm polowych i mocy w odpowiednio 20 m W oraz przygotowanych czasie naświetlania w tym 3 celu razy po 

3 sekundy. Zadowalające wyniki otrzymano również dla lasera argonowego o długości fali 

stawach. λ=514nm i gęstości energii 4W·m -2 oraz czasie ekspozycji również 3 razy po 3 sekundy. Parametry 

przypadku te zostały kosaca dobrane ótego na podstawie (Iris pseudoacorus), kilkuletnich doświadczeń najlepsze prowadzonych wyniki otrzymano w warun- 

W 

kach laboratoryjnych oraz polowych, w odpowiednio przygotowanych w tym celu stawach. 

przyekspozycji W przypadku na wiato kosaćca lasera żółtego argonowego (Iris pseudoacorus), i czasie 3 razy po najlepsze 30 sekund. wyniki otrzymano przy 

ekspozycji Grupy na dowiadczalne światło lasera argonowego byy porównywane i czasie 3 razy z grupami po 30 sekund. kontrolnymi rolin 

Grupy doświadczalne były porównywane z grupami kontrolnymi roślin nienaświetlonych, 

hodowanych 

nienawietlonych, hodowanych 

w takich samych 

w takich 

warunkach 

samych warunkach 

(rys.1). 

(rys.1). 

a b c 

Rys. 1. Porównanie wielkości liści roślin w grupach doświadczalnych: a – grupa naświetlona laserem 

argonowym wielkoci (Ar), lici b rolin – grupa w grupach naświetlona dowiadczalnych: diodą laserową a –(DLS), grupa c nawietlona – grupa kontrol- 

Rys.1 Porównanie 

na (ktr) 

laserem argonowym (Ar), b – grupa nawietlona diod laserow (DLS), c – grupa kontrolna 

(ktr) 

Obserwacje prowadzono do momentu całkowitego zamarznięcia wody w stawach doświadczalnych 

w kolejnych trzech okresach wegetacyjnych roślin. Ocena przyrostu powierzchni 

roślin prowadzono przeprowadzona do momentu została cakowitego na podstawie zamarznicia wykonanych wody zdjęć w oraz stawach pomiaru 

Obserwacje 

dowiadczalnych powierzchni roślin w w kolejnych programie trzech komputerowym okresach wegetacyjnych do analizy obrazu rolin. „Aphelion”. Ocena przyrostu Dodatkowo 

zważono biomasę rzęsy drobnej i kosaćca żółtego na koniec ich okresu wegetacyjnego. 

powierzchni Po zsumowaniu rolin przeprowadzona powierzchni liści zostaa roślin na ze podstawie wszystkich wykonanych grup doświadczalnych zdj oraz pomiaru otrzymano 

powierzchni całkowitą powierzchnię rolin w programie roślin komputerowym w stawach (rys.2). do analizy obrazu „Aphelion”. Dodatkowo 

zwaono biomas rzsy drobnej i kosaca ótego na koniec ich okresu wegetacyjnego. 

104 

Po zsumowaniu powierzchni lici rolin ze wszystkich grup dowiadczalnych otrzymano 

cakowit powierzchni rolin w stawach (rys.2).


Rys. 2. Porównanie przyrostu biomasy rzęsy drobnej 

w poszczególnych grupach doświadczalnych 

na koniec okresów wegetacyjnych 

(grupy naświetlane: Ar – laserem argonowym, 

diodą laserową i grupa kontrolna) 

Rys. 3. Porównanie przyrostu biomasy (g) 

kosaćca żółtego w poszczególnych 

grupach doświadczalnych na koniec 

okresów wegetacyjnych (grupy naświetlane: 

Ar – laserem argonowym, 

Po zakończeniu okresu wegetacyjnego, wykonano analizę biomasy roślin pod kątem 

oceny różnic w stopniu kumulacji metali ciężkich (Cd, Ni, Zn) w poszczególnych grupach 

doświadczalnych rzęsy drobnej (rys.4). 

2004 2005 

Rys. 4. Porównanie zawartości Zn, Ni, Cd (µg·g -1 ) w biomasie roślin w poszczególnych grupach 

doświadczalnych na koniec pierwszego i drugiego okresu wegetacyjnego(grupy 

naświetlane: Ar – laserem argonowym i diodą laserową oraz grupa kontrolna) 

DYSKUSJA I WNIOSKI. Naświetlanie materiału biologicznego światłem lasera lub 

diody laserowej o dużej gęstości energii, spójnym, monochromatycznym i spolaryzowanym 

prowadzi do powstania tzw. efektu biostymulacji. Efekt biostymulacji jest związany 

głównie z absorpcją kwantów energii promieniowania przez określone fotoreceptory 

– związki aktywne biologicznie lub organelle komórkowe [Karu 1990]. Pierwsze badania 

nad zastosowaniem stymulacji laserowej do zwiększenia plonowania roślin produkcyjnych 

zapoczątkował w latach 70-tych XX w. Injuszin [Injuszin 1981]. Próby proekologicznego 

zastosowania tej innowacyjnej gałęzi biotechnologii podjął Dobrowolski [Dobrowolski 

1987,1990]. 

105


Wyniki przeprowadzonych doświadczeń wskazują, że fotostymulacja światłem monochromatycznym, 

spolaryzowanym i spójnym wpływa istotnie na przyrost biomasy, znacznie 

przyspieszając podziały komórek i wzrost roślin. Najkorzystniejsze efekty takiej fotostymulacji 

rzęsy drobnej (Lemna minor) uzyskano dla grupy roślin naświetlanych diodą laserową, 

gdzie już pod koniec pierwszego okresu wegetacyjnego otrzymano ponad 300% większy 

przyrost biomasy w porównaniu z grupą kontrolną (rys.2). Największą powierzchnię 

liści, w przeliczeniu na jedną roślinę otrzymano dla grupy naświetlanej laserem argonowym 

(rys.1). Grupa roślin naświetlanych diodą laserową wykazała się najwyższą odpornością na 

spadek temperatury i mniejszą podatnością na chlorozę. Najlepsze wyniki fotostymulacji dla 

kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus) otrzymano w grupie roślin naświetlanych laserem argonowym, 

o czasie ekspozycji 3 razy po 30 sekund (rys.3). 

Na podstawie przeprowadzonych doświadczeń można stwierdzić, że jest możliwe opracowanie 

parametrów fotostymulacji laserowej w celu optymalnego przygotowania materiału 

roślinnego do pracy w hydrofitowych oczyszczalniach ścieków. Rozpowszechnienie tego typu 

oczyszczalni w naszym kraju oraz zwiększenie ich efektywności, jest szczególnie istotne na 

terenach nieskanalizowanych obszarów wiejskich. Wdrożenie przydomowych oczyszczalni roślinnych 

może przyczynić się do trwałej poprawy jakości wód oraz zmniejszenia ryzyka ich eutrofizacji 

na skutek gwałtownego napływu biogenów. Stymulacja laserowa wpłynęła również na 

stopień kumulacji metali ciężkich w biomasie roślin (rys.4), powodując obniżenie ich zawartości 

w grupie roślin naświetlanych, co może istotnie wpłynąć na obniżenie efektu fitotoksyczności. 

Stwierdzono, że efekt biostymulacji jest trwały i utrzymuje się w kolejnych okresach wegetacyjnych 

bez ponownego naświetlania roślin, co znacznie obniża koszty doświadczeń 

oraz ich późniejszego wdrożenia. 

Badania wykonano w ramach grantu badawczego KBN 18.18.150.833 (1T09D08230). 


Dobrowolski J.W. 2001. Biotechnologia proekologiczna kluczem do unowocześniania środowiska. 

Inżynieria Środowiska tom 6. Wyd. AGH, Kraków. 

Dobrowolski J.W., Różanowski B. 1998. The influence of laser light on accumulation of selected 

macro-, trace-and ultra elements by some plants. Menegenund Spurenelemente, Friedrich- 

Schiller-Universitat. Jena: 147–156. 

Dobrowolski J.W., Borkowski J., Szymczyk S. 1987. Photon emission from biological systems, 

World Scientific, Singapure: 187–195. 

Injuszin W.1981. Łuć łaziera i urażaj. Kalmar, Ałma – Ata. 

Karu T.J. 1990. Effects of visible radiation on cultured cells. Photochemistry Pchotobiology, Vol 

52: 1089–1098. 

THE INFLUENCE OF LASER LIGHT ON INCREASE OF BIOMASS AND BIOREME- 

DIATION ABILITIES OF HYDROPHYTES IN WASTEWATER TREATMENT PLANTS. 

The aim of experiment was an attempt to increase the efficiency of the Lemna Biological 

Method of sewage treatment by the photostimulation of duckweed (Lemna minor) with a laser 

diode and argon laser. Effects of photostimulation by coherent light on plants biomass 

increase the base of the activation of biological mechanisms (activation of enzymes of mitochondrial 

fraction). The experimental groups of equal quantities were exposed to variable 

parameters of laser stimulation (lenght of wave, time and power of radiation). 

106


The results of experiments it showed that photostimulation significantly speeds up cell 

divisions and causes a significant growth of biomass driv ing to quicker and more efficient 

uptake of biogenic elements contained in sewage making eutrophication process slower. 

Laser biotechnology is also promising for more efficient bioremediation of trace elements 

(Ni, Zn, Cd) from sewage. The beneficial influence of photostimulation was extension 

of the vegetation season of plants. 

107


PIERWIASTKI ŚLADOWE W GLEBACH WYTWORZONYCH Z GRUNTÓW 

POGÓRNICZYCH* 

WPROWADZENIE. Naturalna zawartość pierwiastków śladowych w glebach zależy przede 

wszystkim od pochodzenia geologicznego i składu mineralogicznego skały macierzystej, 

wietrzenia, procesów glebotwórczych oraz składu granulometrycznego [Czarnowska 1996, Kabata-Pendias 

i inni 1993]. Zmiany zawartości pierwiastków śladowych, szczególnie w wierzchnich 

poziomach gleb niezanieczyszczonych, mogą wynikać z intensywnej działalności rolniczej. 

Zabiegi agrotechniczne, w tym nawożenie i ochrona roślin, przyczyniają się do wzbogacenia 

gleby w niezbędne do życia organizmów żywych mikroelementy, jak i składniki zbędne, często 

szkodliwe, np. kadm. Pierwiastkom śladowym poświęcono wiele opracowań, które dotyczą 

głównie skażenia antropogenicznego oraz ich występowania na użytkach rolniczych [Dudka 

1992, Gworek i Jeske 1996, Terelak i in. 1997], brak jest natomiast informacji dotyczących gruntów 

pogórniczych. Grunty pogórnicze Konińskiego Zagłębia Węglowego, które poddawane są 

procesom rekultywacji, stanowią mieszaninę skał osadowych różnego pochodzenia, głównie: 

glin zwałowych szarych zlodowacenia środkowopolskiego i żółtych zlodowacenia bałtyckiego, 

piasków czwartorzędowych, iłów poznańskich i sporadycznie piasków mioceńskich [Gilewska 

1991, Gilewska, Otremba 2000]. Charakteryzuje je więc różny skład mineralogiczny i granulometryczny, 

co może pociągać za sobą różnice chemiczne [Mocek i in. 2004]. 

Celem badań prezentowanych w tym opracowaniu było oznaczenie całkowitej zawartości 

najważniejszych pierwiastków śladowych w warstwie oranej gleby wytworzonych z gruntów 

pogórniczych na tle wybranych właściwości fizycznych i chemicznych oraz określenie 

wzajemnych zależności między tymi pierwiastkami. 

MATERIAŁ I METODY. Badania przeprowadzono na polu doświadczalnym zlokalizowanym 

na zwałowisku wewnętrznym, należącym do Katedry Gleboznawstwa i Rekultywacji 

Akademii Rolniczej w Poznaniu. Obiekt jest zlokalizowany na zwałowisku wewnętrznym 

odkrywki Pątnów KWB Konin, 10 km na północ od Konina, przy trasie Konin – Bydgoszcz. 

Przedmiotem badań była wierzchnia warstwa (poziom ornopróchniczny) gleb wytworzonych 

po dwudziestu siedmiu latach rekultywacji i zagospodarowania terenów zdegradowanych 

działalnością górnictwa odkrywkowego. Doświadczenie polowe zostało założone 

w 1978 przez prof. Bendera [Gilewska, Otremba 2000], a czynnikami doświadczenia były: 

• dwa systemy uprawy: orka płytka (0–15 cm) i orka głęboka (0–30 cm), 

oraz 

• trzy poziomy nawożenia mineralnego: 0 NPK, 1 NPK, 2 NPK (tab.1). 

W uproszczonym płodozmianie zbożowo-rzepakowym uprawiane były trzy gatunki roślin 

w zmianowaniu: rzepak ozimy, pszenica ozima i żyto ozime. Słoma i resztki roślinne były 

corocznie przyorywane. Na terenie założonego doświadczenia przez pierwsze dziesięć lat 

stosowano naprawę chemizmu materiału pogórniczego, które miało zapewnić w pierwszych 

i dalszych latach rekultywacji prawidłowy wzrost i rozwój roślin uprawnych [Bender 1995]. 

Nawożenie zależne było od właściwości chemicznych, fizykochemicznych i zdolności retencyjnej 

tworzywa glebowego oraz potrzeb pokarmowych gatunków roślin uprawnych [Bender, 

Gilewska 2004]. Od roku 1988 stosuje się nawożenie mineralne w ilościach przedstawionych 

w tabeli 1. W kombinacjach z płytką i głęboką orką było ono takie samo. 

Pobrane próbki glebowe zostały wysuszone i przesiane przez sito o wymiarze oczek 

1 mm. Metodami powszechnie stosowanymi w gleboznawstwie [Mocek i in. 2000] badano 

* Waldemar Spychalski – Katedra Gleboznawstwa Akademii Rolniczej im. A. Cieszkowskiego 

w Poznaniu, Mirosława Gilewska – Katedra Gleboznawstwa i Rekultywacji Akademii Rolniczej 

im. A. Cieszkowskiego w Poznaniu 

108


podstawowe fizyczne i chemiczne właściwości gleb, takie jak: skład granulometryczny metodą 

areometryczną według Prószyńskiego, zawartości węgla organicznego metodą Tiurina 

oraz azotu ogólnego – metodą analizy elementarnej, za pomocą analizatora Vario Max firmy 

Elementar, odczyn gleb w H 2 

O i KCl oraz zawartość węglanów oznaczono Scheiblera. 

Całkowitą zawartość pierwiastków śladowych oznaczono metodą AAS na aparacie Varian 

220 FS, po uprzedniej mineralizacji próbki glebowej, stosując tzw. trawienie w mieszaninie 

HF i HClO 4 

[Mocek i in. 2000]. 

Tabela 1. Dawki nawożenia mineralnego 

Gatunek 

rośliny 

Rzepak 

ozimy 

Pszenica 

ozima 

Żyto 

ozime 

Kombinacja 

nawozowa 

Naprawa chemizmu 

gruntu pogórniczego (1978–1988) 

Nawożenie mineralne 

(od 1988 r.) 

N P 2 

O 5 

K 2 

O N P 2 

O 5 

K 2 

O 

kg·ha -1 

0 NPK 0 0 0 0 0 0 

1 NPK 200 470 150 200 70 90 

2 NPK 400 940 300 400 140 180 

0 NPK 0 0 0 0 0 0 

1 NPK 160 270 130 160 40 80 

2 NPK 320 540 260 320 80 160 

0 NPK 0 0 0 0 0 0 

1 NPK 130 370 140 130 60 100 

2 NPK 260 740 280 260 120 200 

WYNIKI I DYSKUSJA. Jak już wspomniano, zwałowiska Konińskiego Zagłębia Brunatnego 

są mieszaniną glin zwałowych szarych i żółtych różnych zlodowaceń, piasków 

czwartorzędowych oraz iłów poznańskich i rzadziej piasków mioceńskich [Gilewska 1991]. 

Niejednorodne wymieszanie skał na zwałowisku będzie prawdopodobnie miało wpływ na 

oznaczane właściwości pozostałych gleb antropogenicznych. 

Badane próbki należą pod względem uziarnienia wg PTG do glin lekkich słabo spiaszczonych. 

Zawartość części spławialnych wahała się w przedziale od 25 do 35%, natomiast 

iłu koloidalnego od 11 do 16% (tab.2). Zawartość węgla organicznego po 27 latach rekultywacji 

była zróżnicowana i mieściła się w przedziale od 0,36 do 0,78%, w zależności od poziomu 

zastosowanego nawożenia i systemu uprawy (orka płytka lub głęboka). Największe 

przyrosty tego składnika stwierdzono na poletkach, gdzie zastosowano nawożenie mineralne 

(2 NPK) i wykonywano orkę płytką. W analizowanych próbkach zawartość azotu ogółem 

wahała się od 0,021 do 0,0656%. Największą ilość azotu, podobnie jak węgla organicznego, 

stwierdzono w kombinacji z płytką orką i przy dawce nawozowej 2NPK (tab.2). Odczyn 

badanych gleb był zasadowy, a wartości pH mierzone w H 2 

O zawierały się w przedziale od 

8,00 do 8,38, pH w KCl natomiast od 7,50 do7,77. Zaobserwowano tendencję obniżania się 

pH gleby wraz ze wzrostem dawki nawozowej. Do podobnego rezultatu doszli w swoich badaniach 

Spychalski i in. [2005]. Wysokie pH jest wynikiem występowania w badanych glebach 

znacznych ilości węglanu wapnia. Zawartość tych związków mieściła się w granicach 

od 3,4 do 7,2% (tab.2). 

Całkowita zawartość pierwiastków śladowych w badanych glebach zależy przede wszystkim 

od skały macierzystej i jej składu mineralogicznego. Otrzymane wyniki tych pierwiastków 

w badanym materiale glebowym oceniono na podstawie wytycznych IUNG w Puławach, dotyczących 

oceny skażenia metalami ciężkimi warstwy ornej oraz przyjętej skali zanieczyszczeń 

określającej przydatność danych gleb do uprawy [Kabata-Pendians i in. 1993]. 

109


Zawartość miedzi (Cu) w warstwie ornej gleb wytworzonych z gruntów pogórniczych wahała 

się w granicach 8,0–13,0 mg·kg -1 , osiągając średnią wartość 9,2 mg·kg -1 gleby (tab.3). 

Uzyskane wyniki pozwalają zaliczyć badane gleby do stopnia 0, a więc stwierdzona zawartość 

miedzi jest zawartością naturalną. Stwierdzona zawartość miedzi całkowitej była analogiczna 

do uzyskanej w badaniach przez Czarnowską [1996], dotyczących naturalnych gleb gliniastych. 

Porównując otrzymane wyniki ze średnimi zawartościami tego pierwiastka w glebach 

gliniastych (19,0 mg·kg -1 ) podawanej przez Kabatę-Pendians i Pendiasa [1999], stwierdzono, 

że jest to bardzo niska zasobność tych utworów w analizowany składnik. Zawartość cynku 

(Zn) w badanych glebach mieściła się w dość szerokim przedziale wartości – od 29,2 do 55,5 

mg·kg -1 gleby (tab.3). Średnia zawartość tego składnika wynosiła 40,0 mg·kg -1 , co jest zbieżne 

z wynikami badań Czarnowskiej [1996] dla glin zwałowych (średnich), oraz Terelaka i in. 

[1997], którzy podają wartość 33,0 mg·kg -1 jako średnią zawartość cynku w glebach Polski. 

Tabela 2. Podstawowe właściwości fizyczne i chemiczne gleb wytworzonych z gruntów pogórniczych 

Gatunek 

rośliny 

Rzepak 

Pszenica 

Żyto 

Rzepak 

Pszenica 

Żyto 

Dawka 

NPK 

pH % 

Próchnicy 

H 2 

O KCl CaCO 3 

C org. 

Orka głęboka 

% frakcji 

C:N < 0,02 < 0,002 

N org. 

mm mm 

2 8,00 7,50 3,41 0,69 1,20 0,045 15,3 28 13 

1 8,07 7,59 6,99 0,67 1,16 0,050 13,4 35 14 

0 8,38 7,64 7,16 0,42 0,73 0,026 16,2 31 16 

2 8,15 7,63 5,12 0,68 1,17 0,055 12,4 30 15 

1 8,19 7,65 5,80 0,66 1,14 0,046 14,4 25 12 

0 8,42 7,77 6,14 0,40 0,69 0,021 19,1 27 13 

2 8,06 7,50 5,46 0,70 1,21 0,053 13,2 26 11 

1 8,19 7,65 3,41 0,73 1,26 0,049 14,9 27 12 

0 8,29 7,70 5,29 0,40 0,70 0,031 12,9 25 11 

Orka płytka 

2 8,09 7,55 6,14 0,78 1,35 0,060 13,0 32 15 

1 8,14 7,57 6,48 0,75 1,30 0,056 13,4 31 14 

0 8,31 7,61 6,82 0,49 0,84 0,026 18,9 32 14 

2 8,09 7,54 5,29 0,65 1,12 0,061 10,7 28 12 

1 8,15 7,59 5,80 0,66 1,14 0,052 12,7 27 12 

0 8,32 7,67 5,97 0,36 0,63 0,026 13,9 28 12 

2 8,02 7,56 5,29 0,78 1,34 0,065 12,0 28 13 

1 8,08 7,60 5,97 0,68 1,17 0,050 13,6 27 13 

0 8,16 7,62 6,65 0,45 0,78 0,025 18,0 29 14 

Kolejnym analizowanym pierwiastkiem był mangan (Mn), jego ilość w warstwie ornej 

była stosunkowo wyrównana i mieściła się w granicach 216,3–257,5 mg·kg -1 gleby, przy 

średniej zawartości 232,7 mg·kg -1 gleby. Otrzymane ilości były zbieżne z cytowanymi wcześniej 

wynikami (300,0 mg·kg -1 ) podawanymi przez Czarnowską [1996], które dotyczyły skał 

gliniastych. Według Kabaty-Pendias i Pendiasa [1999] natomiast ilość kadmu w glebach gliniastych 

jest znacznie większa i kształtuje się średnio na poziomie 570 mg·kg -1 . 

Żelazo (Fe) w badanych glebach występowało w ilościach od 1,21 do 1,55 %. Średnia 

zawartość tego pierwiastka w analizowanych próbkach glebowych wynosiła 1,4% (tab.3), 

co w niewielkim stopniu przewyższa, wartość tła geochemicznego (1,29%) podawanego 

przez Czarnowską [1996]. Stwierdzono bardzo istotną korelację między zawartością Fe i Al 

(R=0,92), oraz Fe i Ni (R=0,73) (tab. 4). 

110


Ogólna zawartość chromu (Cr) w analizowanych próbkach glebowych mieściła się 

w granicach 23,5–31,4 mg·kg -1 gleby, przy średniej jego zawartości wynoszącej 27,4 mg·kg -1 

gleby (tab.3). Wyniki te pokrywają się z wartościami podawanymi przez Czarnowską [1996] 

dla gliniastych skał macierzystych oraz przez Kabatę-Pendias i Pendiasa (24,0 mg·kg -1 ) dla 

wierzchnich poziomów gleb rolniczych o uziarnieniu gliniastym. 

Tabela 3. Całkowita zawartość pierwiastków śladowych w badanych glebach 

Gatunek 

rośliny 

Rzepak 

Pszenica 

Żyto 

Rzepak 

Pszenica 

Żyto 

Cu Zn Mn Cr Cd Pb Ni Co Fe Al 

mg·kg -1 % 

Orka głęboka 

8,78 40,48 224,90 24,98 0,55 13,75 12,45 3,73 1,208 2,51 

12,95 55,50 216,28 30,75 0,40 13,50 16,20 6,65 1,379 3,24 

11,38 50,45 219,23 31,43 0,33 13,50 16,43 5,20 1,440 3,29 

9,28 52,54 223,63 25,90 0,50 14,00 14,58 4,68 1,338 2,80 

8,98 42,81 227,88 27,20 0,48 13,25 12,83 4,25 1,296 2,68 

11,88 46,79 220,73 29,00 0,38 13,50 16,33 4,95 1,537 3,57 

9,53 50,91 242,83 24,55 0,55 13,75 14,03 4,73 1,347 2,74 

8,43 50,50 226,60 25,00 0,50 12,50 14,25 4,50 1,375 3,03 

7,98 30,70 238,48 23,45 0,30 12,25 13,50 4,23 1,336 2,92 

Orka płytka 

9,33 45,56 257,50 26,38 0,45 13,75 16,50 5,05 1,551 3,55 

8,88 36,15 242,93 27,58 0,20 11,25 15,38 4,60 1,457 3,21 

8,65 34,01 250,93 28,43 0,10 10,75 15,50 4,78 1,492 3,29 

8,60 35,92 249,48 28,13 0,20 10,50 14,03 4,28 1,466 3,17 

8,65 31,70 247,10 27,63 0,20 11,75 14,23 4,28 1,447 3,26 

8,28 33,47 235,78 26,43 0,05 14,00 13,13 4,58 1,384 2,87 

8,38 33,48 229,05 28,53 0,18 11,00 14,78 4,60 1,404 3,32 

7,95 29,23 219,10 26,68 0,18 12,00 14,20 4,43 1,341 3,03 

8,10 31,77 216,70 30,85 0,13 11,25 15,40 4,78 1,343 3,01 

ŚREDNIA 9,22 40,66 232,73 27,38 0,31 12,57 14,65 4,68 1,397 3,08 

Tło */ 7,1 30,0 289,0 27,0 0,18 9,8 10,2 4,0 – – 

*Średnie wartości tła geochemicznego [Czarnowska 1996]. 

Tabela 4. Wartości współczynników korelacji pomiędzy zawartością analizowanych składników 

Wyszczególnienie Cu Zn Mn Cr Cd Pb Ni Co Al Fe 

Zn 0,72 

Mn -0,35 -0,28 

Cr 0,52 0,07 -0,35 

Cd 0,35 0,77 -0,17 -0,38 

Pb 0,46 0,66 -0,29 -0,23 0,65 

Ni 0,61 0,34 -0,04 0,65 -0,10 -0,05 

Co 0,79 0,55 -0,26 0,59 0,04 0,23 0,73 

Al. 0,38 0,00 0,23 0,53 -0,34 -0,03 0,83 0,48 

Fe 0,28 0,02 0,49 0,37 -0,03 -0,24 0,73 0,34 0,92 

Koloidy 0,40 0,31 -0,21 0,58 0,00 0,13 0,70 0,47 0,40 0,31 

*P=0,05 

111


Ilość kadmu w warstwie ornej badanych gleb mieściła się w zakresie wartości od 0,05 – 

0,55 mg·kg -1 gleby przy średniej zawartości wynoszącej 0,31 mg·kg -1 gleby (tab.3). Zaobserwowane 

różnice były prawdopodobnie spowodowane wniesieniem tego składnika z nawożeniem 

fosforowym. Największe przyrosty tego metalu ciężkiego stwierdzono na poletkach, 

gdzie zastosowano kombinację nawożeniową 2NPK, jednak wartości te nie przekraczają 

norm przyjętych dla tzw. naturalnej zawartości tego składnika w glebie. Ilość Cd była dość 

silnie skorelowana zawartością Zn (R=0,77), jak również z ołowiem (R=0,65) (tab. 4). 

Wyniki przeprowadzonych badań gleb pogórniczych wskazują na zawartość (stopień 0) 

odpowiadającą naturalnej ilości w nich ołowiu i mieszczą się w granicach od 10,5 do 14,0 

mg·kg -1 gleby, średniej zawartości 12,6 mg·kg -1 gleby (tab.3). Wartości te są nieco większe 

od średniej dla glin zwałowych (9,8 mg·kg -1 ) podawanej przez Czarnowską [1996], dla skał 

macierzystych naturalnych gleb. 

Średnia zawartość kobaltu wynosiła 4,7 mg·kg -1 i oscylowała wokół wartości tła geochemicznego 

(4,0 mg·kg -1 ) ustalonego przez Czernowską [1996]. Stwierdzono silny związek 

tego metalu z miedzią (R=0,790, oraz niklem (R=0,73). 

Zawartość niklu w badanych glebach wynosiła od 12,5 do 16,5 mg·kg -1 gleby (tab.3). 

Średnia zawartość tego składnika wynosiła 14,65 mg·kg -1 gleby. Wyniki te mieszczą się 

w zakresie zawartości naturalnej wg skali podanej przez Kabatę-Pendias i in. [1993]. 

Zawartość glinu w warstwie ornej badanych próbek glebowych kształtowała się na stosunkowo 

wysokim poziomie i wynosiła od 2,5 do 3,6 % przy średniej zawartości tego pierwiastka 

wynoszącej 3,08 % (tab.3). Tak duża zawartość glinu wynikała ze składu granulometrycznego 

i mineralogicznego. Glin był silnie skorelowany z zawartością żelaza (R=0,92), 

niklu (R=0,83), oraz chromu (R=0,53). 

WNIOSKI. Na podstawie wyników badań dotyczących gleb antropogenicznych wytworzonych 

z gruntów pogórniczych w rejonie konińskim sformułowano następujące wnioski: 

1. Analizowane gleby pod względem składu granulometrycznego należą do glin lekkich, 

wykazują z reguły odczyn zasadowy i odznaczają się stosunkowo niską zawartością 

próchnicy (do 1,35%). 

2. Całkowita zawartość analizowanych pierwiastków śladowych ( z wyjątkiem żelaza, glinu 

i chromu) była na niskim poziomie i nie przekraczała tak zwanego tła geochemicznego 

oraz nie odbiegała od średnich „naturalnych” zawartości dla poziomów ornych gleb 

Polski. Średnia ilość analizowanych składników była następująca (mg·kg-1): miedzi – 

9,22, cynku – 40,66, manganu – 232,73, chromu – 27,38, kadmu – 0,31, ołowiu – 12,57, 

niklu – 14,65, kobaltu – 4,68, oraz glinu 3,08% i żelaza 1,29%. 

3. Na poletkach nawożonych stwierdzono przyrost zawartości kadmu w stosunku do nie 

nawożonych, przy czym najwyższy poziom kadmu zanotowano w kombinacji nawozowej 

NPK. 


Bender J. 1995. Rekultywacja terenów pogórniczych w Polsce. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418: 

75 – 86. 

Bender J., Gilewska M. 2000. Rekultywacja w konfrontacji z aktami prawnymi, badaniami naukowymi 

i praktyką gospodarczą. Rocz. Akad. Rol. w Poznaniu – CCCXVII: 343 – 356. 

Czarnowska K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako tło geochemiczne 

gleb. Rocz. Gleb. T. 47 supl.: 43–50. 

Dudka S. 1992. Ocena całkowitych zawartości pierwiastków głównych i śladowych w powierzchniowej 

warstwie gleb Polski. IUNG Puławy, R(293): 46. 

112


Gilewska M, Otremba K. 2004. Właściwości gleb formowanych z gruntu pogórniczego. Rocz. 

Gleb. T. LV, 2: 111 – 121. 

Gilewska M. 1991. Rekultywacja biologiczna gruntów pogórniczych na przykładzie KWB ,,Konin”. 

Rocz. Akad. Rol. w Poznaniu. Rozpr. Nauk. 211. Poznań. 

Gworek B., Jeske K. 1996. Pierwiastki śladowe i żelazo w glebach uprawnych wytworzonych 

z utworów glacialnych. Rocz. Gleb. T. 47 supl.:51–63. 

Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrkowska H., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena 

stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. 

IUNG Puławy: R. (293): 35. 

Mocek A, Drzymała S, Maszner P. 2000: Geneza, analiza i klasyfikacja gleb. Poznań. 

Mocek A., Owczarzak W., Rybczyński P. 2004. Zmienność chemizmu gleb wytworzonych na 

zwałowisku wewnętrznym odkrywki Pątnów w wyniku wieloletniego, zróżnicowanego nawożenia 

mineralnego. Rocz. Gleb. T. LV, 2: 291–299. 

Spychalski W., Mocek A., Gilewska M. 2005. Potassium forms in soils formed from postmining 

lands. Nawozy i nawożenie. 2005(VII) 3(24): 124 –132. 

Terelak H., Stuczyński T., Piotrowska M. 1997. Haevy metals in agricultural soils in Poland. Polish. 

J. Soil Sci. 30/2: 35–42. 

TRACE ELEMENTS IN SOILS FORMED FROM POSTMINING LANDS 

Investigations were carried out at a site belonging to the Department of Soil Science 

and Land Reclama-tion of Poznan Agricultural University. The trial was established in 1978. 

Experimental plots are localised on an internal earth bank of the Pątnów KWB Konin open 

pit, 10 km North from Konin, at the road Konin–Bydgoszcz. 

The aim of the investigations was to determine some selected microelements in surface 

layers of soils after 27 years of agricultural land reclamation (Effect of fertilization and 

agrotechnical practices such as deep and shallow ploughing). Soils under study were classified 

as light loam characterised by alkaline soil reaction (pH) and relatively low content of 

organic carbon, i.e., from 2.6 to 7.8 g·kg -1 . The total microelement content was low and varied 

within the so called geochemical background. The mean values, ex-pressed as mg·kg -1 

were: Cu – 9.22; Cr – 27.38; Zn – 40.66; Mn – 232.73; Pb – 12.57; Ni – 14.65; Co – 4.68; 

Fe – 1.40%; Al – 3.08%. 

113

Toksyczność 

Monitoring przydatności wybranych komunalnych osadów 

ściekowych do ich rolniczego wykorzystania* 

WPROWADZENIE. Komunalne osady ściekowe powstają na etapie oczyszczania ścieków 

komunalnych, a ich ilości zależą od sposobów prowadzenia procesów oczyszczania 

oraz stopnia rozkładu substancji organicznej na etapie stabilizacji osadów. 

Powstające z oczyszczania ścieków komunalne osady ściekowe różnią się właściwościami 

mineralogicznymi, fizykochemicznymi i biologicznymi, co ma istotne znaczenie przy doborze 

sposobów ich zagospodarowywania. Warunki, jakie muszą być spełnione, aby osady 

te mogły być wykorzystywane, reguluje [Rozporządzenie...2002]. 

Optymalnym sposobem wykorzystania komunalnych osadów ściekowych jest przyrodnicze 

użytkowanie, a w szczególności stosowanie osadów jako nawozu organicznego 

w rolnictwie. Osady pochodzące z oczyszczania ścieków komunalnych mają bardzo dużą 

wartość glebotwórczą i nawozową. Zawierają, poza potasem, znaczne ilości wszystkich 

składników pokarmowych niezbędnych dla roślin. Fizyczne i chemiczne właściwości tych 

osadów są bliskie próchnicy glebowej, która w gruntach mineralnych stanowi o żyzności 

gleby, a nawożenie gleb uprawnych komunalnym osadem ściekowym zwiększa wydatnie 

plonowanie roślin. 

Możliwość przyrodniczego użytkowania osadów ściekowych często ogranicza m.in. 

przypadki ponadnormatywnych zawartości metali ciężkich. Niezbędny jest zatem ściśle 

określony system monitoringu gospodarki osadami ściekowymi oraz warunków ekologiczno-sanitarnych 

następstw rolniczego ich użytkowania [Siuta 1995]. Monitoring komunalnych 

osadów ściekowych mający na celu określenie przydatności tych osadów do ich rolniczego 

wykorzystania oraz terenów ich aplikacji obejmuje: 

1) systematyczne badania zawartości w komunalnych osadach ściekowych: suchej masy, 

substancji organicznej, azotu ogólnego, fosforu ogólnego, wapnia i magnezu, ołowiu, 

kadmu, chromu, miedzi, niklu, rtęci i cynku oraz obecności bakterii z rodzaju Salmonella 

i liczby żywych jaj pasożytów jelitowych, a także oznaczanie odczynu (pH); 

2) oznaczanie w glebach zawartości: ołowiu, kadmu, chromu, miedzi, niklu, rtęci, cynku, 

fosforu przyswajalnego i oznaczanie odczynu (pH); 

3) kontrolę prawidłowości postępowania z komunalnymi osadami ściekowymi zgodnie 

z prawem [Rozporządzenie...2002) oraz przyjętym programem ich wykorzystania. 

Celem niniejszej pracy jest prezentacja wyników monitoringu wybranych komunalnych 

osadów ściekowych w celu określenia ich przydatności do rolniczego wykorzystania. 

Metody badań. Badania komunalnych osadów ściekowych przeprowadzono w Laboratorium 

Analiz Odpadów Stałych Zakładu Monitoringu Środowiska Głównego Instytutu Górnictwa 

w Katowicach oraz Laboratorium Wojewódzkiej Stacji Sanitarno-Epidemiologicznej 

w Katowicach. Zastosowano następujące metody badań: 

1) zawartość azotu ogólnego oznaczano metodą Kjeldahla, 

2) zawartość azotu amonowego oznaczano metodą destylacyjno-miareczkową, 

3) zawartość fosforu ogólnego, wapnia i magnezu oznaczano metodą spektrometrii rentgenowskiej 

fluorescencji (XRF), 

4) zawartość metali ciężkich oznaczano metodą spektrometrii emisyjnej z plazmą wzbudzoną 

indukcyjnie (ICP) po mineralizacji w wodzie królewskiej, 

5) pH wyciągu wodnego 1:10 badano metodą elektrometryczną, 

* Dr inż. Katarzyna Bojarska, dr Zbigniew Bzowski, mgr Andrzej Dawidowski – Zakład Monitoringu 

Środowiska, Główny Instytut Górnictwa w Katowicach. 

114

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 32, 2007 r. 

6) obecność bakterii chorobotwórczych z rodzaju Salmonella badano metodą hodowli na 

podłożach namnażanych, 

7) liczbę żywych jaj pasożytów jelitowych oznaczono metodą mikroskopową po ich izolacji. 

Monitoring składu chemicznego wybranych komunalnych osadów 

ściekowych 

Składniki podstawowe. Skład chemiczny komunalnych osadów ściekowych pochodzących 

z różnych oczyszczalni ścieków wykazuje bardzo duże wahania. Przedziały zawartości 

podstawowych składników w komunalnych osadach ściekowych według J. Siuty [2003a] na 

tle zawartości tych składników w przebadanych osadach ściekowych z oczyszczalni w Mokrej 

Prawej k. Skierniewic oraz z innych oczyszczalni zaprezentowano w tabeli 1. 

Osady ściekowe z Mokrej Prawej charakteryzuje mała zawartość substancji organicznej 

i azotu ogólnego. Małe ilości substancji organicznej są związane z bardzo dużą zawartością 

wapnia stosowanego do stabilizacji osadu. Na rysunku 1 zaprezentowano wyniki 

prowadzonego w latach 2006 – 2007 monitoringu zawartości azotu, fosforu i magnezu w komunalnych 

osadach ściekowych z Mokrej Prawej. 

Tabela 1. Typowe zawartości podstawowych składników oraz ich średnie zawartości w badanych 

komunalnych osadach ściekowych 

Składnik 

Zawartości według 

J. Siuty 

Oczyszczalnia ścieków komunalnych 

Mokra Prawa Wieluń Piekary Śląskie Bobrowniki 

n = 15 n = 6 n = 4 n = 4 

% s.m. 

Substancja 

organiczna 

50 – 60 26,96 61,84 48,22 62,88 

Azot ogólny 2,5 – 4,0 2,11 3,23 3,28 5,09 

Fosfor 0,65 – 3,0 1,18 1,17 2,11 1,87 

Magnez 0,30 – 0,60 0,75 0,44 0,74 0,79 

Wapń 1,43 – 3,57 10,42 3,33 7,76 3,94 

n – liczba badanych próbek. 

Tabela 2. Spotykane zawartości metali ciężkich w polskich osadach ściekowych. 

Wg Cz.Maćkowiaka 

[1999] w latach 

1993–1999 

Wg J.Bernackiej 

i in. [2002] w latach 

1998–2002 

Wg Z.Bzowskiego 

[2004] w latach 

1995–2000 

Wg J.Siuty (2003b) 

w latach 

1999–2001 

Metal 

różne oczyszczalnie 15 oczyszczalni oczyszczalnia „Hajdów” Lublin 

mg · kg -1 s.m. 

Cd 0,2 – 10,0 1,0 – 83,8 37 – 162 18 – 289 

Cr 5 – 491 27 – 6674 99 – 254 17 – 182 

Cu 0,3 – 643 72 – 1340 180 – 347 85 – 334 

Hg – 0,61 – 9,11 < 1 – 5 – 

Ni 3,2 – 90,0 11 – 358 86 – 344 49 – 645 

Pb 3 – 315 18 – 372 19 – 190 11 – 110 

Zn 126 – 2426 603 – 5124 1086 – 2650 994 – 2823 

115

Toksyczność 

Metale ciężkie. Uzupełnieniem składu chemicznego komunalnych osadów ściekowych 

są pierwiastki śladowe, w tym metale ciężkie. Przedziały zawartości metali ciężkich 

w polskich osadach ściekowych według różnych autorów zaprezentowano w tabeli 2. Wyniki 

monitoringu zawartości metali ciężkich w komunalnych osadach ściekowych w latach 

2006–2007 z Mokrej Prawej k.Skierniewic oraz z trzech innych oczyszczalni ścieków zamieszczono 

w tabeli 3. 

Tabela 3. Zawartości metali ciężkich w badanych komunalnych osadach ściekowych 

Oczyszczalnia ścieków komunalnych 

Metal 

Zawartości 

Mokra Prawa Wieluń Piekary Bobrowniki 

dopuszczalne* 

n = 15 n = 6 n = 4 n = 4 

mg·kg -1 s.m. 

Cd 1 – 3 3 – 14 6 – 9 6 – 8 10 

Cr 60 – 107 36 – 478 25 – 160 34 – 51 500 

Cu 89 – 240 132 – 800 136 – 184 131 – 203 800 

Hg 0,52 – 1,30 1,50 – 3,50 0,71 – 3,70 0,29 – 0,77 5 

Ni 33 – 131 18 – 120 12 – 35 19 – 35 100 

Pb 28 – 67 26 – 104 148 – 341 145 – 244 500 

Zn 566 – 1446 1156 – 7203 1355 – 3330 1381 – 2507 2500 

* Dopuszczalne zawartości w osadach ściekowych wykorzystywanych na cele rolne zgodnie z rozporządzeniem 

Ministra Środowiska z dnia 1 sierpnia 2002 r. w sprawie komunalnych osadów ściekowych 

(DzU nr 134, poz. 1140). 

n – liczba badanych próbek. 

Z przeprowadzonych badań wynika, że ilości metali ciężkich zawartych w osadach 

z Mokrej Prawej są znacznie mniejsze niż z rejonów przemysłowych (Piekary i Bobrowniki), 

a nawet z Wielunia. W porównaniu do ilości zanieczyszczających metali ciężkich osady 

ściekowe w Polsce (tab. 2) badane osady z Mokrej Prawej charakteryzują małe zawartości 

tych metali, najczęściej mniejsze niż wartości dopuszczalne ze względu na rolnicze wykorzystanie 

osadów. Komunalne osady ściekowe pochodzące z rejonów przemysłowych (Piekary), 

a nawet z Wielunia, wykazują natomiast znaczące przekroczenia zawartości cynku, 

co uniemożliwia wykorzystanie tych osadów do nawożenia gleb rolnych. Ponadto sezonowa 

zmienność zawartości metali ciężkich w osadach ściekowych wskazuje, że monitoring 

jest niezbędny nie tylko dla rolniczego, ale też dla każdego innego sposobu wykorzystania 

tych osadów (tab.2, rys.2). 

Inne składniki. Oprócz wcześniej wymienionych metali w komunalnych osadach 

ściekowych występują również inne zanieczyszczenia, m.in.: arsen, antymon, cyna, 

mangan, selen, stront, molibden, żelazo oraz naturalne radionuklidy: 224 Ra, 226 Ra, 228 Ra 

i 40 K [Alloway 1995, Zhu, Tabatabai 1995, Bzowski 2004]. Ponadto z substancją organiczną 

komunalnych osadów ściekowych związane jest występowanie takich substancji jak 

wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), polichlorowane i polibromowane 

bifenyle oraz polichlorowane dibenzodioksyny i dibenzofurany [Alloway 1995, Biernacka, 

Pawłowska 1999]. Obecnie w komunalnych osadach ściekowych wykorzystywanych rolniczo 

nie prowadzi się monitoringu wymienionych zanieczyszczeń. Ze względu na możliwość 

włączenia w łańcuch troficzny powinny być one objęte monitoringiem w latach 

przyszłych. 

116


data 

data 

Rys. 1. Rys. Zawartości 1. Zawartości składników składników podstawowych podstawowych w w badanych badanych komunalnych komunalnych osadach osadach ściekowych 

ściekowych z Mokrej z Mokrej Prawej Prawej 

Rys. 1. Zawartości składników podstawowych w badanych komunalnych osadach 

ściekowych z Mokrej Prawej 

mg • kg -1 s.m. 

data 

Rys. 2. Zawartości metali ciężkich w badanych komunalnych osadach ściekowych z 

Wielunia, Rys. pogrubioną 2. Zawartości linią metali zaznaczono ciężkich wartości w badanych dopuszczalne komunalnych osadach ściekowych z Wielunia, 

Rys. 2. Zawartości pogrubioną metali ciężkich linią zaznaczono w badanych wartości komunalnych dopuszczalne osadach ściekowych z 

Inne skadniki. Oprócz wcześniej wymienionych metali w komunalnych osadach 

Wielunia, pogrubioną linią zaznaczono wartości dopuszczalne 

ściekowych występują również inne zanieczyszczenia, między innymi: arsen, antymon, cyna, 

Inne skadniki. Oprócz wcześniej wymienionych metali w komunalnych 

mangan, selen, stront, molibden, żelazo oraz naturalne radionuklidy: 224 Ra, 226 Ra, 228 osadach 

Ra i 40 K 

ściekowych 

(Alloway 

występują 

1995, Zhu, 

również 

Tabatabai 

inne zanieczyszczenia, 

1995, Bzowski 2004). 

między 

Ponadto 

innymi: 

z 

arsen, 

substancją 

antymon, 

organiczną 

cyna, 

mangan, komunalnych selen, stront, osadów molibden, ściekowych żelazo oraz związane naturalne jest radionuklidy: występowanie 224 takich Ra, 226 Ra, substancji 228 Ra i jak 

40 K 

117 

(Alloway wielopierścieniowe 1995, Zhu, Tabatabai węglowodory 1995, aromatyczne Bzowski (WWA), 2004). Ponadto polichlorowane z substancją i polibromowane organiczną 

komunalnych osadów ściekowych związane jest występowanie takich substancji jak 

data

Toksyczność 

Monitoring własności fitosanitarnych wybranych 

komunalnych osadów ściekowych. 

Wyniki prowadzonego monitoringu własności fitosanitarnych komunalnych osadów 

ściekowych z Mokrej Prawej koło Skierniewic nie wykazały obecności bakterii z rodzaju 

Salmonella oraz jaj pasożytów jelitowych Ascaris sp., Trichuris sp. oraz Toksocara sp. Jednak 

obecność bakterii z rodzaju Salmonella stwierdzano okresowo w innych badanych osadach. 

Ze względu na zdarzające się bakteriologiczne zanieczyszczenia osadów, konieczne 

jest prowadzenie monitoringu własności fitosanitarnych przed rolniczym wykorzystaniem. 

Podsumowanie. Z prowadzonego monitoringu wynika, że komunalne osady ściekowe 

z Mokrej Prawej mogą być – w odróżnieniu od osadów pochodzących z niektórych innych 

badanych oczyszczalni ścieków – w znaczących ilościach wykorzystywane rolniczo. Ograniczeniem 

ilościowym rolniczego wykorzystania tych osadów są stwierdzone przekroczenia zawartości 

niklu. W przypadku innych badanych komunalnych osadów ściekowych ograniczenia 

takie wynikają również z wysokich zawartości cynku i kadmu. Należy jednak podkreślić, 

że osady ściekowe z Mokrej Prawej charakteryzuje mała zawartość metali ciężkich, na ogół 

niższa niż wartości dopuszczalne, mają jednocześnie najgorsze właściwości nawozowe w porównaniu 

do innych badanych osadów. Duży dodatek wapnia „rozcieńcza” osad, zmniejszając 

zawartość metali, zmniejsza jednocześnie zawartość składników pokarmowych. 

W związku ze stwierdzoną w komunalnych osadach ściekowych znaczącą dla rolniczego 

wykorzystania zmiennością ilości metali ciężkich konieczne jest prowadzenie monitoringu 

jakości tych osadów przed ich aplikacją. 


Alloway B.J. 1995. Heavy Metals in Soils. Glasgow UK, Blackie Ac.& Chapman & Hall. 

Bernacka J.,Pawłowska L. 1999. Substancje szkodliwe i ich obecność w osadach z miejskich 

oczyszczalni ścieków. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych IOŚ 16: 25–42. 

Bernacka J., Pawłowska L., Krobski A. 2002. Zmiany składu osadów z komunalnych oczyszczalni 

ścieków w latach 1998–2002. IOŚ, Warszawa. 

Bzowski Z. 2004. Wpływ na środowisko stosowania mieszanin osadu ściekowego z odpadami 

mineralnymi na składowiskach odpadów komunalnych. Prace Naukowe Głównego Instytutu 

Górnictwa 857. 

Maćkowiak Cz. 1999. Wartość nawozowa osadów ściekowych. Mat. Konf. „Nieprzemysłowe wykorzystanie 

osadów ściekowych”. Centrum Edukacyjne „Alians”, Poznań. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 1 sierpnia 2002 r. w sprawie komunalnych osadów 

ściekowych (DzU nr 134, poz. 1140). 

Siuta J. 1995. Przyrodnicze użytkowanie osadów ściekowych. Ekoinżynieria 2 (3): 10–14. 

Siuta J. 2003a. Uwarunkowania i sposoby przyrodniczego użytkowania osadów ściekowych. Inżynieria 

Ekologiczna 9: 7–42. 

Siuta J. 2003b. Rekultywacja terenu lagun osadowych w oczyszczalni Ścieków „Hajdów”. Inżynieria 

Ekologiczna 9: 43–66. 

Zhu B.,Tabatabai M.A. 1995. An alkaline oxidation method for determination of total arsenic and 

selenium in sewage sludge. Journal Environmental Quality. Vol. 24: 622–626. 

118


Monitoring of some municipal sludge for the agricultural utilization 

A comparison of monitoring results of municipal sewage sludge from Mokra Prawa near 

Skierniewice (Poland) plant with background value for sewage sludge from other treatment 

plants is presented in the paper. Results of the monitoring indicate that the sewage sludge 

from Mokra Prawa plant, as opposed to the sewage sludge from other tested treatment 

plants, may be used in agriculture applications in considerable quantities but relatively high 

concentration of nickel may represent a limitation. Limitation for other sewage sludge application 

results from high concentration of zinc and cadmium. Because of high variability 

of heavy metal concentrations it is important to perform monitoring of municipal sewage 

sludge prior to its application. 

119


Składowanie jako metoda unieszkodliwiania osadów dennych 

zanieczyszczonych metalami ciężkimi * 

WPROWADZENIE. Osady denne wydobywane w wielu krajach (np. Niemcy, Holandia, 

Belgia, UK, USA) z dna rzek, kanałów i portów przede wszystkim w celu utrzymania ich żeglowności, 

są często zanieczyszczone, m.in. metalami ciężkimi. Obecnie w Holandii wydobywa 

się ok. 40 x 10 6 m 3 osadów dennych [Vermeulen 2007]. W Belgii rocznie ok. 3 940 000 m 3 

osadów dennych jest wydobywanych i kierowanych na składowiska [Tack 1996]. Z danych pochodzących 

z programu monitoringowego Sed-Net [Malina i in. 2006] wynika, że ok. 100–200 x 

10 6 m 3 osadów dennych powstaje rocznie w Europie. W Stanach Zjednoczonych wydobywa się 

rocznie 400 x 10 6 m 3 osadów dennych [Linkov 2002]. W rozporządzeniu Ministra Środowiska z 

2002 r. w sprawie rodzajów i stężeń substancji, które powodują, że urobek jest zanieczyszczony 

określono dopuszczalne zawartości metali ciężkich w osadzie dennym. Dotychczas w Polsce 

prowadzono niewiele badań dotyczących wydobytych osadów dennych. Prawdopodobnie 

w przyszłości osady denne będą jednak wydobywane, gdyż istnieje zagrożenie wtórnego włączania 

się do obiegu w przyrodzie metali ciężkich uprzednio unieruchomionych. 

Metody zagospodarowania wydobytych osadów dennych. Na rysunku 1 

przedstawiono proponowaną koncepcję gospodarowania osadami dennymi [Popenda 2005]. 

Wydobyte zanieczyszczone osady denne stanowią materiał odpadowy i dlatego muszą podlegać 

zagospodarowaniu lub unieszkodliwieniu. Podczas składowania osadów dennych zachodzą 

takie, procesy fizyczne jak: dojrzewanie (ang. ripening), chemiczne i biologiczne, wpływające 

na odwodnienie oraz natlenienie osadów [Vermeulen 2007]. Jeżeli deponowanie osadów 

dennych nie stanowi zagrożenia dla środowiska (tzn. stopień wymywania metali ciężkich jest 

możliwy do zaakceptowania z punktu widzenia analizy ryzyka), osady te mogą podlegać zagospodarowaniu 

przez wykorzystanie np. jako materiału strukturo- i glebotwórczego w gruncie 

bezglebowym, na nieużytkach, itp.) lub mogą być deponowane bezpośrednio w środowisku bez 

wstępnej obróbki. Jeżeli wymywanie metali ciężkich z osadów dennych może powodować 

zagrożenie dla wód powierzchniowych i/lub środowiska gruntowo-wodnego można rozważyć 

ich unieszkodliwianie poprzez składowanie w kontrolowanych warunkach. 

Rys. 1. Koncepcja gospodarowania osadami dennymi 

* Dr inż. Agnieszka Popenda – Katedra Chemii Technologii Wody i Ścieków, dr hab. inż. Grzegorz 

Malina, dr inż. Ewa Siedlecka – Zakład Ochrony Powierzchni Ziemi; Politechnika Częstochowska. 

120


W metodach ex-situ wydobyte osady denne mogą być unieszkodliwianie w miejscu ich 

wydobycia (on-site) lub transportowane w inne miejsce i następnie poddawane dalszemu 

unieszkodliwianiu (off-site). 

METODA ZESTALANIA (solidyfikacja). Do unieszkodliwiania metali ciężkich w osadach 

dennych na zimno stosuje się metodę zestalania (solidyfikacji) [Smith 1995, Sparks 

1995]. Polega ona na przeprowadzeniu osadu w postać nierozpuszczalną w wodzie, by w 

kolejnym etapie mógł być on związany za pomocą spoiw, tworząc materiał nieprzepuszczający 

wodę. Następnie (lub jednocześnie) osady deponuje się na składowisku. Stosuje się 

spoiwa organiczne (termoutwardzalne i termoplastyczne) oraz nieorganiczne (cement, żywica 

syntetyczna) [Ringeling 1998]. Podczas immobilizacji na zimno następuje wzrost wartości 

pH do 10–11 [Salomon 1995]. Metale ciężkie, które występują w osadzie w postaci kationów 

mogą po dodaniu spoiw przechodzić w nierozpuszczalne wodorotlenki. Jednakże przy 

spadku wartości pH, spowodowanym np. kwaśnymi deszczami, rozpuszczalność tych związków 

może się zwiększać. Metale ciężkie mogą ponadto być unieruchamiane przez wbudowanie 

w struktury minerałów krzemianowych. 

Unieszkodliwianie termiczne. Unieszkodliwianie termiczne polega na ogrzaniu osadów 

dennych do bardzo wysokich temperatur (spiekanie do 1000–1200°C, topienie powyżej 

1250°C), a następnie ich schłodzeniu [Sparks 1995]. Metale ciężkie są unieruchamiane w 

strukturach krzemianowych. Efektem ubocznym jest spalanie związków organicznych do CO 2 

i H 2 

O [Ringeling 1998]. Wady tej metody to wysokie koszty oczyszczania emitowanych gazów 

i duże zużycie energii, związane ze znacznymi ubytkami ciepła [Rulkens 1995]. 

Ekstrakcja/mokre sortowanie wydobytego osadu. Metoda ta polega na usuwaniu zanieczyszczeń 

przez kontakt osadu z ekstrahentem. Proces składa się z czterech etapów 

[Ringeling 1998]: 

• suche sortowanie (przesiewanie w celu usunięcia gruboziarnistego materiału), 

• intensywne mieszanie zanieczyszczonego osadu z ekstrahentem, 

• oddzielenie ekstrahenta od cząstek osadu 

oraz 

• oczyszczanie ekstrahenta. 

Podczas mieszania można wyróżnić 2 mechanizmy: 

• przejście zanieczyszczeń z osadu do ekstrahenta - wymywanie, 

• dyspersja zanieczyszczeń w ekstrahencie. 

Proces można przyspieszyć przez dodatek np., kwasów nieorganicznych (HCl, H 2 

SO 4 

), 

organicznych (kwas cytrynowy, octowy), związków kompleksujących (EDTA, NTA) lub ich połączenie. 

Separację oczyszczonego osadu od zanieczyszczonego ekstrahenta można przeprowadzić 

m.in. w hydrocyklonach oraz za pomocą flotacji. Wadą tej metody jest duże zużycie 

kwasów w celu uzyskania niskiego pH sprzyjającego wymywaniu metali ciężkich [Rulkens 

1995]. 

Fitoremediacja. Metoda ta polega na wykorzystaniu roślin do oczyszczania wydobytych 

osadów dennych poprzez ekstrakcję metali ciężkich i ich akumulacje w tkankach (fitoekstrakcja). 

Niektóre gatunki roślin, np. Polygonum sachalinese, Thlaspi, Alyssum, Urtica i Chenopodium 

są zdolne do akumulowania znacznych ilości metali ciężkich (Cd, Zn, Pb, Cu, Ni) [Ringeling 

1998]. Usuwanie metali ciężkich z roślin może następować przez odparowanie z liści 

(fitoparowanie) [Malina 1999]. 

Biowytrącanie. Do oczyszczania wydobytych osadów dennych można wykorzystać 

bakterie redukujące siarczany (ang. sulfate reducing bacteria SRB), czyli kultury bakterii 

beztlenowych (Desulfovibro desulfuricum). [Marchioretto 2003]. Przy udziale oddychania 

siarczanowego wytwarzany jest siarkowodór, reagujący z jonami metali ciężkich, tworząc 

trudno rozpuszczalne siarczki. Wytrącone w postaci nierozpuszczalnych soli metale cięż- 

121


kie są następnie separowane, a wydzielone osady, wzbogacone w siarczki usuwanych metali, 

można poddać biowymywaniu (ang. bioleaching). Wykorzystuje się w tym przypadku zdolności 

niektórych kwasolubnych bakterii utleniających siarkę i/lub żelazo (Thiobacillus thiooxydans 

lub Thiobacillus acidofilus) do przeprowadzania nierozpuszczalnych siarczków metali 

w rozpuszczalne siarczany [Seidel 1998]. W wyniku biologicznego utlenienia siarczków do 

siarczanów, jony metali ciężkich ponownie przechodzą do roztworu osiągając wielokrotnie 

wyższe stężenia niż w osadzie. Dodatek 1% S 0 utlenionej do H 2 

SO 4 

przez mikroorganizmy 

autochtoniczne, spowodował słabo kwaśne warunki w osadach dennych, z których możliwe 

było wyługowanie Zn, Ni oraz Cd [Tichy 1998]. Dodatek 2% S 0 powodował uwolnienie Cu i Cr, 

natomiast Pb nie był mobilny nawet po dodaniu 5% S 0 (pH=2). Dodatek 2% S 0 powodował 

także uwalnianie Fe, Al oraz Ca. Zwraca się także uwagę, że przy stosowaniu kwasów powinno 

się uwzględniać maksymalne usunięcie metali z osadów przy minimalnym zniszczeniu ich 

struktury [Vermeulen 2003]. 

Postępowanie ze składowanymi osadami dennymi. Na podstawie przedstawionej 

na rysunku 1 koncepcji zagospodarowania osadów dennych zaproponowano metodykę 

badań biodostępności metali ciężkich w zmiennych warunkach środowiskowych pod 

kątem oceny możliwości składowania osadów dennych (tab. 1) W przypadku oceny zagrożenia 

ze strony osadów dennych nie jest istotne oznaczenie całkowitej zawartości metali 

ciężkich, a jedynie tych frakcji, które ulegają wymywaniu w określonych warunkach, przy 

czym biodostępność jest podstawowym kryterium doboru warunków analitycznych [Siepak 

1998, Sijm 2000]. Tendencje światowe zmierzają w kierunku prowadzenia badań wymywania 

metali ciężkich z osadów dennych w warunkach statycznych, a doniesienia literaturowe 

wskazują, że wyniki badań prowadzonych w warunkach statycznych i dynamicznych nie odbiegają 

od siebie [Cappuyns 2004]. 

Autorzy proponują zatem prowadzenie badań w warunkach statycznych za pomocą 

testów porcjowych (testy batch), przy jednoczesnym wykonaniu testu kontrolnego w warunkach 

dynamicznych (test kolumnowy). Testy kolumnowe są stosowane do określenia 

rzeczywistej mobilności m.in. metali ciężkich, testy wymywania natomiast prowadzone w warunkach 

statycznych (np. w stałym pH, Eh) służą do oceny potencjalnego uwalniania metali 

ciężkich. Testy dynamiczne pozwalają na ocenę dynamiki uwalniania metali ciężkich 

w warunkach laboratoryjnych, w odróżnieniu od ekstrakcji chemicznej, która dostarcza informacji 

o formach wiązania oraz kinetyce uwalniania metali ciężkich w warunkach polowych 

[Szczepańska 1998]. Wadą testów kolumnowych jest problem powtarzalności warunków 

wymywania [Van den Berg 2001]. Testy batch dają bardzo dobrą powtarzalność wyników, 

o czym świadczą niskie wartości odchyleń standardowych dla wyników uzyskanych podczas 

badań własnych [Popenda 2005]. Pozwalają również uniknąć problemów operacyjnych (np. 

przeciekanie kolumn) oraz są relatywnie łatwiejsze w przygotowaniu. Ponadto, dostarczają 

cennych informacji zwłaszcza o kinetyce uwalniania metali ciężkich z osadów dennych 

[Cappuyns 2004]. Proponuje się stosowanie testów statycznych wymywania metali ciężkich 

z osadów dennych w zmiennych warunkach prowadzenia eksperymentu (warunki tlenowe 

i beztlenowe, zmienny stosunek fazy ciekłej do stałej L/S, stosowane ekstrahenty). 

W przeprowadzonych testach statycznych, które okazały się w pełni przydatne do badań 

maksymalnego wymywania metali ciężkich z osadów a jako ekstrahent stosowano: demineralizowaną 

wodę oraz 0,01 M CaCl 2 

. Zastosowanie chlorku wapnia pozwoliło na wyodrębnienie 

z osadów mobilnej, łatwo dostępnej frakcji metali ciężkich, która w warunkach 

naturalnych może uwolnić się z osadów, stanowiąc rzeczywiste zagrożenie dla środowiska 

gruntowo-wodnego. Wyniki najnowszych badań światowych [Cappuyns 2004, Peakall 

2003, Peijnenburg 2003] wskazują, że w celu analizy biodostępnej frakcji metali ciężkich 

bez określenia udziału metali ciężkich w poszczególnych frakcjach można ograniczyć się 

122


Tabela 1. Metodyka prowadzenia badań biodostępności metali ciężkich w osadach dennych. 

Warunki prowadzenia 

badań 

Medium 

Stosunek 

fazy ciekłej 

do stałej L/S 

Czas 

Pojemność 

reaktorów 

Wykonywane pomiary i analizy 

Sposób 

mieszania 

porównawcze 

Badania 

Numer eks-perymentu 

1 

testy kolumnowe 

warunki tlenowe demi woda pH=4 

2 test batch 

3* warunki tlenowe 0,01 M CaCl2· 

4 

1:0,1; 1:0,2; 

1:0,5; 1:1; 

1:2; 1:5; 1:10 

10 dni 

1:10 2,4,8 godzin 

kolumny As, Cr, Cu, Pb, Zn w cieczy nadosadowej/osadzie – 

120 ml 

pH, Eh w roztworze, As, Cr, Cu, Pb, Zn w cieczy nadosadowej/osadzie 

ciągły 

statyczne wymywania metali ciężkich 

bez napowietrzania 

5 

warunki 

tlenowe 

demi woda pH=4 

10 dni 

2 godziny 

1:2; 1:3; 1:5; 

0,01 M CaCl 1:10; 1:15; 

2 1:20 

120 ml 

pH, Eh w roztworze, As, Cr, Cu, Pb, Zn w cieczy nadosadowej/osadzie 

z napowie-trzaniem 

6 

21 dni 

2- - 

pH, Eh w roztworze, As, Cr, Cu, Pb, Zn, SO 4 

NO 2 

- 

NO 3 

w cieczy nadosadowej; As, Cr, Cu, Pb, Zn,Fe,S w 

osadzie; skład gazu: O 2 

i CO 2 

ciągły 

bez napowietrzania 

7 

8 

warunki beztlenowe 

1000 ml 

120 ml 


2-, 

+ - - 3- 

NH 4 

suma: NO 2 

NO 3 

oraz PO 4 

w cieczy nadosadowej; 

As, Cr, Cu, Pb, Zn, Fe, S 

w osadzie; skład gazu:O 2 

i CO 2 

2- 


w cieczy nadosadowej; As, Cr, Cu, Pb, Zn, Fe, 

S 

w osadzie; skład gazu:O 2 

i CO 2 

*) eksperyment dotyczył określenia wpływu wydłużonego czasu ekstrakcji na uwalnianie metali ciężkich z osadu. 

123


do wykonania ekstrakcji jednostopniowej. Można wykorzystać roztwór symulujący naturalne 

warunki przechodzenia metali ciężkich z osadów do wód (i roślin). Ponadto, należy 

określić formy występowania metali ciężkich i ich zmiany w osadach w zmiennych warunkach 

tlenowych, przeprowadzając w tym celu bilans tlenu i siarki. 

Podsumowanie. Deponowanie odpadów, w tym wydobytych osadów dennych, na 

składowiskach jest w Polsce nadal podstawowym sposobem ich zagospodarowania. Podczas 

składowania – w zmiennych warunkach atmosferycznych i przy udziale mikroorganizmów 

– zachodzą niekontrolowane procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne, prowadzące 

m.in. do zmian potencjału oksydacyjno-redukcyjnego wpływając na właściwości i zmiany 

struktury osadów. Mogą także stwarzać zagrożenie dla środowiska ze względu na uwalnianie 

zanieczyszczeń, wśród nich metali ciężkich. Z punktu widzenia ostatecznego przeznaczenia 

wydobytych osadów dennych, w tym ich składowania, należy poddać ocenie stopień 

potencjalnego i rzeczywistego zagrożenia dla środowiska przez ustalenie podatności metali 

ciężkich na wymywanie. Szacowanie potencjalnej mobilności metali ciężkich w warunkach 

polowych na podstawie testów wymywania jest bardzo trudne. Osady denne są bowiem 

skomplikowanymi matrycami, dlatego też badania laboratoryjne nie zawsze mogą odzwierciedlać 

zmiany w właściwościach fizyczno-chemicznych, które mogą nastąpić w dłuższym 

czasie. Pomimo to, badania kolumnowe lub dużo prostsze testy statyczne pozwalają określić 

potencjalne możliwości uwalniania metali ciężkich z osadów. 

Uwzględniając wymienione czynniki, należy pamiętać, że dojrzewanie osadów zachodzące 

podczas składowania pozwala na uzyskanie osadu bezpiecznego dla środowiska, 

spełniającego wymagane kryteria, które pozwalają na bezpieczne ich składowanie lub wykorzystanie, 

np. jako materiału do budowy dróg, wypełnienia do budowy nadbrzeży lub 

grobli. Zachodzące podczas składowania zmiany warunków oksydacyjno-redukcyjnych mogą 

być pozytywne, ponieważ natlenianie umożliwia biodegradację zanieczyszczeń organicznych 

(np. WWA oraz substancje ropopochodne). Negatywnym aspektem zmiany warunków 

beztlenowych na tlenowe jest możliwość uwalniania metali ciężkich z osadów w warunkach 

ekspozycji naturalnej. 

Pracę wykonano w ramach BW- 401/204/07. 

Piśmiennictwo 

Cappuyns V., Swennen R., Devivier A. 2004. Influence of ripening on pH stat 

leaching behaviuor of 

heavy metals in dredged sediments. Journal environmental monitoring 6: 774–781. 

Cappuyns V., Swennen R. 2004. Secondary mobilization of heavy metals in overbank sediments. 

Journal environmental monitoring 6: 434–440. 

Cappuyns V. 2004. Heavy metal behaviour in overbanks sediments and associated soils. Thesis, 

Heverlee, Belgium. 

Linkov I., Burmistrov D., Cur J., Bridges T.S. 2002. Risk-based management of contaminated 

sediments: consideration of spatial and temporal patterns in exposure modeling. Environmental 

science&technology 36: 238-246. 

Malina G., Smit M., P., J., Grotenhuis T. 2006. The initial risk assessment and emission control 

from contaminated sediments. Ecohydrology&hydrobiology 6,1–4: 213–222. 

Malina G. 1999. Biowentylacja (SBV) strefy aeracji zanieczyszczonej substancjami ropopochodnymi. 

Monografia 66, Częstochowa. 

Marchioretto M. M. 2003. Heavy metals removal from aerobically digested sludge. Thesis, Wageningen 

University. The Netherlands. 

124


Peakall D, Burger J. 2003. Methodologies for assessing exposure to metals: speciation, bioavailability 

of metals, and ecological host factors. Ecotoxicology and environmental safety 56: 

110–121. 

Peijnenburg W. J. G. M., Jager T. 2003. Monitoring approaches to assess bioaccessibility and bioavailability 

of metals: matrix issues. Ecotoxicology and environmental safety 56: 63–77. 

Popenda A. 2005. Uwalnianie metali ciężkich z osadów dennych podczas składowania. Praca 

doktorska, Częstochowa. 

Ringeling R. H. P. 1998. Handling of contaminated dredged material. Delft University Press. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 16 kwietnia 2002 r. w sprawie rodzajów oraz stężeń 

substancji, które powodują, że urobek jest zanieczyszczony (Dz.U. z 2002 r. nr 55. poz. 

498). 

Rulkens W. H., Tichy R., Grotenhius J. T. C. 1995. Sites polluted with heavy metals: current techniques 

for clean-up and desirable future developments. International Conference, Heavy 

Metals in the Environment. Hamburg. 1: 10–19. 

Salomons W., Förstner U, Mader P. 1995. Heavy metals, problems and solutions. Springer-Verlag, 

Berlin Heidelberg. 

Seidel H., Ondruschka J., Morgenstern P, Stottmeister U. 1998. Bioleaching of heavy metals 

from contaminated aquatic sediments using indigenous sulfur-oxidizing bacteria: A feasibility 

Study. Water, science &technology 37, 6–7: 387–394. 

Siepak J. 1998. Analiza specjacyjna metali w próbkach wód i osadów dennych. Wydawnictwo 

Uniwersytetu A. Mickiewicza, Poznań. 

Sijm D, Kraaij R, Belfroid A. 2000. Bioavailability in soil or sediment: exposure of different organisms 

and approaches to study it. Environmental pollution 108: 113–119. 

Smith L., Means L.J., Chen A., Alleman B., Chapman B., Tixier J., Brauning S., Govaskar A., 

Royer M. 1995. Remedial options for metals contaminated sites. Lewis Publisher, New York, 

London, Tokyo. 

Sparks D. L. 1995. Environmental soil chemistry. Academic Press, Inc. 

Szczepańska J. Kmiecik E. 1998. Procedury testowania odpadów a problemy zagrożenia i ochrony 

wód. Gospodarka wodna 6: 224–230. 

Tack F. M., Cllewaert O. W. J. J., Verloo M. G.1996. Metal solubility as a function of pH in a contaminated, 

dredged sediment affected by oxidation. Environmental pollution 91, 2: 199–208. 

Tichy R.1998. Bioleaching of metals from soils or sediments using the microbial sulfur cycle. Thesis 

Wageningen Agricultural University, The Netherlands. 

Van den Berg G. A., Meijers G. G. A., L. M. van der Heijdt, Zwolsman J. J. G. 2001. Dredgingrelated 

mobilisation of trace metals: a case study in the Netherlands. Water research 35, 8: 

1979–1986. 

Vermeulen J. 2007. Ripening of PAH and TPH polluted sediments. Thesis, Wageningen University. 

The Netherlands. 

Vermeulen J., Grotenhuis T., Joziasse J., Rulkens W. 2003. Ripening of clayey dredged sediments 

during temporary upland disposal. Journal of soils& sediments 3, 1:49–59. 

Disposal as an alternative for neutralization of sediments polluted 

with heavy metals 

Sediments are dredged worldwide from the bottom of the rivers, channels and harbours 

for navigation rather then environmental purposes. Utilization, treatment and /or management 

of sediments contaminated with heavy metals is of primary importance as, after dredging, 

they are considered as hazardous materials. The disposal without pre-treatment can be 

regarded as an alternative method of dredged sediments management if the level of heavy 

125


metals release from stored sediments can be accepted from the risk assessment viewpoint. 

There is a limited data available on dredged sediments in Poland, so far. However, in the 

near future contaminated sediments will most probably have to be dredged because they 

may be considered as a secondary source of contamination. As such the sediments may 

pose hazards to aquatic ecosystems by inclusion of heavy metals previously immobilized 

again into the environment cycle. The aim of this study was to develop a concept of a safe 

disposal of dredged sediments with or without pre-treatment. A laboratory procedure was 

developed and tested to evaluate bioavailability of heavy metals in deposited dredged sediments 

at varying environmental conditions. This procedure is recommended to be conducted 

prior to any decision is taken how to manage with dredged sediments contaminated with 

heavy metals. 

126


PRZESTRZEGANIE OGRANICZEŃ PRAWNYCH Do UŻYTKOWANIA 

I ZAGOSPODAROWANIA ŚRODOWISKA, NA PRZYKŁADZIE REJONU ŚWIĄTNIK 

GÓRNYCH* 

WPROWADZENIE. W wyniku niekontrolowanego pojawienia się substancji niebezpiecznych 

lub innych w ponadnormatywnych ilościach w środowisku (nadzwyczajne zagrożenie, 

celowe, umyślne deponowanie odpadów, wprowadzanie ścieków) dochodzi do stałego 

pogarszania się poszczególnych komponentów środowiska czasem nawet do całkowitej 

jego degradacji. Z tego typu sytuacją mamy do czynienia na terenie „metalowej gminy” 

Świątniki Górne, gdzie od lat istnieje kilkanaście zakładów galwanizacyjnych. W Gazecie 

Wyborczej z dnia 10–11 czerwca 2000 r. ukazał się artykuł zatytułowany „Gminna kopalnia 

chromu”, pod reakcją Magdaleny Pyszczek, w którym opisano działalność nielegalnej 

galwanizerni w Olszowicach. Napisano w nim o zatruciu ziemi chromem i cynkiem w koncentracji 

wyższej, niż charakterystyczna dla ubogich złóż tych pierwiastków. Użytkowanie 

środowiska przez sprawcę – podmiot prawny (Firma B., właściciel Pani Maria T.) – spowodowało 

także ograniczenia w korzystaniu z praw własności do nieruchomości należącej do 

pokrzywdzonych – podmiotu fizycznego (Państwo T.). Zarówno aspekt stanu i skutków tak 

znacznego zanieczyszczenia środowiska, jak i zagadnienia prawne, dotyczące przyczyn 

niezastosowania sankcji wobec sprawcy, stały się inspiracją do niniejszej pracy. Najbardziej 

zaskakujące jest, że doszło do skażenia na znaczną skalę w gminie z tradycjami funkcjonowania 

rzemiosł opartych na metalach ciężkich, gdzie system kontroli powinien być szczególnie 

rygorystyczny. 

MIEJSCE I PRZEDMIOT BADAŃ. Gmina Świątniki Górne znajduje się na terenie dorzecza 

górnej Wisły, w zlewni rzeki Skawinki, która stanowi źródło zaopatrzenia w wodę Skawiny. 

Wymaga to bezwzględnego zabezpieczenia wymaganej klasy czystości wodom Głogoczowki 

i Skawinki i stworzenia skutecznych zabezpieczeń technicznych przed doprowadzeniem zanieczyszczeń 

do wymienionych wód powierzchniowych. Na obszarze gminy dominują gleby 

pseudobielicowe i brunatne, w dolinach cieków wodnych mady. Grunty orne w gminie zajmują 

łącznie 1186 ha, głównie klasy IIIb– IVa, które stanowią łącznie 81,6% całkowitej powierzchni 

gruntów ornych (Program Ochrony Środowiska Gminy Świątniki Górne). 

Problem zanieczyszczenia metalami ciężkimi dotyczy posesji we wsi Olszowice (rys. 

1 i 2), na których zgodnie z planem zagospodarowania przestrzennego powinny być przestrzegane, 

ustanowione, szczególne i ogólnie obowiązujące prawne ograniczenia użytkowania 

i zagospodarowania środowiska, ponieważ teren ten to otulina ekologiczna cieku 

wodnego. 

Według planu zagospodarowania przestrzennego rejon posesji jest terenem przeznaczonym 

pod zabudowę mieszkaniową jednorodzinną, zagrodową i usługową. Dopuszcza 

się na niej prowadzenie nieuciążliwego rzemiosła, pod warunkiem niewykraczania szkodliwego 

działania poza granice działki na sąsiednie działki. Mimo to nielegalnie funkcjonująca 

galwanizernia stanowiła i nadal stanowi źródło zanieczyszczenia, a tym samym stwarza 

zagrożenie dla środowiska i zdrowia ludzi mieszkających w jej najbliższym otoczeniu, przez 

zanieczyszczenie w obrębie infrastruktury naziemnej i podziemnej, zarówno gruntów, jak 

i materiałów konstrukcyjnych budynku zakładu. 

Udało się dotrzeć do poszkodowanych i zapoznać się z obszerną dokumentacją sprawy 

do dzisiaj nierozwiązanej – stosownego zadośćuczynienia w stosunku do pokrzywdzo- 

* Dr inż. Marta Wardas – Zakład Geologii Podstawowej i Ochrony Środowiska, Wydział Geologii, 

Geofizyki i Ochrony Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza; mgr inż. Justyna Oksa, mgr 

inż. Kiełb Michał, mgr inż. Joanna Pietras, mgr inż. Artur Kazuski – absolwenci AGH. 

127


A 

B 

Rys. 1. 1. Lokalizacja (odbiornik GPS) szczegółowa szczegóowa miejsc opróbowania (2004 (2004 i 2005 i 2005 r.) – r.) gleby – 

gleby uprawnej, 

uprawnej, 

gleby/gruntu 

gleby/gruntu 

w 

w 

obrbie 

obrębie 

dziaki 

działki 

i 

i 

jaru, 

jaru, osadów wodnych w jarze 

jarze 

i 

i 

w 

w 

cieku 

cieku 

wypływającym 

z jaru 

wypywajcym z jaru 

128


Posesja w. 

Firmy B. 

b 

warzywnik 

sad 

Posesja 

Pastwa T. 

a 

kanalizacja opadowa 

a – stara, nie funkcjonujca 

b – nowa, funkcjonujca 

B 

Rys. 2. Mapa posesji Pastwa T. – pokrzywdzonych i wacicieli Firmy B. – sprawcy 

Rys. 2. Mapa posesji Państwa T. – pokrzywdzonych i właścicieli Firmy B. – sprawcy 

Wedug planu zagospodarowania przestrzennego rejon posesji jest terenem 

przeznaczonym pod zabudow mieszkaniow jednorodzinn, zagrodow i usugow. 

nych i bezbronnego środowiska przyrodniczego – chociaż zakończonej wyrokiem karnym. 

Dopuszcza Kluczowym dowodem si na niej w procesie prowadzenie sądowym, nieuciliwego były wyniki badań rzemiosa, prowadzone pod przez warunkiem różne instytucje, 

które wykazały szkodliwego skażenie dziaania środowiska, poza granice w głównej dziaki mierze na ssiednie chromem, dziaki. ale Mimo także cyn- 

to 

niewykraczania 

kiem, niklem, kadmem i ołowiem, wskutek odprowadzania ścieków pogalwanizacyjnych do 

nielegalnie pobliskiego funkcjonujca jaru (miejsce galwanizernia największej akumulacji stanowia i zanieczyszczeń). nadal stanowi ródo Tam zanieczyszczenia, właśnie ma początek 

ciek samym wodny stwarza zasilający zagroenie potok Kopanka, dla rodowiska dopływ rzeki i zdrowia Skawinki, ludzi przez mieszkajcych który może w docho- 

jej 

a 

tym 

dzić do przenoszenia skażenia do środowiska wodnego, co nie zostało dotąd objęte jakąkolwiek 

kontrolą. otoczeniu, Do dzisiaj przez również zanieczyszczenie instytucje odpowiedzialne w obrbie infrastruktury za egzekucję naziemnej nałożonego i 

najbliszym 

podziemnej, wyroku karnego zarówno nie gruntów, doprowadziły jak i materiaów do koniecznej konstrukcyjnych rekultywacji środowiska budynku zakadu. bądź z przyczyn, 

jak można przeczytać w dokumentacji procesowej, nieposiadania narzędzi prawnych albo 

raczej z Udao braku si woli dotrze odpowiedniego do poszkodowanych z nich skorzystania. i zapozna W konsekwencji si z obszern groźne dokumentacj źródło zanieczyszczeń 

do dzisiaj nie zostało nierozwizanej wyeliminowane. – stosownym zado uczynieniem w stosunku do 

sprawy 

129


W prawodawstwie polskim są odpowiednie akty wykonawcze, które mogą być zastosowane 

na podstawie treści wyroku karnego, a także innych stwierdzonych w związku z działalnością 

podmiotu prawnego wykroczenia przeciw środowisku, a mimo to jakichkolwiek 

procedur nie uruchomiono, a pokrzywdzeni właściciele skażonych gruntów, nadal nie mogą 

korzystać z nich zgodnie z dotychczasowym przeznaczeniem. Przez cały okres prowadzonego 

postępowania administracyjnego, warsztat galwanizacyjny działał bez decyzji o zmianie 

przeznaczenia, a przez nowy 80-metrowy system drenażowy ścieki były wyprowadzane 

do gruntu na drogę gminną (wylot ścieków poprowadzony przez ogrodzenie). W odległości 

ok. 4 m od tej kanalizacji znajduje się warzywnik a dalej sad Państwa T. 

Aspektem podstawowym było ustalenie, czy ma miejsce proces migracji, jaka jest jego 

skala oraz w jakiej formie chemicznej mogą występować zanieczyszczenia w obrębie nieusuniętego 

skażonego gruntu, który przy takim poziomie kumulacji metali należy traktować 

jako wtórne źródło emisji. Szukano odpowiedzi na pytanie, co może spowodować korzystanie 

z działki przez pokrzywdzonych. 

METODYKA BADAŃ. Próbki środowiskowe zostały pobrane w latach 2004–2005, 

w sposób umożliwiający ukazanie skali migracji zanieczyszczeń, a także miejsca największej 

ich koncentracji. Ze względu na ograniczenia finansowe pobrano niezbędną, minimalną 

liczbę próbek, która jednak jest daleko niewystarczająca, ale umożliwia sprawdzenie, 

czy dochodzi do rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń. W sumie pobrano 55 próbek gleby 

i gruntu (w tym także z profili – próbki bruzdowe, punktowe, z poszczególnych warstw 

poziomów glebowych wydzielanych metrycznie wobec braku wyraźnych granic poziomów 

diagnostycznych), a także 5 próbek osadów wodnych (z zawodnionego obszaru jaru, źródła 

zasilającego wypływający z niego ciek oraz osady denne cieku). 

Próbki przesiano przez sito o prześwicie oczek równym 2 mm, następnie próbki rozdrobniono 

w moździerzu agatowym, po czym wysuszono w temperaturze 105ºC. Z próbek 

odważono po ok. 1,0 g osadu, zadano stężonym HNO 3 

i poddano 2-godzinnej mineralizacji 

w termostatowanym mineralizatorze (130ºC). Zawartość chromu (Cr), ołowiu (Pb), 

kadmu (Cd), miedzi (Cu), cynku (Zn) oraz niklu (Ni) w badanych próbkach oznaczono za 

pomocą metody atomowej spektrometrii absorpcyjnej, za pomocą aparatu firmy Pye Unicam, 

SP9. 

WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. Zanieczyszczenie, zwłaszcza chromem, na działce bezpośrednio 

sąsiadującej z nielegalnie funkcjonującą galwanizernią, dotyczy zwłaszcza gruntu 

na linii przebiegu starej kanalizacji na głębokości w zakresie 0,7–1,2 m ppt, zbadanego 

w granicach działki poszkodowanych, a także z różnych poziomów profili glebowych 

i osadów wodnych z pobliskiego jaru, w zasięgu strefy spływu wód powierzchniowych. Wobec 

zmiany przebiegu kanalizacji na działce sprawcy w 2005 r. opróbowaniem objęto również 

inne rejony posesji Państwa T, szczególnie w obrębie gleb uprawianych. Na rysunku 

2 przedstawiono zakresy zmienności wybranych wskaźników fizykochemicznych w wyciągach 

wodnych (gęstość zawiesiny 1:3), sporządzonych dla próbek pobranych z profilu pionowego, 

o symbolu 005, odsłoniętego w bezpośrednim sąsiedztwie zabudowań pokrzywdzonych 

– na terenie posesji Państwa T (opróbowanie w 2005 r.). 

Wyniki stężeń anionów w zawiesinie wodnej (1:3) dla próbek pochodzących z omawianego 

profilu (005), opróbowanie 2005 r. były następujące: F - od 0,411 do 0,834, Cl - od 0,044 

do 2,002, NO 3 

- 

od 3,150 do 76,523, SO 4 

2- 

od 6,953 do 126,780, zawartości metali natomiast 

mieszczą się w następujących zakresach (mg·kg -1 ): Zn: 33–95, Pb: 9–51, Ni: 8–294, Cu: 

9–12, Cr: 4–21, Cd


Zbadano również dwa fragmenty rury drenażowej. Zawartości metali w materiale, z którego 

rura została wykonana, mieściły się w następujących przedziałach (mg·kg -1 ): 38–2550 

Zn, 14–19 Pb, 42–264 Ni, 2–10 Cu, 22–25 Cr, 2–3 Cd. 

Rys. 2. Współzależność badanych wskaźników fizykochemicznych (pH, przewodność elektrolityczna 

właściwa PEW, potencjał oksydacyjno-redukcyjny Eh) i ich zmienność w zależności 

od głębokości (ppt) – profil o symbolu 005 

W przeprowadzonych dwukrotnie (lata 2004 i 2005) badaniach próbek gleb z warzywnika 

Państwa T. otrzymano następujące zakresy wartości wskaźników fizykochemicznych: 

pH od 4,7 do 7,0, Eh od 220–410 mV oraz PEW od 0,213–0,326 mS ·cm -1 , koncentracje 

metali ciężkich natomiast mieściły się w przedziałach (mg·kg -1 ): w roku 2004: Zn od 2 do 78, 

Pb od 27 do 41, Ni od 10 do 15, Cu od 11 do 26, Cr od 11 do 18, Cd od


ka, poziomy koncentracji metali (mg·kg -1 ): Zn 163, Pb 13, Ni 9, Cu 10, Cr 9, Cd


ticular and general legal restrictions, valid for usage and management of the environment 

should be observed, it has been found that the responsible institutions have not legal tools 

or they do not want to use them in order to carry into execution of the penal sentence. As 

a consequence, a serious source of pollutions is still active, and a necessary reclamation of 

the environment has not been carried out. Working illegally, electroplating plant has been 

a source of pollution within both surface and underground infrastructure of the ground, as 

well as of the construction materials of the considered plant building. The investigations 

confirmed the contamination of the environment, predominantly with chromium, and also 

with zinc, nickel, cadmium and lead as a result of illegal activity of electroplating plant, discharging 

its sewages to the nearby ravine (place of extreme metal accumulation), causing 

a continuous migration of heavy metals to the soil and water within the ravine. There is a serious 

threat of heavy metal penetration to the underground waters of lower placed grounds 

from which they will not be to removal. As a result of their uncontrolled supply to the environment 

(extraordinary hazard, purposely disposed wastes, discharged sewage), a continuous 

deterioration and even degradation of particular components of the environment take place. 

The maximum concentration of metals (mg·kg -1 ) in the samples studied, which should be 

treated as a secondary emission source, are as follows: Zn – 44 605, Pb – 104, Cu – 126, 

Cr – 33 046, Cd – 15. They exceed the allowed by law values of 247, 1, 16, 1, 330 and 5- 

fold , respectively. The sampling has been done down (1.2 m) to the layer where in 70-ties 

a drain pipe of sewage (of old sewerage system) and rain water for the electroplating plant 

was installed. 

133


Zastosowanie ceramizowanych kompozytów nawozowych 

w remediacji terenów zdegradowanych 

w wyniku antropopresji* 

Przesłanki i cel badań. Na świecie od wielu lat wzrasta zainteresowanie nawozami 

o charakterze mineralnym z naturalną lub lekko zmodyfikowaną proporcją bioelementów, 

które są stosowane w celu poprawy struktury gleb oraz bilansu zawartych w niej składników 

pokarmowych. Stanowią one uzupełnienie, a niekiedy alternatywę w stosunku do stosowanych 

powszechnie w rolnictwie nawozów sztucznych. Najistotniejszą cechą tych produktów 

jest to, że uwalnianie do środowiska glebowego zawartych w nich bio- i mikroelementów 

odbywa się stopniowo, w ciągu dłuższego czasu, pozwalając korygować ich bilans w glebie 

nawet w ciągu kilku lat, prawiając jednocześnie jej strukturę oraz działając odkwaszająco, 

co jest szczególnie cenne w glebach zdegradowanych działalnością przemysłową. 

Nawożenie, zwłaszcza gleb piaszczystych, stanowi problem światowy. Są to często 

gleby niedowapnowane i z niedoborem magnezu. W wyniku intensyfikacji działalności gospodarczej 

w tych dziedzinach przemysłu, które wytwarzają duże ilości odpadów aktywnie 

oddziałujących na glebę i hydrosferę, następuje także degradacja środowiska przyrodniczego, 

niekiedy w stopniu zagrażającym bezpośrednio zdrowiu i życiu człowieka i naturalnym 

warunkom równowagi w biosferze. 

Źródłem zagrożeń ekologicznych może być również gospodarka rolna. Jak wykazuje 

praktyka, stosowanie w rolnictwie nawozów sztucznych, często w dawkach przewyższających 

potrzeby upraw innych roślin oraz w okresach roku z dużą ilością wód opadowych lub 

roztopowych jest przyczyną zanieczyszczania wód powierzchniowych i gruntowych przez 

łatwo rozpuszczalne i wymywane składniki tych nawozów. Szczególne niebezpieczeństwo 

wynikające z nadmiernego stosowania nawozów sztucznych, zwłaszcza azotowych, polega 

na powstawaniu w środowisku glebowym toksycznych związków azotu, a zwłaszcza 

nitrozoamin, uznanych w roku 1987 przez FAO za środowiskowe substancje rakotwórcze. 

Niewykorzystane przez rośliny składniki nawozowe są wymywane z gleby przez wody opadowe 

pogarszając jakość i przydatność gospodarczą wód użytkowych. Za stan ten odpowiedzialne 

są przede wszystkim wypłukiwane z wierzchniej warstwy gruntu, nie pobrane 

przez uprawianą roślinność azotany (saletry) i w mniejszym stopniu fosforany. 

Z tego powodu na świecie od wielu lat wzrasta zainteresowanie nawozami wytwarzanymi 

z niskoprzetworzonych surowców mineralnych z naturalną lub lekko zmodyfikowaną 

proporcją bio- i mikroelementów. Obok coraz powszechniejszego wykorzystywania w tym 

celu odpowiednio wyselekcjonowanych odpadów przemysłowych pochodzenia mineralnego 

o składzie korzystnym z agrotechnicznego punktu widzenia, rozcieńczonych surowcami 

ilastymi gorszego gatunku, stosuje się sztuczne kompozycje mineralne, wytwarzane w postaci 

zeszklonych granulek ceramicznych [Knott 1989], które mogą być rozsiewane siewnikami. 

Technologia otrzymywania takich produktów wymaga jednak przetworzenia wsadu w 

wysokiej temperaturze, przekraczającej temperaturę topnienia składników wsadowych, co 

jest procesem energochłonnym i przez to kosztownym. 

Alternatywnym rozwiązaniem stało się krajowe opracowanie procesu otrzymywania 

jako nawozów mineralnych ceramizowanych kompozytów mineralnych, wytworzonych w 

postaci zgranulowanej na bazie iłów z dodatkami naturalnych surowców mineralnych, będących 

nośnikami bio- i mikroelementów (Ca, Mg, K). 

Kilka lat temu interdyscyplinarny zespół badawczy pod kierunkiem A. Szymańskiego 

przedstawił zamysł podjęcia badań w celu określenia przydatności do celów agrotechnicz- 

* Prof. dr hab. Ryszard Sałaciński – Wydział Geologii, Uniwersytet Warszawski, dr Zofia Puff 

– Wydział Chemiczny, Politechnika Warszawska. 

134


nych kopalin towarzyszących złożom węgla brunatnego oraz surowców odpadowych powstających 

podczas spalania węgla brunatnego w elektrowniach w Turoszowie i Bełchatowie 

[Puff i in. 1998, 1999, 2002]. Przesłanki inspirujące do podjęcia tych prac miały bardzo 

różny charakter. Najważniejsze z nich to: 

• przesłanki fizjograficzne – w Polsce gleby piaszczyste zajmują ok. 5 mln ha. W wielu 

regionach kraju sytuację pogarsza niekorzystne zjawisko obniżania się poziomu wód 

gruntowych wywołane przyczynami klimatycznymi lub antropogenicznymi; 

• przesłanki ekologiczne – prowadzonej od wielu lat intensywnej eksploatacji złóż węgla 

brunatnego towarzyszą skutki negatywne, w postaci rozrastających się składowisk 

odpadowego materiału skalnego, a także pyłów dymnicowych powstających w elektrowniach; 

ze względu na małą granulację i luźną konsystencję są one często rozwiewane 

po okolicy, a łatwiej ługowalne składniki mogą stanowić ognisko zanieczyszczeń gleb 

i hydrosfery; zagospodarowanie tych surowców jest dotychczas niewielkie w stosunku 

do tempa przyrostu masy nowych odpadów i powoduje wyłączenie coraz większych powierzchni 

terenu z użytkowania rolnego lub leśnego; 

• racjonalne wykorzystanie zasobów kopalin – ze względu na ograniczone zasoby 

złóż, zagospodarowanie obok kopaliny głównej; również kopalin towarzyszących powinno 

być koniecznością; jest to możliwe przy stosowaniu selektywnej eksploatacji tych 

kopalin, a w razie pozyskiwania ich w ilości przewyższającej możliwości bieżącego zagospodarowania 

– tworzenie z nich antropogenicznych złóż wtórnych; 

• przesłanki agrotechniczne – stosowanie w rolnictwie nawozów sztucznych wymaga 

racjonalizacji i ilościowego ograniczenia w celu eliminacji negatywnego ich oddziaływania 

na środowisko; szczególne zagrożenie wynika ze stosowania w nadmiernej ilości 

łatwo rozpuszczalnych nawozów azotowych; duże zagrożenie niosą również nawozy 

fosforowe, które zawierają znaczne ilości metali ciężkich, zwłaszcza kadmu; nawozy te 

zatem powinny być zastępowane lub uzupełniane naturalnymi nawozami mineralnymi 

o powolnym, długotrwałym okresie dotowania gleby bio- i mikroelementami; 

• przesłanki ekonomiczne – gromadzenie na składowiskach wymienionego powyżej 

materiału mineralnego wymaga znacznych nakładów finansowych przeznaczonych na 

jego wydobycie, transport oraz składowanie i z tego względu zagospodarowanie nagromadzonych 

surowców może pomniejszyć globalne koszty wydobycia, które w rachunku 

ekonomicznym obciążają obecnie jedynie kopalinę główną. 

Biorąc pod uwagę przytoczone przesłanki i obserwowany w świecie trend ograniczania 

stosowania syntetycznych nawozów NPK (błędnie nazywanych mineralnymi) na rzecz 

stosowania naturalnych produktów mineralnych, przeprowadzono badania eksperymentalne 

nad wykorzystaniem iłu turoszowskiego w kompozycji z innymi surowcami mineralnymi i 

pyłami dymnicowymi z elektrowni „Turów”, mające na celu uzyskanie granulowanych kompozytów 

ceramizowanych, które mogłyby być wykorzystane jako środek nawozowy o wydłużonym 

okresie działania [Puff i in. 1997]. Analogiczne badania zostały przeprowadzone 

następnie w odniesieniu do surowców pochodzących ze złoża bełchatowskiego [Sałaciński 

R. i in. 2001], a w trakcie realizacji są badania przydatności do tych celów odpadowych surowców 

mineralnych ze złóż rejonu Olkusza i Krzeszowic [Sałaciński R. i in. 2004]. 

Dobór surowców i ich funkcje. W eksperymencie technologicznym stosowano 

kilkuetapową procedurę badań. Etap wstępny polegał na przygotowaniu różnych zestawów mieszanek 

mineralnych różniących się składem użytych surowców i relacjami ilościowymi między 

nimi. Następnie przygotowane mieszanki były poddane rozdrabnianiu i homogenizacji na mokro. 

W kolejnych etapach następowało częściowe odwodnione przygotowanych składów do optymalnej 

wilgotności, umożliwiającej granulowanie mieszaniny do uzyskania granul średnicy 4–6 mm. 

135


Zasadniczym procesem technologicznym była ceramizacja granul w temperaturze niskiego 

“biskwitu”, dobranej w taki sposób, aby uzyskać rozkład kredy lub innych surowców 

węglanowych oraz dehydroksylację minerałów ilastych. Zachodzące zmiany strukturalne w 

minerałach składników wsadowych spowodowały podniesienie wytrzymałości mechanicznej 

gotowego produktu w stopniu zabezpieczającym przed kruszeniem i pyleniem podczas 

dystrybucji. Zmiany te miały charakter odwracalny, pozwalający na odbudowę ich struktury 

w koloidalnym środowisku kwasów humusowych gleby. W wyniku naturalnej korozji następującej 

w środowisku glebowym są stopniowo uwalniane zawarte w granulach składniki, 

wzbogacając glebę stabilnie i bez ryzyka wymywania składników nawozu, co jest typowe 

dla nawozów sztucznych NPK. 

Otrzymane z mieszanek granulaty wypalano w temperaturach: 600°C, 700°C, 750°C, 

800°C. Ceramizacja (wyprażanie) produktu po granulacji powoduje podwyższenie zawartości 

CaO w nawozie i zapewnia odkwaszającą funkcję nawozu. Jest to istotne ze względu 

na potrzebę wapnowania gleb oraz zabezpieczenie przed uruchomieniem w glebie toksycznych 

jonów glinu. Zawartość tych jonów zależy od pH środowiska i w glebach użytkowanych 

rolniczo powinna być tylko śladowa. Glin należy do pierwiastków najtrudniej migrujących w 

środowisku hipergenicznym. W zakresie pH 4,5 – 10 rozpuszczalność glinu jest znikoma i w 

takich warunkach pierwiastek ten jest lub był wiązany podczas procesów geologicznych w 

sposób trwały w minerałach ilastych lub w tlenkach glinu w boksytach, w środowisku kwaśnym 

natomiast (przy pH poniżej 4,5) przechodzi w formę kationu - Al 3+ , która jest jedyną formą 

ruchliwą. 

Aktywność biologiczna Al (rozpuszczalność i wymienialność) zależy nie tylko od pH 

roztworu glebowego, ale również od obecności Ca i P oraz składu frakcji organicznej gleby 

[Borkowska 1988]. Dodanie torfu zmniejsza zawartość wolnego Al nawet przy niskim pH. 

Największa koncentracja jonów Al natomiast występuje przy niskim pH i przy niskim poziomie 

rozpuszczalnego Ca i P. 

Przedstawione rozwiązania technologiczne dla obszaru dolnośląskiego oparto na wykorzystaniu 

szarego iłu turoszowskiego (z pokładu B z KWB “Turów”), popiołów z elektrowni 

“Turów”, wapieni, dolomitów lub magnezytu ze złóż miejscowych (lub wariantowo kredy 

jeziornej z KWB “Bełchatów”), używając w eksperymencie jedynie surowców odpadowych 

z tych złóż. Dla obszaru bełchatowskiego dobór surowców użytych do badań eksperymentalnych 

ograniczył się do iłów i kredy jeziornej – kopalin towarzyszących, występujących w 

złożu węgla brunatnego, eksploatowanych i składowanych selektywnie przez KWB “Bełchatów”, 

oraz pyłów dymnicowych powstających w wyniku spalania węgla w miejscowej 

elektrowni. 

Do obecnie prowadzonych badań w trzecim obszarze surowcowym wytypowano iły z 

Ogrodzieńca i Sławkowa (rejon Olkusza) oraz surowce węglanowe (margle, wapienie, dolomity) 

ze złóż rejonu krzeszowickiego. Zestaw surowców wyjściowych do badań eksperymentalnych 

jest tutaj odmienny niż w poprzednich rejonach. Przede wszystkim ograniczona 

jest liczba złóż, z których eksploatowane są iły lub margle mogące być źródłem minerałów 

ilastych, a które w przypadku poprzednich rejonów stanowiły matrycę kompozytów nawozowych. 

Brak jest złóż kredy jeziornej będącej nośnikiem Ca, większy jest natomiast wybór 

surowców węglanowych zawierających Ca i Mg. Obecność tego ostatniego pierwiastka 

zasadniczo wzbogaca testowane kompozyty w składnik brakujący w zestawach surowców 

bełchatowskich. Do testowanych mieszanek mineralnych nie dodawano pyłów dymnicowych 

ze spalania węgla brunatnego, ponieważ w tym rejonie nie ma złóż i elektrowni wykorzystujących 

ten surowiec. 

Zlokalizowane w rejonie elektrowni „Siersza” składowiska popiołów pochodzące ze 

spalania węgla kamiennego są nieprzydatne do prowadzanych badań ze względu na zbyt 

dużą zawartość związków siarki. W zamian skład mieszanek uzupełniono w ograniczonej 

136


ilości (5 – 15%) dodatkiem wzbogaconego superfosfatu (40% P 2 

O 5 

), nawozu sztucznego 

otrzymywanego z importowanych fosforytów, aby wzbogacić mieszanki w fosfor. 

Funkcje poszczególnych składników były następujące: 

• iły stanowiły główną masę mieszanek, a po ceramizacji - szkielet granul, 

• surowce węglanowe: kreda jeziorna, wapienie, margle, dolomity i magnezyty są nośnikami 

głównych bioelementów – wapnia i magnezu, 

• pyły dymnicowe powstające po spaleniu węgla brunatnego uzupełniały skład mieszanek 

w takie mikroelementy, jak: bar, mangan, miedź, cynk, wanad, molibden, które spełniają 

rolę katalizatorów w procesach biochemicznych zachodzących w roślinach. 

Szczególnie ważnym pod tym względem surowcem jest kreda jeziorna wykorzystana w 

odmianach o bardzo wysokiej zawartości CaCO 3 

. Charakteryzuje ją bardzo mała zawartość 

jonów metali ciężkich (ołów, kadm) w stosunku do innych surowców wapiennych, a jej struktura 

ułatwia i przyspiesza podczas procesu technologicznego czas przereagowania wchodzących 

w skład mieszanin składników. 

Magnezyt z Dolnego Śląska zawiera relatywnie mało kadmu i ołowiu na jednostkę MgO 

w stosunku do zawartości w skałach dolomitowych, przy jednocześnie wysokiej zawartości 

MgO w surowcu. 

Wyniki eksperymentu. Badania fizykochemiczne otrzymanych ceramizowanych 

kompozytów objęły: 

1) oznaczenia: 

• nasiąkliwości wodnej, 

• masy nasypowej 

oraz 

2) badania symulacyjne, określające poziom stężenia składników pokarmowych typu kationowego 

Mg 2+ , Ca 2+ , K + w procesie wielokrotnego ługowania w środowisku wodnym 

oraz pH przesączy; ługowania wykonywano w odstępie kilku miesięcy. 

Pomiary parametrów jakościowych wykazały, że kompozyty spiekane w temperaturze 

800 o C mają najlepszą nasiąkliwość (47,5%), a tym samym dostarczają większą ilość ługowanych 

bioelementów do przesączy, wynoszącą w zależności od składu użytych komponentów: 

Mg 2+ 50–500 mg·dm -3 , Ca 2+ 10–100 mg·dm -3 , K + 200–700 mg·dm -3 . Niezależnie od temperatury 

spiekania granul posiadają one właściwości odkwaszające – pH waha się od 7,5 do 12,5 i jest 

w przybliżeniu stałe dla poszczególnych składów komponentów. Ilość wyługowanych bioelementów 

i pH przesączy z tych samych składów kompozytów w kolejnych ługowaniach utrzymuje 

się na stałym poziomie, co potwierdza kilkuletnią możliwość dotowania przez nie gleb. 

Podsumowanie. Podjęte i wykonane badania miały na celu wytypowanie spośród mineralnych 

surowców odpadowych i kopalin towarzyszących takie, których skład mineralny i 

chemiczny oraz inne właściwości odpowiadałby wymaganiom agrotechnicznym, jakim powinien 

odpowiadać finalny produkt, oraz opracowanie samego procesu technologicznego. 

Przeprowadzone w skali laboratoryjnej badania czasu i intensywności ługowania składników 

odżywczych dla roślin oraz pH przesączy dały wyniki zgodne z założeniami. 


Borkowska B. 1988. Toksyczność glinu (Al). Wiad. Botan. 32(3): 157–166. 

Knott P. 1989. Glasses - agricultural applications. Glastech.Ber. 62(1): 29–34. 

137


Puff Z., Sałaciński R., Szymański A. 1998. O możliwości zastosowania naturalnych kompozycji 

surowcowych do rekultywacji gleb w obszarach popowodziowych. W: Współczesna ceramika 

– wybrane technologie i metody badań. Materiały Konferencyjne IPPT – PAN, Białowieża 

1997. IPPT PAN, Warszawa. 

Puff Z., Sałaciński R., Szymański A. 1999. Ceramizowane kompozyty nawozowe z naturalnych 

surowców. Prace Naukowe Instytutu Budownictwa Politechniki Wrocławskiej 75 (26): 139– 

146. 

Puff Z., Sałaciński R. 2002. Technologia otrzymywania mineralnych agrospieków nawozowych z 

kopalin towarzyszących złożom węgla brunatnego. Gór. Odkryw. 4: 5–12. 

Puff Z., Szymański A., Sałaciński R., Wiśniewski W. 1997. Masowe wykorzystanie iłów turoszowskich 

z pokładu B jako nawozu stabilizującego biogeochemicznie środowisko gleby. Gór. Odkryw. 

1–2: 56–63. 

Sałaciński R., Puff Z. 2001. Możliwości wykorzystania kopalin towarzyszących z KWB Bełchatów 

dla potrzeb agrotechnicznych i ochrony środowiska. Górn. Odkr. 2–3: 140–147. 

Sałaciński R., Puff Z., Kurek J. 2004. Ocena przydatności mineralnych surowców odpadowych z 

wybranych złóż rejonu krakowskiego do otrzymywania ceramizowanych kompozytów nawozowych. 

Szkło i Ceramika 55. 6: 14–20. 

The practical application of the low-sintered ceramic compositions 

in remedation process of degradationed agricultur fields follow 

from antropressing operations 

In Poland the sandy soils represent about 5 million ha of the total surface area of arable 

land and in the add these soils are under limed and magnesium poor. In a few regions of 

country we observe the tendency to decrease underground water by climatic and anthropogenic 

operations and degradation by economic activity. Simultaneously, environmentalists 

complain about the adverse effect of nitrogen contained in artificial NPK fertilizers on hydrosphere. 

For this reason, for a number of years now, the interest has grown in the world 

in mineral fertilizers with natural or only slightly modified proportion of bioelements. The experiments 

were carried out for develop a method (technology) to produce the low-sintered 

compositions based on clays co-deposed with brown coal in the deposits KWB Turów and 

KWB Bełchatów and other accompanying minerals and waste of minerals origin for application 

as long-term mineral fertilizers. These deposits or minerals are: [1] Low Silesia Region 

– clay from Bed B from Turów Mine, magnesite or dolomite, fly ashes from brown coal burning 

in Power Plant Turów; [2] Bełchatów Region - clay and bog lime from Bełchatów Mine, 

fly ashes from brown coal burning in Power Plant Bełchatów; [3] Krzeszowice Region near 

Cracow - new minerals deposits are also usability to produce low-sintered ceramic compositions. 

138


WPŁYW RODZAJU KOAGULANTA NA SPECJACJĘ GLINU W ŚCIEKACH* 

WPROWADZENIE. Stosowanie nieorganicznych związków chemicznych (koagulantów) 

do realizacji procesu koagulacji w oczyszczaniu ścieków rozpoczęło się w drugiej połowie 

XIX w. Najczęściej stosowanymi koagulantami są związki glinu i żelaza. 

Zastosowanie koagulantów glinowych lub żelazowych umożliwia destabilizację koloidów 

i częściowe usunięcie rozpuszczonych związków organicznych dzięki dodatnio naładowanym 

produktom hydrolizy koagulantów oraz adsorpcji na wodorotlenkach koagulantów 

[Kowal, Świderska-Bróż 1997; Świderska-Bróż, Rak 2002]. 

Koagulacja może być realizowana jako objętościowa, kontaktowa i powierzchniowa. 

Zastosowanie procesu koagulacji objętościowej powoduje bardzo znaczne obniżenie 

ChZT i BZT 5 

oraz zawiesin ogólnych i fosforu ogólnego, jak też w małym stopniu obniżenie 

stężenia azotu ogólnego[Świderska-Bróż, Krupińska 2004]. 

W procesie koagulacji stosowane są reagenty różniące się składem chemicznym 

oraz właściwościami fizyczno-chemicznymi. Koagulanty glinowe niewłaściwie zastosowane 

mogą być przyczyną podwyższonych ilości glinu resztkowego w uzdatnionej wodzie. 

Oprócz określenia ogólnej resztkowej zawartości glinu jest pożądana identyfikacja postaci, 

w jakiej glin występuje w uzdatnianej wodzie ze względu na zależność toksyczności glinu 

od jego formy specjacyjnej [Bezak-Mazur 2001]. 

Ponieważ ilość glinu resztkowego może zależeć od formy chemicznej koagulanta, to 

celem pracy było zbadanie wpływu rodzaju koagulanta na specjację glinu w oczyszczonych 

ściekach. 

METODYKA I ZAKRES BADAŃ 

Przedmiot badań. Przedmiotem badań były ścieki modelowe, sporządzone według 

procedury podanej przez Klimiuk [Klimiuk, Wojnowska-Baryła, Kuczajowska-Zadrożna 

1996], Wartości wybranych wskaźników modelowych ścieków przedstawiono w tabeli 1. 

Tabela1. Wartości wybranych wskaźników ścieków modelowych 

Wskaźnik pH ChZT Azot Ortofosforany OWO Zasadowość Mętność 

Jednostka – mgO 2·dm -3 mgN org·dm -3 mgPO 4·dm -3 mgC·dm -3 mval·dm -3 – 

Wartość 7,27 584 72 16,18 48 2 75 

– nie dotyczy. 

Wyniki badań roztworu modelowego ścieków wskazują na zanieczyszczenie substancjami 

organicznymi, a wysoka mętność świadczy o obecności koloidalnych i rozpuszczonych 

połączeń związków organicznych, do usunięcia których wykorzystano proces koagulacji. 

W procesie koagulacji zastosowano koagulanty glinowe, o nazwach handlowych 

PAX 16, PAX 18, PAX XL 3, PAX XL 19, PAX XL 61. W tabeli 2 przedstawiono skład chemiczny 

oraz niektóre właściwości fizyczno-chemiczne wybranych koagulantów glinowych. 

Opis eksperymentu. W kolbach stożkowych o pojemności 250 cm 3 każda, umieszczono 

po 100 cm 3 ścieków modelowych. Następnie wprowadzono zmienne dawki koagulantów 

glinowych, tj. 0,05; 0,1; 0,15; 0,20; 0,25; 0,30 cm 3 . Wykonano trzy serie pomiarowe, 

dla pięciu określonych koagulantów, przy pH 4,1; 5,1 i 6,1. Korektę odczynu prowadzono 

0,1n H 2 

SO 4 

oraz NaOH. W koagulacji objętościowej zastosowano 15 min. szybkiego mie- 

* Dr hab. Elżbieta Bezak-Mazur, mgr Anna Twarowska – Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, 

Politechnika Świętokrzyska. 

139


szania z intensywnością 200 obr·min -1 . Po tym czasie roztwór przesączono przez twardy sączek 

filtracyjny, Filtrak 390. W przesączu oznaczono ChZT (test firmy Merck nr 114541.001) 

i formy specjacyjne glinu zgodnie z metodą Driscolla, tj. glin ogólny monomeryczny, nielabilny 

monomeryczny oraz nieorganiczny monomeryczny, czyli toksyczny. 

Tabela 2. Skład chemiczny oraz właściwości fizyczno-chemiczne badanych koagulantów glinowych 

Koagulant 

glinowy 

PAX 16 

PAX 18 

PAX XL3 

PAX XL19 

PAX XL61 

Skład chemiczny Zasadowość pH 

glin (Al 3+ ): 8,2 ± 0,2% 

Al 2 

O 3 

:15,5 ± 0,4% 

chlorki (Cl - ): 19,0 ± 2,0 % 

glin(Al 3+ ): 9,0 ± 0,3% 

Al 2 

O 3 

:17,0±0,5% 

chlorki(Cl - ): 21,0 ± 2,0 % 

glin (Al 3+ ): 5,3 ± 0,3% 

Al 2 

O 3 

: 10,0 ± 0,6 % 

chlorki (Cl - ):14,0 ± 2,0 % 

glin (Al 3+ ): 12,50 ±0,3 % 

Al 2 

O 3 

: 23,60±0,60 % 

chlorki (Cl - ):9,00 ± 2,0 % 

glin (Al 3+ ): 5,40 ± 0,2% 

Al 2 

O 3 

: 11,00 ± 0,4 % 

chlorki (Cl - ):11,0 ± 2,0 % 

Gęstość 

(20°C), 

g·cm -3 

Lepkość 

(20°C) 

mPa·s 

Temperatura 

krzepnięcia 

37 ± 5 % ok. 1 1,33± 0,01 ok. 25 ok. -15°C 

41 ± 3 % 1,0 ± 0,2 1,36± 0,01 ok. 30 ok. -20°C 

70,0±20,0% 2,5 ± 0,5 1,24 ± 20 ok. 10 ok. -15°C 

85,00±5,0 % 3,5 ± 0,4 1,35± 40 ok. -20°C 

70,00±10,0% 3,0± 0,5 1,31± 0,01 ok. 4 ok. -15°C 

Analiza specjacyjna glinu. Specjację glinu wykonano metodą Driscolla [Driscoll, Baker, 

Bisogni, Schofield 1980], która pozwala na bezpośrednie oznaczenie dwu frakcji: 

• glinu ogólnego monomerycznego Al tm, 

• glinu nielabilnego monomerycznego Al nl. 

Rozdział obu frakcji następuje drogą wymiany jonowej z wykorzystaniem Amberlitu IR- 

120 jako wymieniacza kationowego [Driscoll 1984]. 

Z różnicy Al tm 

– Al nl 

obliczono frakcję: glin monomeryczny nieorganiczny (Al nm 

), uznawaną 

za toksyczną [Driscoll 1984; Backes, Tipping. 1987]. Do oznaczeń glinu (III) w poszczególnych 

frakcjach zastosowano test SpectroquantR firmy Merck nr 114825.001. 

Opracowanie statystyczne wyników. Oceny statystyczne wyników wykonano przez 

wyznaczenie równania linii trendu oraz kwadratu współczynnika korelacji, używając programu 

Microsoft Office Excel. 

WYNIKI. Przeanalizowano efektywność procesu koagulacji ścieków modelowych. Koagulację 

prowadzono za pomocą najbardziej znanych koagulantów glinowych o nazwach 

handlowych PAX 16, PAX 18, PAX XL 3, PAX XL 19, PAX XL 61. Są to wodne roztwory chlorku 

poliglinu, niektóre z nich są modyfikowane i zawierające między innymi jony Si, Na, Ca, 

Mg itp. Stosowanie koagulantów PAX ma wiele istotnych zalet w porównaniu dostosowania 

tradycyjnych koagulantów nieorganicznych. Koagulanty te mogą być stosowane w mniejszych 

dawkach, powodują szybkie tworzenie kłaczków, co umożliwia uzyskanie wyższego 

stopnia oczyszczania wody lub ścieków. Stosowanie tych koagulantów daje mniejsze ilości 

osadów, pozwala na prowadzenie koagulacji w szerszym zakresie pH oraz umożliwia łatwe i 

dokładne dozowanie [Świderska-Bróż, Rak 2002]. Skuteczność oczyszczania ścieków, mierzoną 

stopniem usuwania ChZT przez badane koagulanty przedstawiono w tabeli 3. 

140


Tabela 3. Wpływ rodzaju i dawki koagulanta na stopień zmniejszania wartości ChZT 

Rodzaj 

koagulanta 

PAX 16 

PAX 18 

PAX XL3 

PAX XL19 

PAX XL61 

pH 

0.05 

0,10 

Dawka koagulanta [cm 3 ] 

0,15 0,20 0,25 

R–kwadrat 

%ChZT %ChZT %ChZT %ChZT %ChZT %ChZT 

4,1 52,4 54,11 54,45 56,51 68,15 66,10 0,7871 

5,1 75,70 79,45 79,11 89,38 85,96 92,12 0,7938 

6,1 65,75 64,04 66,44 66,44 81,85 85,96 0,8040 

4,1 45,21 53,25 55,65 66,27 66,44 59,42 0,9136 

5,1 84,93 85,96 86,13 89,21 89,21 88,01 0,5046 

6,1 77,74 86,64 78,08 78,77 79,11 79,11 0,7155 

4,1 83,22 84,25 84,93 86,40 82,53 82,88 0,7413 

5,1 79,45 80,14 80,82 79,11 85,27 86,30 0,7287 

6,1 53,77 52,05 56,15 60,62 63,36 63,87 0,7971 

4,1 75,34 75,68 77,74 76,71 75,68 76,71 0,7367 

5,1 54,79 53,77 53,77 54,45 53,77 53,77 0,7133 

6,1 86,64 71,92 80,48 80,31 73,63 80,48 0,6338 

4,1 72,26 77,40 83,56 83,22 83,9 85,62 0,8191 

5,1 83,56 83,9 84,08 81,51 85,62 88,01 0,7099 

6,1 56,16 56,16 56,51 82,19 73,29 73,63 0,8381 

0,30 

%ChZT– procent zmniejszenia wartości chemicznego zapotrzebowania na tlen. 

R–kwadrat – kwadrat współczynnika korelacji. 

Bez względu na pH oczyszczanych ścieków w próbkach, stopień usuwania zanieczyszczeń 

mierzonych jako ChZT zwiększał się wraz ze wzrostem dawek wszystkich testowanych 

koagulantów. Efektywność obniżania ChZT za pomocą wybranych koagulantów PAX 

XL 61 i PAX 18 przedstawiono na rysunku 1. 

Analizując wpływ pH na obniżenie ChZT, należy podkreślić, że dla badanych koagulantów 

nie można podać jednej wartości pH, jako wartości, przy której następuje największa 

redukcja związków organicznych. Na przykład przy pH 4,1 największą skutecznością w obniżaniu 

wartości ChZT wykazały się koagulanty PAX XL3, obniżając wartość ChZT o 86,40 

% oraz PAX XL61 obniżające wartość ChZT o 85,62%. Koagulant PAX 18 natomiast najbardziej 

obniżył ChZT przy pH=5,1, o 89,21% (tab. 3). 

Równolegle z analizą ChZT dla każdej serii pomiarów oznaczono formy specjacyjne glinu. 

Wyniki tych oznaczeń przedstawiono w tabeli 4 i na rysunku 2. 

Badane koagulanty wprowadzają do roztworu różne formy specjacyjne glinu. Analiza 

glinu metodą Driscolla [Driscoll 1984], wykorzystana przez autorki opracowania, pozwala 

na identyfikację tych form, są to: glin ogólny monomeryczny Al tm 

, glin nielabilny monomeryczny 

Al nl 

oraz nieorganiczny monomeryczny Al nm 

. Frakcja toksyczna zawiera jon Al(III) w 

postaci form [Al(H 2 

O) 6 

] 3+ , [Al(H 2 O) 5 OH]2+ , Al(H 2 

O)4(OH) 2 

] + . Należy podkreślić, że dzięki zastosowanej 

metodyce możliwe było określenie stężenia tej toksycznej frakcji. Dla wszystkich 

badanych koagulantów przy określonej ich dawce, z wyjątkiem PAX XL19, w miarę 

obniżania się kwasowości ścieków obserwowano tendencję do obniżania stężenia form 

specjacyjnych glinu. Odwrotną zależność obserwowano przy stosowaniu PAX XL19, co 

może wiązać się z kilkakrotnie większymi zawartościami glinu ( 23,6% ) w składzie tego 

koagulanta. 

141


Tabela 4. Wpływ rodzaju i dawki koagulanta na formy specjacyjne glinu 

Rodzaj Glin 

koagulanta [mgAl·dm -3 ] 

PAX 16 

PAX XL3 

PAX XL19 

PAX XL61 

pH 

Dawka koagulanta [cm 3 ] 

0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 

R-kwadrat 

Al tm 

5,10 0,71 1,77 1,79 3,52 1,66 1,83 0,9055 

4,10 1,75 1,76 1,76 1,77 1,78 1,79 0,6439 

6,10 0,08 0,09 0,12 0,21 0,25 1,12 0,8059 

Al nl 

5,10 0,12 1,76 1,78 1,79 0,52 1,75 0,5296 

4,10 0,32 0,16 1,31 1,76 0,74 1,51 0,6265 

6,10 0,08 0,09 0,12 0,12 0,16 0,48 0,8424 

Al nm 

5,10 0,59* 0,01 0,01 1,73* 1,14* 0,08 0,8664 

4,10 1,43* 1,60* 0,45* 0,01 1,04* 0,26* 0,0185 

6,10 0,00 0,00 0,00 0,09 0,09 0,64* 0,8294 

Al tm 

5,10 0,29 0,34 1,78 1,78 1,81 1,82 0,8430 

4,10 1,75 1,75 1,76 1,77 1,77 1,85 0,6348 

6,10 0,11 0,20 0,25 0,30 0,54 0,55 0,9542 

Al nl 

5,10 0,21 0,15 0,15 1,78 1,76 1,79 0,5752 

4,10 0,29 0,30 0,40 0,26 0,52 0,44 0,6934 

6,10 0,11 0,19 0,19 0,27 0,31 0,26 0,9541 

Al nm 

5,10 0,08 0,19* 1,63* 0,00 0,05 0,03 0,2602 

4,10 1,46* 1,45* 1,36* 1,51* 1,25* 1,41* 0,5728 

6,10 0,00 0,01 0,06 0,03 0,23* 0,29* 0,9129 

Al tm 

5,10 0,11 1,07 1,95 1,95 1,95 1,95 0,9050 

4,10 1,83 1,85 1,86 1,90 1,90 1,94 0,6606 

6,10 0,08 1,42 3,14 3,58 9,1 1,13 0,9688 

Al nl 

5,10 0,11 1,06 1,95 1,94 1,93 1,90 0,9010 

4,10 0,91 0,33 0,47 0,23 1,88 1,90 0,6187 

6,10 0,07 0,33 1,01 2,76 0,45 0,67 0,9975 

Al nm 

5,10 0,00 0,01 0,00 0,01 0,02 0,05 0,8750 

4,10 0,92* 1,52* 1,39* 1,67* 0,02 0,04 0,7885 

6,10 0,00 1,09* 2,13* 0,82* 0,46* 0,46* 0,8179 

Al tm 

5,10 0,04 0,13 0,21 0,26 0,30 0,33 0,9857 

4,10 1,91 3,70 3,86 3,88 7,36 7,68 0,9128 

6,10 0,08 0,10 0,11 1,81 1,82 1,86 0,7980 

Al nl 

5,10 0,01 0,08 0,12 0,11 0,05 0,05 0,7593 

4,10 0,09 0,80 0,21 0,23 0,16 1,40 0,3718 

6,10 0,07 0,08 0,08 0,11 0,13 0,16 0,8901 

Al nm 

5,10 0,03 0,05 0,09 0,15* 0,25* 0,28* 0,9809 

4,10 1,82* 2,90* 3,65* 3,65* 7,20* 6,28* 0,8960 

6,10 0,01 0,02 0,03 1,70* 1,69* 1,70* 0,7760 

* Przekroczenie stężenia 0,135 mg·l -1 , uznawanego za toksyczne dla ryb [Nalewajko 1985]. 

Analiza uzyskanych zależności wskazuje, że wprowadzanie różnych form specjacyjnych 

glinu, w tym glinu toksycznego, zależy od pH. Analogiczną zależność obserwowano 

m.in. w badaniach specjacji glinu w wodach powierzchniowych [ Bezak-Mazur, Widłak 

2005; Bezak-Mazur 2005] . Najwyższe stężenie formy toksycznej Al nm 

stwierdzono przy 

najniższej z badanych wartości pH, tj. 4,1. Najniższe stężenia frakcji toksycznej natomiast 

stwierdzono dla koagulanta PAX 18 przy pH=5,1 oraz PAX XL61 również przy pH=5,1 , ale 

tylko przy niższych dawkach koagulantu. 

142


700 

PAX XL61 pH=6,1 

y = 7590,5x 2 - 3450x + 522,81 

R 2 = 0,8381 

ChZT 

Wielom. (ChZT) 

600 

00 

ChZT [mg O2·dm -3 ] 

400 

300 

200 

100 

0 

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 

Dawka koag.[cm 3 ] 

700 

PAX 18 pH=4,1 y = 7900x2 - 3345x + 540,14 

R 2 = 0,9136 

ChZT 

Wielom. (ChZT) 

600 

00 

ChZT [mg O2·dm -3 ] 

400 

300 

200 

100 

0 

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 


Rys. 1. Efektywność obniżania ChZT w funkcji dawki koagulanta 

Reasumując, można stwierdzić, że warunki optymalnej koagulacji, czyli największe obniżenie 

ChZT i najmniejsze stężenie frakcji Al mn 

w oczyszczonych ściekach, spełnia koagulant 

PAX 18, przy pH=5,1. 

WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań sformułowano następujące wnioski: 

1) bez względu na pH oczyszczanych ścieków stopień usuwania ChZT oraz stężenia frakcji 

specjacyjnej glinu zwiększa się wraz ze wzrostem dawek testowanych koagulantów; 

2) skuteczność koagulacji w usuwaniu substancji organicznych mierzonych jako ChZT zależy 

od rodzaju i dawki koagulanta oraz od wartości pH oczyszczanych ścieków; 

3) koagulanty PAX XL 61 i PAX 18 wykazały się największą skutecznością w usuwaniu 

ChZT w zakresie pH= 4,1–6,1; 

4) koagulant PAX 18 wprowadził najmniejszą ilość glinu toksycznego, czyli frakcji specjacyjnej 

Al nm 

do ścieków po procesie koagulacji w całym badanym zakresie pH; 

5) najlepszym koagulantem spośród badanych, a więc takim, który umożliwił redukcję 

ChZT w największym stopniu i jednocześnie wprowadził najmniej frakcji glinu toksycznego 

do ścieków po procesie koagulacji okazał się PAX 18. 

143


PAX 18 pH=5,1 

Al mn 

Al nl 

PAX 18 pH=4,1 

Al mn 

Al nl 

Al tm 

Al tm 

1,80 

1,80 

1,60 

1,60 

1,40 

1,40 

1,20 

1,20 

Al [mg·dm -3 ] 

1,00 

0,80 


1,00 

0,80 

0,60 

0,60 

0,40 

0,40 

0,20 

0,20 

0,00 

Al tm 

0,00 

Al tm 

0,00 

0,05 

0,10 

0,15 


0,20 

0,25 

0,30 

Al mn 

Al nl 

0,00 

0,05 

0,10 

0,15 


0,20 

0,25 

0,30 

Al mn 

Al nl 

PAX 18 pH=6,1 

Al mn 

Al nl 

Al tm 

1,80 

1,60 

1,40 

1,20 


1,00 

0,80 

0,60 

0,40 

0,20 

0,00 

Al tm 

0,00 

0,05 

0,10 


0,15 

0,20 

0,25 

0,30 

Al mn 

Al nl 

Rys. 2. Wyniki specjacji glinu w ściekach oczyszczonych z zastosowaniem koagulanta PAX 18 

przy różnych wartościach pH 


Backes C.A., Tipping E. 1987. Inter.J.Environ. Anal.Chem.: 30,135. 

Bezak-Mazur E.2001. Elementy toksykologii środowiskowej. Kielce. 

Bezak-Mazur E..2005 Wpływ czynników środowiskowych na specjację glinu w wodach i osadach. 

Mat. Konf.: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Biokumulacja-Toksyczność-Przeciwdziałanie, 

Integracja Europejska. Instytut Ochrony Środowiska.Warszawa: 265–271. 

Bezak-Mazur E., Widłak M. 2005, A speciation analisysis aluminium In polluted water. Rev.Roum. 

Chim., 50, 1: 61–70. 

Driscoll C.T. 1984. Inter.J.Environ.Anal. Chem.16: 267 

Klimiuk E., Wojnowska-Baryła I, Kuczajowska-Zadrożna M. 1996 Acta Acad. Agricult. Tech. Olst. 

Zootechnica 44: 56. 

Kowal A.L., Świderska-Bróż M.1997. Oczyszczanie wody. PWN, Warszawa-Wrocław. 

Nalewajko C., Paul B. 1985. Can. J.Fish.Aguat.Sci. 42:1946. 

Świderska-Bróż M., Krupińska I. 2004. Skuteczność procesu koagulacji w usuwaniu substancji 

organicznych z wód podziemnych. Ochrona Środowiska nr 2: 15–19. 

Świderska-Bróż M., Rak M. 2002. On the importance of aluminium coagulant basicity In organic 

master removal. Chemical Water and Wastewater Treatment VII, Springer: 153–162. 

144


AN EFFECT OF COAGULANT TYPE ON ALUMINIUM SPECIATION IN SEWAGE 

The investigations on the efficiency of treating model sewage in coagulation by means 

of selected aluminium coagulants were presented. Control over the process was exerted 

marking ChZT in sewage before and after the coagulation of ChZT and different speciation 

forms of aluminium. Different doses of coagulants commercially called PAX 16, PAX 18, 

PAX XL 3, PAX XL 19, PAX XL 61 were used in the experiments. pH of the solution considerably 

affected the efficiency of ChZT removal and the concentration of residual contents 

of aluminium (including inorganic monomeric aluminium, i.e. toxic). Coagulants PAX XL 61 

and PAX 18 showed the highest efficiency of ChZT removal. In addition, PAX 18 introduced 

the smallest amount of toxic aluminium into sewage after the coagulation. 

145


MODYFIKACJA POLSKIEGO SYSTEMU OPŁAT ZA ODPROWADZENIE ŚCIEKÓW DO 

WÓD POWIERZCHNIOWYCH ZGODNIE Z WYMAGANIAMI RAMOWEJ DYREKTYWY 

WODNEJ UNII EUROPEJSKIEJ* 

WPROWADZENIE. Zasoby wodne na poszczególnych obszarach kraju mają różne pochodzenie, 

występują w różnej ilości i charakteryzuje je odmienna jakość. Polska polityka 

wodna zakłada, że wody o najkorzystniejszych parametrach, czyli wody podziemne, powinny 

być wykorzystywane przede wszystkim do celów pitnych (wyjątek stanowią przemysł 

spożywczy i farmaceutyczny). 

Kwestię podejścia do korzystania z zasobów wód powierzchniowych w krajach Unii 

Europejskiej reguluje tzw. Ramowa Dyrektywa Wodna [Dyrektywa... 2000] Wyodrębniono 

w niej trzy grupy użytkowników wód, a mianowicie: gospodarstwa domowe, przemysł oraz 

rolnictwo, oraz zdefiniowano pojęcie usług wodnych. 

Zgodnie z dyrektywą pojęcie „usługi wodne” oznacza wszystkie usługi, które umożliwiają 

gospodarstwom domowym, instytucjom publicznym lub jednostkom innej działalności 

ekonomicznej: 

• pobór, gromadzenie w zbiornikach, magazynowanie, uzdatnianie i dystrybucję wód powierzchniowych 

lub podziemnych; 

• zbieranie ścieków i korzystanie z urządzeń oczyszczających, które następnie odprowadzają 

oczyszczone ścieki do wód powierzchniowych. 

Zapewnieniem wody o odpowiedniej jakości poszczególnym grupom użytkowników 

wód zajmują się operatorzy usług wodnych. Świadczą oni oprócz usługi dystrybucji i uzdatniania 

wody także usługę oczyszczania i odprowadzania ścieków do odbiorników. Do operatorów 

usług wodnych zalicza się przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne. Świadczą 

one usługi dla ludności, czyli dostarczają wodę do celów bytowo-gospodarczych oraz dla 

przemysłu. Świadczą też usługi w zakresie odprowadzania ścieków. 

Przedsiębiorstwa za zapewnienie zbiorowego zaopatrzenia w wodę i zbiorowego odprowadzania 

ścieków pobierają opłaty, zwane opłatami usługowymi za pobór wody i odprowadzanie 

ścieków. 

POLSKI SYSTEM OPŁAT ZA WODĘ I ŚCIEKI A WYMAGANIA UNII EUROPEJSKIEJ. 

Ramowa Dyrektywa Wodna spowodowała konieczność modyfikacji polskiego systemu 

ustalania opłat za usługi wodne. Ocenę dotychczasowej metody ustalania opłat w Polsce 

w odniesieniu do wymagań unijnych przedstawiono w tabeli 1. 

Przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne ustalają ceny za odprowadzanie ścieków 

w odniesieniu do 1 m 3 . Cena nie jest jednak różnicowana w zależności od stopnia 

zanieczyszczenia odprowadzanych ścieków. Przy ustalaniu wysokości kwoty należności 

uwzględniony powinien zostać ładunek zanieczyszczeń, ponieważ od jego wielkości zależą 

koszty oczyszczania ścieków. W przypadku ścieków bardziej miarodajne jest, więc posługiwanie 

się ładunkiem zanieczyszczeń, a nie jak w przypadku poboru wody ilością, tj. liczbą 

m 3 . Metr sześcienny mógłby posłużyć jako jednostka rozliczeniowa, ale pod warunkiem 

określenia w nim wartości zanieczyszczeń charakterystycznych dla poszczególnych odbiorców 

usługi. 

Dotychczasowa metoda określania opłat za usługę zbiorowego zaopatrzenia w wodę 

i zbiorowego odprowadzania ścieków tylko w niewielkim stopniu uwzględnia koszty środowiskowe 

i zasobowe, wynikające z eksploatacji zasobów wodnych i odprowadzania zanie- 

*Dr inż. Ewa Rauba – Wydział Zarządzania, Politechnika Białostocka, Kleosin. 

146


czyszczeń do ekosystemów wodnych. Ekwiwalentem za wykorzystanie i zanieczyszczenie 

wód są opłaty środowiskowe, które zaledwie w kilkunastu procentach pokrywają rzeczywiste 

starty wywoływane w środowisku. 

Tabela 1. Ocena aktualnego sposobu określania opłat za usługi wodne w Polsce 

Kryteria oceny dotychczasowej metody 

określania opłat za usługi wodne 

Uwzględnienie trzech sektorów odbiorców 

usług wodnych: 

• odbiorcy komunalni, 

• przemysł, 

• rolnictwo 

Zróżnicowanie cen za wodę i ścieki dla 

różnych grup odbiorców 

Wdrożenie zasady sprawca zanieczyszczenia 

płaci - uwzględnienie pełnych 

kosztów ekologicznych i zasobowych 

Pełen zwrot kosztów usług wodnych 

Prognozowanie polityki opłat za usługi 

wodne przez gminę 

Spełnienie kryterium przez metodę 

Brak uwzględnienia sektora rolnictwo 

Cena ścieków nie jest zróżnicowana w zależności od 

ładunku zanieczyszczeń zawartego w ściekach 

Częściowe pokrycie kosztów środowiskowych i zasobowych 

w postaci opłat ekologicznych za pobór wody 

i odprowadzanie ścieków 

Częściowy zwrot kosztów operacyjnych oraz kosztów 

wynikających z ponoszonych nakładów inwestycyjnych 

przez opłaty za usługi wodociągowo-kanalizacyjne 

Brak 

Źródło: Opracowanie własne. 

Opłaty za odprowadzanie ścieków często nie pokrywają nawet kosztów operacyjnych wynikających 

ze świadczenia usługi. Poziom opłat dla odbiorców komunalnych jest uwarunkowany 

bowiem przez aspekty społeczne, czyli możliwości finansowe gospodarstw domowych. 

Ustalenie w Ramowej Dyrektywie Wodnej wymogu zapewnienia przez opłaty pokrycia 

kosztów świadczonych usług wodnych do 2010 r., spowodowała konieczność opracowania 

prognoz przyszłych potrzeb konsumentów usług wodnych oraz kosztów tych usług, które 

pozwoliłyby na ocenę możliwości spełnienia tego wymogu z uwzględnieniem aspektu społecznego. 

Obowiązek sporządzania takich prognoz powinien spocząć na gminie, która jest 

odpowiedzialna za zapewnienie zbiorowego zaopatrzenia w wodę i zbiorowego odprowadzania 

ścieków. Do tej pory rola tej jednostki samorządu terytorialnego w kwestii opłat za 

usługi wodociągowo-kanalizacyjne ograniczała się jedynie do zatwierdzania taryf opracowanych 

przez przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne. 

W komunikacie Komisji Europejskiej skierowanym do Rady oraz do Parlamentu Europejskiego 

i do Komitetu Ekonomiczno-Społecznego z dnia 26 lipca 2000 r. (Komunikat Komisji...2000) 

zaproponowano, aby opłata płacona przez użytkownika za zużytą wodę wodociągową 

i ścieki odprowadzane do kanalizacji była obliczana na podstawie wzoru: 

O = A + aQ + bZ 

gdzie: 

A – element opłaty związany z kosztami stałymi, 

a – należność za jednostkę zużytej wody, 

b – należność za jednostkę wytworzonych zanieczyszczeń, 

Q – całkowita ilość zużytej wody, 

Z – całkowita ilość wytworzonych zanieczyszczeń. 

147


Wzrost ten oparty jest na założeniu, że zmniejszenie ilości zużytej wody lub odprowadzanych 

zanieczyszczeń pociąga za sobą obniżenie opłaty za wodę płaconą przez użytkowników, 

co powinno ich zachęcić do efektywnego wykorzystania zasobów wodnych oraz 

do ograniczenia ładunków zanieczyszczeń odprowadzanych ze ściekami. 

Cena za usługi wodne, zgodnie z zasadą zawartą w Ramowej Dyrektywie Wodnej, powinna 

pokryć koszty wytworzenia usługi. Ze względów społecznych spełnienie tej zasady 

nie zawsze jest jednak możliwe. Zbyt niska cena może powodować natomiast nadmierne 

zużycie wody, a co za tym idzie także zwiększoną emisję ścieków. 

Analiza poziomu opłat za usługi wodociągowe i kanalizacyjne pokazuje także, że zazwyczaj 

nie jest spełniana także zasada eliminacji subsydiowania skrośnego zarówno w odniesieniu 

do obu rodzajów świadczonych usług, jak i w stosunku do różnych grup usługobiorców, 

którzy generują przecież odmienne koszty. Zasadę tę, jako jedną z podstawowych, 

zawarto w rozporządzeniu Ministra Infrastruktury z dnia 12 marca 2002 r. w sprawie określania 

taryf, wzoru wniosku o zatwierdzenie taryf oraz warunków rozliczeń za zbiorowe zaopatrzenie 

w wodę i zbiorowe odprowadzanie ścieków. [Rozporządzenie…2002] 

KOSZTY ŚRODOWISKOWE I ZASOBOWE. Środowisko naturalne ulega ciągłym 

zmianom, przekształcają się jego elementy, niektóre zanikają, a inne pojawiają się na danym 

terenie. Przekształceniom ulegają także zasoby wodne. Ich ilość i jakość zmienia się 

także bez udziału człowieka. Naturalnie zachodzące procesy wymywania substancji mineralnych 

ze skał powodują zmniejszenie się przezroczystości wód i zwiększenie się udziału 

niektórych pierwiastków w wodach powierzchniowych i podziemnych. Do wód przedostają 

się także substancje organiczne z gleb oraz z rozkładu żywych organizmów. Powoduje to 

wzrost żyzności zbiorników wodnych, ich eutrofizację, a w ostateczności również zarastanie 

i zanik. 

Jednakże to nie natura, a człowiek przyczynia się przede wszystkim do zmian zachodzących 

w środowisku wodnym. Wpływ ten uwidacznia się nie tylko w elementach przyrodniczych, 

ale ma także wpływ na różne sfery działalności człowieka. To właśnie straty spowodowane 

zanieczyszczeniem zasobów wodnych stanowią podstawę szacowania kosztów 

środowiskowych. 

Do określenia wysokości kosztów środowiskowych spowodowanych przez daną jednostkę 

można wykorzystać wskaźniki strat jednostkowych. Wielkości jednostkowych strat 

spowodowanych zanieczyszczeniem wód powierzchniowych, oszacowane przez zespół 

pod kierunkiem J. Famielec, zestawiono w tabeli 2 [Straty gospodarcze…2001]. 

Określenie kosztów środowiskowych spowodowanych przez daną jednostkę w wyniku 

odprowadzania ścieków do wód powierzchniowych na podstawie wskaźników przedstawionych 

w tabeli 2 będzie bardzo ogólne i nie pozwala na uwzględnienie specyfiki ścieków 

produkowanych przez emitenta ani rodzaju strat, jakie wywołują. Jednostka przeliczeniowa 

strat powinna zatem zostać ustalona dla każdego rodzaju lub danej grupy strat w taki sposób, 

aby po jej zastosowaniu w odniesieniu do danej organizacji produkującej ścieki, dawała 

rzeczywisty obraz start przez nią generowanych. Poddano zatem analizie jednostkowe 

wartości strat przedstawione w tabeli 2. 

Słuszne jest podejście do szacowania start w rybostanie w przeliczeniu na tonę ryb, które 

nie zostały odłowione. Straty te bowiem można określić jako utracony dochód gospodarstw rybackich 

w związku ze zmniejszeniem się ilości ryb w ogóle oraz ilości ryb zdatnych do spożycia. 

Nie do końca przekonujące jest natomiast odniesienie jednostkowych kosztów dodatkowego 

uzdatniania wody nadmiernie zanieczyszczonej do 1 m 3 uzdatnianej wody. Zastosowana 

metoda uzdatniania zależeć, bowiem będzie od stopnia zanieczyszczania wody, 

czyli od wielkości ładunków zawartych w odprowadzanych ściekach, które będą wpływały 

148


na jakość wód danego zbiornika lub cieku wodnego. Znacznie większy wpływ na stężenie 

zanieczyszczeń w wodzie mają ścieki zrzucane przez zakład przemysłowy niż ścieki bytowo-gospodarcze. 

Uciążliwość ścieków przemysłowych wiąże się także z możliwością występowania 

w nich substancji specyficznych, a zaliczanych do szczególnie niebezpiecznych 

zarówno dla środowiska wodnego, jak i dla zdrowia oraz życia człowieka. 

Tabela 2. Jednostkowe wskaźniki strat spowodowanych zanieczyszczeniem zasobów wodnych 

w Polsce (poziom ceny 2003 r.) 

Rodzaj straty 

zmniejszenie zdolności wód do samooczyszczania 

zwiększone koszty uzdatniania wody nadmiernie 

zanieczyszczonej przez przemysł: 

• w gospodarce komunalnej 

• w energetyce cieplnej dla obiektów otwartych 

• w energetyce cieplnej dla obiektów zamkniętych 

• w przemyśle (bez energetyki) 

Dodatkowe koszty przerzutu i magazynowania 

wody w przypadku nadmiernie zanieczyszczonych 

lokalnych zasobów wodnych 

Straty w rybostanie 

Straty spowodowane odprowadzaniem zasolonych 

wód dołowych 

Straty z tytułu przyspieszonej korozji urządzeń i budowli 

stykających się z zanieczyszczoną wodą 

Wartość straty 

0,154 zł·m -3 odprowadzonych ścieków 

0,154 zł·m -3 pobranej wody 


0,336 zł·m -3 pobranej wody 


496,59 zł·m -3 wody 

1005,66 zł za tonę utraconej wielkości połowu 

ryb 

0,470 zł·m -3 odprowadzonych ścieków 

1 % wartości środków trwałych brutto 

(w przemyśle i gospodarce komunalnej) 

2,6 % wartości środków trwałych brutto (w energetyce) 

Źródło: Straty gospodarcze spowodowane zanieczyszczeniem środowiska naturalnego w Polsce w warunkach 

transformacji gospodarczej. Część pierwsza pod red. J. Famielec, Akademia Ekonomiczna 

w Krakowie Katedra Polityki Przemysłowej i Ekologicznej. Kraków, sierpień 2001 oraz P. Małecki: Straty 

ekologiczne powodowane zasoleniem Wisły w regionie krakowskim, Rozprawa doktorska, Akademia 

Ekonomiczna w Krakowie, Kraków 2002. 

Biorąc pod uwagę powyższe rozważania, należy stwierdzić, że istnieje konieczność 

prowadzenia dalszych badań dotyczących wielkości strat spowodowanych zanieczyszczeniem 

wód, których efektem będzie ustalenie wskaźników strat, które pozwolą na oszacowanie 

kosztów środowiskowych. 

Wprowadzanie do wód powierzchniowych ścieków powoduje oczywiste straty zarówno 

w samym środowisku wodnym, jak i w otaczającym go ekosystemie lądowym oraz w gospodarce. 

Nie bez znaczenia jest jednak także samo ujmowanie wody podziemnej lub powierzchniowej, 

które ma wpływ na bilans wodny danej zlewni. Koszty wynikające z tego rodzaju użytkowania 

zasobów wodnych nazywa się kosztami zasobowymi. Można przyjąć, że wysokość 

kosztów zasobowych będzie równa kosztom, które musiałyby zostać poniesione na retencję 

wody w zbiornikach. Założenie to oparto na stwierdzeniu, że koszty zasobowe generowane 

są w sytuacji, gdy ilość pobieranej wody przekracza możliwości jej samoodtwarzania. W takiej 

sytuacji jedyną możliwością zatrzymania wody w zlewni jest jej retencjonowanie. 

PODSUMOWANIE. W odniesieniu do zaleceń zawartych w Ramowej Dyrektywie Wodnej 

zidentyfikowano niedostatki w metodach określania opłat za usługi wodne. Przede 

wszystkim cena za odprowadzanie ścieków nie jest zróżnicowana w zależności od wielkości 

ładunku zanieczyszczeń (wyrażonego np. za pomocą wskaźnika BZT 5 

) zawartego w ście- 

149


kach pochodzących od poszczególnych grup odbiorców usługi polegającej na oczyszczaniu 

ścieków. 

W polskim systemie ekwiwalentem kosztów środowiskowych są opłaty za odprowadzanie 

ścieków do wód powierzchniowych lub do ziemi, które jednak, jak pokazuje analiza 

dotychczasowych badań poziomu opłat, pokrywają zaledwie kilkanaście procent start 

spowodowanych zanieczyszczeniem wód. Przy określaniu kosztów środowiskowych nie 

uwzględnia się natomiast w ogóle sektora rolnictwo. 

Nowa metoda musi eliminować problem subsydiowania skrośnego w odniesieniu do 

grup odbiorców usługi kanalizacyjnej. Obecnie cena za tę usługę ustalana jest w odniesieniu 

do 1m 3 ścieków bez uwzględniania ilości zawartych w nim zanieczyszczeń. Odpowiedniejszą 

jednostką przy ustalenia poziomu cen dla poszczególnych grup odbiorców usługi 

jest jednak jednostka wielkości ładunku zanieczyszczeń zawarta w odprowadzanych 

przez nie ściekach, która odzwierciedla faktyczny udział danej grupy odbiorców w kosztach 

oczyszczania ścieków. 

Metoda powinna także stanowić instrument wspomagający proces podejmowania decyzji 

w sprawie wyboru polityki opłat za usługi wodne w danej gminie. Umożliwi ona również 

określenie polityki opłat za wodę i ścieki aktualnie oraz w perspektywie. 


Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23.10.2000 r. 2000/60/EC w sprawie ustanowienia 

ram działalności Wspólnoty w dziedzinie polityki wodnej. 2000. 

Komunikat Komisji skierowany do Rady, do Parlamentu Europejskiego do Komitetu Ekonomiczno-Społecznego 

dotyczący opłat za wodę i zrównoważonej gospodarki zasobami (COM 

(2000)477 final). 2000. Komisja Wspólnot Europejskich, Bruksela, SEC (2000)1238. 

Rozporządzenie Ministra Infrastruktury z dnia 12 marca 2002 r. w sprawie określania taryf, wzoru 

wniosku o zatwierdzenie taryf oraz warunków rozliczeń za zbiorowe zaopatrzenie w wodę 

i zbiorowe odprowadzanie ścieków (DzU z 2002 nr 26 poz.257). 

Straty gospodarcze spowodowane zanieczyszczeniem środowiska naturalnego w Polsce w warunkach 

transformacji gospodarczej. 2001. Część pierwsza, pod red. J. Famielec. Akademia 

Ekonomiczna Katedra Polityki Przemysłowej i Ekologicznej. Kraków. 

P. Małecki P. 2002. Straty ekologiczne powodowane zasoleniem Wisły w regionie krakowskim. 

Rozprawa doktorska. Akademia Ekonomiczna. Kraków. 

Modification of the Polish system for payment for wastewater 

discharge into surface water according to the Water Framework 

Directive 

The European Union’s policy on the protection of water resources is defined in the Water 

Framework Directive. The idea of environmental costs is a new issue discussed in the 

Directive. Environmental costs are defined as damages resulting from water use and its impact 

on the environment, ecosystems and the use of the environment. 

It is most significant to estimate environmental costs for this will make people aware of 

the “ polluter pays principle”. Furthermore, estimation of environmental costs will allow to 

determine wastewater prices. The current prices partially cover the cost of environmental 

damages, caused by wastewater discharge into surface water. 

Several selected environmental unit costs are discussed in the paper. 

150


ZASTOSOWANIE METODY WYCENY WARUNKOWEJ DO OKREŚLANIA 

GOTOWOŚCI DO ZAPŁATY ZA POPRAWĘ JAKOŚCI WÓD POWIERZCHNIOWYCH* 

WPROWADZENIE. Wody powierzchniowe w Polsce nie odznaczają się wysoką jakością. 

Dotyczy to zwłaszcza oceny rzek pod względem kryterium biologicznego. Biorąc natomiast 

pod uwagę cechy fizykochemiczne wód w pierwszej klasie czystości zawiera się zaledwie 

ok. 5% badanych odcinków rzek. Można natomiast zaobserwować wyraźnie mniejszą 

ilość rzek, które charakteryzują wody pozaklasowe. 

Poprawę jakości wód powierzchniowych ma zapewnić ograniczenie wielkości ładunków 

zanieczyszczeń odprowadzanych do nich wraz ze ściekami miejskimi. Do podjęcia kroków 

w tym kierunku zobowiązuje Polskę Dyrektywa Rady w sprawie oczyszczania ścieków 

miejskich 91/271/EWG (aktualnie 98/15/UE). Stawia ona przed państwami członkowskimi 

obowiązek wyposażenia w wyznaczonych terminach aglomeracji miejskich o równoważnej 

liczbie mieszkańców (RML) powyżej 2000 w systemy kanalizacji zbiorczej, zakończonych 

oczyszczalniami ścieków. W rozumieniu tego dokumentu aglomerację stanowi obszar, na 

którym zaludnienie lub działalność gospodarcza są wystarczająco skoncentrowane, aby 

ścieki były zbierane i przekazywane do oczyszczalni ścieków komunalnych. 

W celu spełnienia wymagań dyrektywy Ministerstwo Środowiska opracowało Krajowy 

Program Oczyszczania Ścieków Komunalnych [Krajowy Program... 2003]. Realizacja Programu 

wymaga podjęcia przez samorządy lokalne działań zmierzających do poprawy stanu 

gospodarki ściekowej na terenie gmin. 

Przy realizacji zbiorczych systemów oczyszczania ścieków istotne znaczenie ma zaangażowanie 

społeczności w rozwiązanie problemu ścieków. Społeczeństwo powinno mieć 

świadomość znaczenia podejmowanych przez władze samorządowe działań zmierzających 

do poprawy jakości lokalnych zasobów wodnych. Budowa oczyszczalni ścieków pozwoli 

nie tylko na ograniczenie ładunków zanieczyszczeń przedostających się do cieków 

wodnych czy też ziemi, ale także podniesie standard życia mieszkańców. 

KRAJOWY PROGRAM OCZYSZCZANIA ŚCIEKÓW KOMUNALNYCH. Program ten 

został opracowany na podstawie uzyskanych od gmin „Informacji o stanie i zamierzeniach 

dotyczących realizacji przez gminę przedsięwzięć w zakresie wyposażenia terenów zabudowanych 

i przeznaczonych pod zabudowę w zbiorcze sieci kanalizacyjne i oczyszczalnie 

ścieków komunalnych (wg stanu na koniec 2002 r.)”. Realizacja Programu wiąże się z podjęciem 

następujących inwestycji: 

1) budowa, rozbudowa i modernizacja 1163 oczyszczalni ścieków komunalnych w 1068 

aglomeracjach, 

2) budowa około 21 km sieci kanalizacyjnej: 

• budowa systemów kanalizacyjnych w 162 aglomeracjach o RLM 2000–15 000, 

• rozbudowa i modernizacja sieci kanalizacyjnej w 1216 aglomeracjach o RLM powyżej 

15 000. 

Realizacja tych zadań wiąże się z poniesieniem nakładów finansowych w wysokości ok. 

35 mld zł, w tym na budowę, rozbudowę i modernizację: 

• sieci kanalizacyjnej – ok. 24 mld zł, 

• oczyszczalni ścieków komunalnych – ok.11 mld zł. 

Harmonogram wprowadzania Krajowego Programu Oczyszczania Ścieków w życie 

przedstawia się następująco: 

* Mgr inż. Krystyna Rauba – Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem w Hajnówce, 

Politechnika Białostocka. 

151


• etap I – do 31 grudnia 2005 r.; 

powinna zostać osiągnięta zgodność z postanowieniami Dyrektywy 98/15/UE w 674 

aglomeracjach, z których ładunek zanieczyszczeń biodegradowalnych stanowi 69% 

całkowitego ładunku tych zanieczyszczeń z aglomeracji; 

• etap II - 31 grudnia 2010 r.; 

inwestycje mają być zrealizowane w 1069 aglomeracjach, z których ładunek zanieczyszczeń 

biodegradowalnych stanowi 86%całkowitego ładunku zanieczyszczeń tego 

typu pochodzącego z aglomeracji; 

• etap III – do 31 grudnia 2013 r.; zgodność z postanowieniami Dyrektywy 98/15/UE powinna 

być osiągnięta w 1165 aglomeracjach, z których ładunki zanieczyszczeń stanowią 

91% całkowitego ładunku tych zanieczyszczeń z aglomeracji. 

Pełna realizacja inwestycji powinna zostać zakończona do końca grudnia 2015 roku 

[Krajowy Program... 2003]. 

Jak wynika z przedstawionych danych Krajowy Program Oczyszczania Ścieków wiąże 

się z koniecznością poniesienia wysokich nakładów finansowych. Przy realizacji systemów 

kanalizacyjnych istotna jest zatem społeczna akceptowalność podejmowanych przez 

samorządy działań. 

GOTOWOŚĆ LUDNOŚCI DO ZAPŁATY ZA POPRAWĘ STANU JAKOŚCI WÓD PO- 

WIERZCHNIOWYCH – badania ankietowe. W celu zbadania możliwości partycypowania 

ludności w kosztach budowy oczyszczalni ścieków można posłużyć się metodą wyceny 

warunkowej. Środowisko podlega obecnie coraz częściej takim samym regułom jak typowe 

produkty na rynku. Jest zatem także poddawane wycenie. Jedną z metod, które zostały 

zastosowane w praktyce także w Polsce jest metoda wyceny warunkowej (CVM, ang. 

Contingent Valuation Method). Opiera się ona na badaniach ankietowych. Respondentom 

zadaje się jedno z następujących pytań: Pierwsze z nich dotyczy gotowości do zapłaty za 

zachowanie danego dobra lub wprowadzenie w nim zmian mających na celu poprawę jego 

jakości (WTP, ang. Willingness To Pay). Drugie pytane natomiast ma na celu uzyskanie informacji 

o wysokości kwoty, jaką respondenci byliby skłonni przyjąć za tolerowanie zmian 

w danym elemencie środowiska lub ograniczenie dostępu do niego (WTA, ang. Willingness 

to Accept). W jednym badaniu zadaje się ankietowanym jedno z wymienionych pytań. 

Oddzielną kwestię stanowi wybór odpowiedniego typu pytania, a co za tym idzie także 

wiarygodność uzyskanych informacji. Przy sformułowaniu w ankiecie pytań typu WTP 

istnieje możliwość zaniżenia podawanej przez ankietowanych kwot mówiących o wartości 

danego elementu środowiska, w związku z obawą nadmiernego obciążenia finansowego. 

Przy zadawaniu pytania typu WTA powstaje zagrożenie zawyżania wartości wycenianych 

elementów środowiska przez osoby o niskich dochodach. 

Ogólnie przyjmuje się, że pytania typu WTP służy do szacunku wartości przedsięwzięć 

proekologicznych lub zysków środowiskowych, zaś pytania typu WTA do określenia strat 

ekologicznych wynikających z emisji zanieczyszczeń do środowiska [Ocena... 2002]. 

BADANIA FRANCUSKIE. Badania ankietowe oparte na pytaniach typu WTP przeprowadzono 

na przykład we Francji. Dotyczyły one gotowości do zapłaty za poprawę 

jakości wody w rzekach. Zadeklarowane przez respondentów kwoty w odniesieniu do 

obecnych wydatków na ochronę wód oraz rzeczywistych kosztów wynikających z użytkowania 

wód rzecznych przez poszczególne grupy użytkowników przedstawiono na rysunku 

1. 

152


600 

500 

400 

mln euro 

300 

200 

100 

0 

gospodarstwa domowe drobne zakłady przemysł rolnictwo 

wydatki związane z ochroną środowiska ponoszone przez grupę użytkowników 

gotowość pokrycia wydatków związanych z poprawą jakości wód 

rzeczywiste koszty spowodowane emisją ścieków 

Źródło: opracowanie własne na podstawie Analiza zwrotu kosztów lub ekonomiczny cykl wody, Agence 

De L’eau Seine-Normandie. Materiały Seminarium w Karnity 30–31 sierpnia 2005 r. 

Rys. 1. Wyniki badań ankietowych we Francji dotyczących wyceny wartości jakości wód rzecznych 

Jak widać na rysunku 1 zarówno przemysł, jak i rolnictwo nie ponoszą kosztów wynikających 

z zanieczyszczenia zasobów wodnych. Największy udział w wydatkach na ochronę 

wód mają gospodarstwa domowe. Każda z grup wyraziła gotowość do zapłaty za poprawę 

jakości wód rzecznych w maksymalnej łącznej wysokości 200 mln euro. Zadeklarowana 

kwota nie pozwala jednak na pokrycie kosztów generowanych przez gospodarstwa domowe 

(500 mln euro) oraz rolnictwo (230 mln euro). 

BADANIA POLSKIE. Badania oparte na metodzie wyceny warunkowej przeprowadzono 

także w Polsce. Ich autorem był Warszawski Ośrodek Ekonomii Ekologicznej przy Wydziale 

Nauk Ekonomicznych Uniwersytetu Warszawskiego. W pierwszym badaniu poddano 

wycenie bagna biebrzańskie. W drugim badaniu natomiast podjęto próbę oszacowania wartości 

wody oligoceńskiej w Warszawie. 

Najbardziej znane jest badanie „bałtyckie”. W badaniu tym zbadano gotowość mieszkańców 

Polski do zapłaty za powstrzymanie eutrofizacji Morza Bałtyckiego. Respondentom 

przedstawiono jako efekt podjętych działań zmniejszenie liczby zamkniętych kąpielisk oraz 

odnowę życia w morzu. Badania przeprowadzone zostały w dwóch etapach: jako badanie 

pilotażowe oraz jako badanie główne. W badaniu pilotażowym wzięło udział 1166 respondentów. 

Zadeklarowali oni średnio gotowość do zapłaty kwoty 40,74 zł na osobę w ciągu 

roku. W badaniu głównym natomiast wzięło udział 1162 osoby, które wyraziły gotowość do 

zapłaty w średniej wysokości 169 zł na osobę w ciągu roku. Podobne badania przeprowadzono 

także w Szwecji i na Litwie [Śleszyński 2000]. 

BADANIE GRECKIE. Metodę wyceny warunkowej wykorzystały greckie gminy Lappaion, 

Georgioupolis i Krionerida do uzyskania informacji ile mieszkańcy są skłonni poświęcić, by zachować 

czyste wody morskie. Chociaż plaże mają przyznane niebieskie flagi (w związku z czystością), 

każdy ładunek zanieczyszczenia może jednak dramatycznie zmienić tę korzystną sytuację, 

ponieważ większość społeczeństwa tych obszarów utrzymuje się z turystyki. Dlatego też 

odpowiednie zarządzanie gospodarką ściekową ma decydujące znaczenie dla mieszkańców. 

Kwestionariusz do badań został zaprojektowany tak, by ujawnić preferencje gotowości 

do zapłaty (WTP) mieszkańców za oczyszczanie ścieków. Uzyskane informacje miały być 

153


pomocne gminom przy planowaniu polityki taryf za ścieki, a w razie niewyrażenia gotowości 

do zapłaty za oczyszczanie ścieków, projekt nie zostałby zrealizowany. 

Ankieta podzielona została na trzy części. Pierwsza część była częścią informacyjną i zawierała 

rysunki oraz zdjęcia wyjaśniające terminy „ścieki”, „oczyszczalnia ścieków”, „szambo” 

oraz „dół absorpcyjny”, co dało respondentom ogólne rozeznanie w problematyce i jasność, 

co do użytych w dalszych pytaniach pojęć. Druga część zawierała pytania o warunki domowe 

respondentów, dotyczące działalności na plaży oraz sposobu i kosztów usuwania ścieków. 

Następnie respondenci pytani byli o wysokość rachunków za wodę, ponieważ wysokość opłat 

za oczyszczanie ścieków jest odzwierciedleniem rachunku za wodę, zgodnie z zasadą, że 

większa konsumpcja świeżej wody powoduje powstawanie większej ilości ścieków. 

Pytanie WTP w kwestionariuszu zostało sformułowane w odniesieniu do trzech różnych 

wyjściowych kwot (w trzech różnych wersjach kwestionariuszy). Brzmiało: „Zakładamy, że 

budowana oczyszczalnia ścieków polepszy jakość środowiska. Czy byłbyś skłonny zapłacić 

x euro?” (gdzie x zostało obliczone jako: 80% rachunku za wodę w pierwszej wersji kwestionariusza, 

100% w drugiej wersji i 150% w trzeciej wersji). Trzecia część kwestionariusza 

dotyczyła charakterystyki socjoekonomicznej respondentów. 

W ramach badań przeprowadzono 326 wywiadów, które reprezentowały próbę stanowiącą 

26,5 % populacji. Uzyskane wyniki zestawiono w tabeli 1. 

Tabela 1. Wysokość deklarowanej WTP 

Statystyka 

% rachunku za 

wodę 

WTP 

odpowiadająca 

kwota w euro 

95% przedział ufności 

% rachunku za 

wodę 

odpowiadająca 

kwota w euro 

Średnia 135,5 44,06 121,3 – 149,8 39,42 – 48,69 

Mediana 110,9 33,26 99,7 – 122,1 29,91 – 36,62 

Źródło: Geniusz M., Manioudaki M., Pantagakis E., Tampakakis D., Tsagarakis K.P.,: Estimation of willingness 

to pay for wastewater treatment. 2005. Department of Economics, University of Crete. 

Prawie wszyscy mieszkańcy (97,5%) zgodzili się na budowę oczyszczalni ścieków 

w regionie. W badaniu zostało odnotowanych 14 wartości rzeczywistego zera (4,3%). Respondenci 

twierdzili, że: „ Nie stać mnie na to” (5 respondentów), „Nie wierzę, że budowa 

KOŚ przyniesie polepszenie jakości środowiska” (3 respondentów), i ”Wierzę, że nie ma 

problemu z pozbywaniem się ścieków” (6 respondentów). Stwierdzono również 32 (9,8%) 

odpowiedzi sprzeciwu. Respondenci twierdzili dosłownie: „Tak czy inaczej powinienem 

otrzymać tę usługę” (29 respondentów) i „Jestem zmęczony płaceniem gminie” (3 respondentów). 

Gminy ustaliły, że przy średnim zużyciu wody 123,32 m 3 średnia dodatkowa opłata 

powinna wynosić 23,3 euro, a więc w porównaniu ze średnią WTP (44,06 euro) i medianą 

WTP (33,26 euro) jest opłatą dużo niższą. Polityka społeczna powinna zagwarantować 

mniejsze obciążenie rodzin o niskich dochodach. 

Innym kryterium społecznym, które jest stosowane przez niektóre gminy w Grecji, i mogłoby 

mieć zastosowanie na badanych obszarach, jest obciążenie rodzin wielodzietnych 

( ≥ 4) obniżoną taryfą [Geniusz and diferrent 2005]. 

PODSUMOWANIE. Spełnienie zasady „sprawca zanieczyszczenia płaci” zobowiązuje 

podmioty emitujące ścieki do realizacji inwestycji, jakimi są oczyszczalnie ścieków. Obowiązek 

zapewnienia zbiorowego odbioru i oczyszczania ścieków spoczywa na gminach. Inwe- 

154


stycje dotyczące systemów kanalizacyjnych są jednak bardzo kosztowne. Istotne jest zatem 

opracowanie odpowiedniej polityki opłat za ścieki. 

Podejmowane w tym zakresie działania powinny znaleźć społeczna akceptację. Gmina 

do poznania opinii mieszkańców w kwestii realizacji oczyszczalni, a zwłaszcza możliwości 

ich uczestnictwa w finansowaniu budowy i eksploatacji obiektów może posłużyć się metodą 

wyceny warunkowej. 

Uzyskane metodą wyceny warunkowej informacje pozwolą na określenie deklarowanego 

wkładu ludności. Dadzą także obraz tego, jak bardzo społeczność lokalna ceni środowisko 

wodne, zwłaszcza jeżeli stanowi ono źródło jego dochodu. 


Analiza zwrotu kosztów lub ekonomiczny cykl wody. Agence De L’eau Seine-Normandie. Materiały 

Seminarium w Karnity, 30–31 sierpnia 2005 r. 

Geniusz M., Manioudaki M., Pantagakis E., Tampakakis D., Tsagarakis K.P 2005. Estimation of 

willingness to pay for wastewater treatment. Department of Economics, University of Crete. 

Krajowy Program Oczyszczania Ścieków Komunalnych. 2003. Ministerstwo Środowiska, Warszawa. 

Ocena i wycena zasobów przyrodniczych. pod red. J. Szyszko, J. Rylke, P. Jeżowskiego. 2002. 

Wydawnictwo SGGW: Warszawa 245. 

Śleszyński J. 2000. Ekonomiczne problemy ochrony środowiska. Wyd. ARIES, Warszawa: 100. 

THE APPLICATION OF CONTINGENT VALUATION METHOD TO ESTIMATION OF WIL- 

LINGNESS TO PAY FOR IMPROVEMENT OF QUALITY OF WATER SURFACE 

In the paper was presented possibility of the application of Contingent Valuation Method 

to estimation of willingness to pay for improvement of quality of water surface. 

Contingent Valuation Method (CVM) is making of instrument take a decision of matter 

in the business the plan for the construction of a wastewater treatment plant in the communities. 

The method was of the research is the information of the inhabitants and the degree 

of the acceptance for level of payment for treatment of wastewater. 

In the paper was described the questionnaire offer help from the communities in the 

planning tariff of waste. 

155


JAKOŚĆ ŚRODOWISKA A EKOLOGIA SOCJALNA W OPINII STUDIUJĄCEJ 

MŁODZIEŻY ZE ŚRODOWISK WIEJSKICH* 

WPROWADZENIE. Ekologia socjalna jest działem ekologii, w którym specyficzną rolę 

odgrywa człowiek i środowisko, nie w sensie biologicznych gatunków, lecz socjalnej istoty. 

Gałąź ta podkreśla drogi doskonalenia związków społeczeństwa i przyrody. Zajmuje 

się formowaniem kultury i świadomości ekologicznej za pomocą nowych metod i środków 

w kształceniu i wychowaniu ekologicznym. Zadaniem ekologii socjalnej jest także tworzenie 

praw wykorzystania bogactw naturalnych, kryteriów ekologicznego zarządzania, nadzór 

nad socjalno-ekologicznym monitoringiem, a przede wszystkim kontrolowanie centralnej, 

regionalnej i lokalnej polityki. W wyniku śledzenia socjalno-ekologicznych zmian ocenia się 

światopogląd i sposób korzystania społeczeństwa ze środowiska naturalnego. 

W ramach socjalnej ekologii można wyróżnić takie nauki ekologiczne, jak: informacja 

ekologiczna, oświata ekologiczna, kultura ekologiczna, prawo ekologiczne, demografia, etnografia, 

polityka, ekologiczna działalność gminna [Biliavski 2000]. 

Socjalno-ekologiczny monitoring to system badań, analiz, spostrzeżeń i prognozowania 

zmian stanu środowiska naturalnego pod wpływem czynników socjalno-ekologicznych. Czynniki 

te mogą wpływać dodatnio lub ujemnie na stan środowiska naturalnego i na społeczeństwo. 

Jak podaje Nagorniuk, w celu przeprowadzenia socjalno-ekologicznego monitoringu 

należy przeprowadzić następujące czynności: 

• określenie stanu, dynamiki i potencjału ludzkiego na danym terytorium, 

• określenie następstw wpływu działalności ludzkiej na środowisko i odwrotnie: wpływu 

warunków środowiskowych na możliwości zatrudnienia ludzi, 

• określenie regionalnych problemów ekologicznych oraz możliwości ich rozwiązania, 

• zapewnienie kontroli harmonijnego rozwoju środowiska naturalnego, 

• rozszerzenia czynników kompleksowego monitoringu ekologicznego o system czynników 

demograficznych, kulturowych, naukowych, informacyjnych, oświatowych [Nagorniuk 

2004]. 

Charakterystyka socjalna Małopolski. Województwo małopolskie zajmuje 

powierzchnię 15 tys. km 2 , co stanowi 4,8% powierzchni kraju i plasuje je na 12 miejscu pod 

względem powierzchni na liście 16 województw. Teren ten zamieszkuje 3,3 mln osób, co 

stanowi 8,4% ludności kraju. 

Województwo należy do grupy najgęściej zaludnionych województw w Polsce (średnia 

gęstość zaludnienia wynosi 214 osób·km -2 i jest znacznie wyższa od średniej dla kraju: 124 

osób·km -2 ). Województwo odznacza się najwyższym w Polsce poziomem gęstości zaludnienia 

obszarów wiejskich – 119 osób·km -2 . 

Małopolska plasuje się w czołówce regionów o najniższej stopie bezrobocia (po województwie 

mazowieckim). Nie odzwierciedla ona jednak sytuacji na poszczególnych lokalnych 

rynkach pracy województwa, ponieważ w niektórych powiatach stopa bezrobocia 

znacznie przekracza średnią wojewódzką, a nawet krajową (17,4%), – (najwyższy wskaźnik 

w powiecie nowosądeckim – 22,6%), w innych natomiast była od niej znacznie niższa (najniższy 

wskaźnik w mieście Krakowie – 8,1%) [Rocznik statystyczny...2005]. 

CEL BADAŃ. Celem badań jest ocena opinii młodzieży akademickiej, pochodzącej ze 

środowisk wiejskich, na temat aspektów ekologii socjalnej, warunkujących rozwój polskiej 

wsi. W badaniu starano się także poznać opinie dotyczące ekologicznej żywności. 

* Dr hab. inż. Wiktoria Sobczyk, prof. nadzw. – Katedra Ekologii Terenów Przemysłowych, Akademia 

Górniczo-Hutnicza w Krakowie. 

156


METODOLOGIA BADAŃ. Badania ankietowe przeprowadzono wśród młodzieży Akademii 

Pedagogicznej w Krakowie, studentów kierunków: edukacja techniczno-informatyczna, 

pedagogika, matematyka, fizyka i geografia. Respondenci byli obojga płci, w wieku 21– 

23 lata (studenci III i IV roku studiów stacjonarnych). 

Techniką badawczą zastosowaną w opracowaniu był sondaż diagnostyczny (ankieta). 

Narzędziami badawczymi były kwestionariusze ankiety. Ze względu na strukturę logiczną 

zastosowano pytania zamknięte skategoryzowane, z kafeteriami: 

• dysjunktywne ze skalą jednobiegunową, 

• koniunktywne z kafeterią otwartą, 

• koniunktywne z kafeterią półotwartą. 

Badanie zostało przeprowadzone w 2006 roku. Ankieta była anonimowa. Wypełnianie 

jej trwało 15 minut i przebiegało na zajęciach dydaktycznych. 

Metoda badawcza ma charakter socjologiczny. Do niniejszego opracowania wykorzystano 

tylko kwestionariusze należące do ankietowanych mieszkających na wsi i w małych 

miejscowościach o charakterze wiejskim. Z otrzymanych 242 ankiet wybrano 151, a więc 

liczbę całkowicie wystarczającą do przeprowadzenia badań statystycznych. Otrzymane rezultaty 

zinterpretowano za pomocą metod statystyki opisowej i wyciągnięto wnioski. 

Na podstawie analizy kwestionariuszy opracowano zestawienie, przedstawiające analizę 

poglądów mieszkańców terenów wiejskich o roli aspektów ochrony środowiska na tle socjalnoekologicznych 

problemów gmin polskich. Raport odzwierciedla nastroje młodzieży wiejskiej. 

 

 

 

OLkUSz 

miechÓW 

 

 

PROSzOwICE 

 

ośWięcim 

 

chrzanÓW 

 

 

 

 

KRAKÓW 

 

 

wIELICzkA 

BOChNIA 

 

BRzESkO 

 

dĄbroWa 

TARNOwSkA 

TARNÓW 

 

 

wAdOwICE 

SUChA 

BESkIdzkA 

 

 

 

myśLenice 

 

 

 

LIMANOwA 

 

 

 

GORLICE 

 

NOwY 

TARG 

NOWY 

SĄCZ 

 

 

 

 

 

zAkOPANE 

Rys. 1. Miejsca zamieszkania ankietowanych studentów 

1-Biecz, 2-Bogumiłowice, 3-Ciężkowice, 4-Golczowice, 5-Gorlice, 6-Jawiszowice, 7-Kąśna Dolna, 

8-Klucze, 9-Kocmyrzów, 10-Tarnów, 11-Kozłów, 12-Liszki, 13-Luborzyca, 14-Łukowica, 15-Jawornik, 

16-Milik, 17-Muszyna, 18-Myślenice, 19-Rozdziele, 20-Bochnia, 21-Skawina, 22-Stary Sącz, 23-Stopnica, 

24-Stronie, 25-Strzeszyn, 26-Sucha Beskidzka, 27-Szczucin, 28-Tenczynek, 29-Tuchów, 30-Wieliczka, 

31-Wierzbica, 32-Zakopane, 33-Zalipie, 34-Żegocina 

157


Analiza odpowiedzi. Na umieszczone w ankiecie pytanie: „Jakie są główne problemy 

współczesnej wsi?” spośród 6 wymienionych odpowiedzi badani mogli wybrać dwie 

najważniejsze lub dopisać takie, które nie zostały uwzględnione na liście. Wyniki wskazują, 

że główną bolączką mieszkańców większości gmin w Małopolsce jest niska pozycja materialna 

(wskazanie 85% respondentów) oraz problem bezrobocia (52%). Niski poziom wykształcenia 

i brak kwalifikacji znalazły się dopiero na trzecim miejscu (25% odpowiedzi). 

Wśród innych przyczyn pojawiały się problemy ochrony środowiska (konieczność budowy 

infrastruktury związanej z ochroną środowiska: woda, kanalizacja, ścieki, wysypisko) oraz 

walka z przestępczością. 

Odzwierciedleniem stanowiska młodzieży mieszkającej na wsi w kwestii bezrobocia 

były odpowiedzi podające jej przyczyny. Jako przyczyny najczęściej pojawiały się: brak 

miejsc pracy (62,5%), nieopłacalność produktów rolnych (55%) i zła polityka władz (45%). 

Jako czynnik poprawy trudnej sytuacji na wsi na pierwszym miejscu znalazło się tworzenie 

nowych miejsc pracy. Wymieniło ją 72,5% badanych. Następnym istotnym czynnikiem 

jest podwyższenie poziomu wykształcenia (32,5%) oraz poprawa sytuacji finansowej 

mieszkańców wsi. Z kolei na rozwój infrastruktury socjalnej, kulturalnej i sanitarnej wskazało 

po kilkanaście procent badanych. Tak więc głównymi problemami, które utrudniają realizację 

rozwoju środowiska wiejskiego, są kłopoty natury socjalnej i stan wiedzy społeczności 

lokalnej. 

Spośród ankietowanych jedynie 17,5% deklaruje powrót na wieś. Większość, bo aż 

65% respondentów, zdecydowanie opuści rodzinne strony, wybierając pracę w większych 

ośrodkach, zapewniających lepsze warunki do startu w dorosłe życie. W przypadku powrotu 

do rodzinnych stron młodzi najchętniej zajęliby się nauczaniem w szkole – z racji wyuczonego 

zawodu (47,5%) i agroturystyką (30%), ale także małym biznesem (np. szkółka drzewek 

owocowych). Na kolejnych pozycjach uplasowała się produkcja energii z alternatywnych 

źródeł i rzemiosło. Jeszcze mniejsze znaczenie dla badanych ma nastawienie na produkcję 

żywności metodami tradycyjnymi bądź ekologicznymi. 

Wydaje się to zaskakujące, ponieważ obecnie większość mieszkańców wsi utrzymuje 

się z produkcji żywności. 

Ponad 60% badanych deklaruje znajomość pojęcia „żywność ekologiczna”. Nie jest to 

zadowalający wynik. Tylko 32% badanych popiera rozwój gospodarowania metodami ekologicznymi, 

a dla 46% jest to obojętne. Obojętność wobec takiego pytania jest bardzo niepokojąca, 

ponieważ rozwój ekologicznych metod produkcji żywności jest gwarancją zdrowego 

trybu życia. Tylko 5% ankietowanych stwierdziło, że w pobliżu ich miejsca zamieszkania 

znajduje się sklep ze zdrową żywnością, 45% twierdzi, że nie ma takich sklepów, a 50% 

nie interesuje się tym. Połowa konsumentów (50%) kupując żywność, nie zwraca uwagi na 

to, czy jest ona produkowana metodami ekologicznymi czy konwencjonalnymi. Martwi fakt, 

że niemal połowie (43%) badanych jest obojętne opakowanie produktów żywnościowych, 

a przecież często jest ono gwarancją jakości produktu. 

Z dalszych odpowiedzi wynika, że klienci rzadko zwracają uwagę na przydatność produktu 

do spożycia (33%). Aż 62% konsumentów podczas zakupów kieruje się tylko ceną, 

10% ankietowanych wybiera produkt ze względu na producenta, nie licząc się z tym, że 

żywność ta nie zawsze musi być żywnością czystą ekologicznie. Tylko 11% badanych 

zwraca uwagę na zawartość konserwantów, a 13% ankietowanych sugeruje się eleganckim 

opakowaniem, co nie zawsze odpowiada jakości towaru, 16% bierze pod uwagę 

wszystkie aspekty. 

Wśród informacji zamieszczonych na opakowaniu produktów żywnościowych znajduje 

się kod zawierający informacje o barwnikach, konserwantach, antyutleniaczach, emulgatorach 

(symbol E). Po zapytaniu w ankiecie o znaczenie tego symbolu 79% ankietowanych 

zadeklarowało jego znajomość, 21% nie wiedziało, co on oznacza. 

158


Tabela 1. Wyniki odpowiedzi studiującej młodzieży na pytania ankiety (opr. W. Sobczyk), ponieważ 

respondenci w niektórych przypadkach wybierali kilka odpowiedzi, odsetki nie sumują 

się do 100 

Pytania ankiety 

Procent odpowiedzi 

1. Jakie są główne problemy współczesnej wsi? (wybierz 2 odpowiedzi) 

a) niska pozycja materialna (bieda) 85,0 

b) bezrobocie 52,5 

c) niska kultura 12,5 

d) niski poziom wykształcenia i kwalifikacji 25,0 

e) niewiara w lepsze jutro (apatia) 15,0 

f) brak zainteresowania lokalnych i centralnych władz 22,5 

g) inne - jakie? 0,0 

2. Co jest przyczyną bezrobocia na wsi? (wybierz dwie odpowiedzi) 

a) zła polityka władz 45,0 

b) brak miejsc pracy 62,5 

c) niechęć ludności wiejskiej do pracy 0,0 

d) łatwość uzyskania pomocy socjalnej 5,0 

e) nieopłacalność produktów rolnych oraz tania siła robocza 55,0 

f) niski poziom wykształcenia 27,5 

g) inne (jakie?) ...0,0 

3. Który z kierunków uważasz za najważniejszy w rozwoju wsi (wybierz 2 odpowiedzi) 

a) podwyższenie poziomu wykształcenia 32,5 

b) tworzenie nowych miejsc pracy 72,5 

c) rozwój infrastruktury technicznej (drogi, mosty) 17,5 

d) rozwój infrastruktury socjalnej (szkoły, przedszkola, 

szpitale, ośrodki zdrowia) 

12,5 

e) rozwój infrastruktury kulturalnej (kina, wystawy, 

prelekcje) 

5,0 

f) rozwój infrastruktury sanitarnej (oczyszczalnie ścieków, 

utylizacja odpadów) 

12,5 

g) wprowadzenie zasad ekorozwoju 15,0 

h) podniesienie poziomu życia. 27,5 

4. Czy przewidujesz powrót w rodzinne strony po ukończeniu studiów? 

a) tak 17,5 

b) nie 65,0 

c) nie wiem. 17,5 

5. Gdybyś powrócił w rodzinne strony, w jakiej dziedzinie najchętniej zatrudniłbyś się? 

a) produkcja żywności metodami tradycyjnymi 2,5 

b) produkcja zdrowej żywności 2,5 

c) agroturystyka 30,0 

d) produkcja energii z alternatywnych źródeł 10,0 

e) nauczanie w szkole 47,5 

f) rzemiosło 5,0 

g) inne (jakie?) 15,0 

Na pytanie, czy łatwo jest uzyskać informacje na temat żywności ekologicznej, 42% 

badanych odpowiedziało twierdząco, 15% nie wie, skąd brać takie dane, a 43% badanych 

w ogóle to nie interesuje. 

159


Chcielibyśmy, aby żywność była świeża, zdrowa, bogata w witaminy i makroelementy, 

więc powinniśmy korzystać z dobrodziejstw ekologicznych. Na pytanie: co skłania cię do 

kupna żywności ekologicznej, 37% ankietowanych podało walory zdrowotne, a 26% odpowiedziała 

po prostu – bo jest smaczna, 27% badanych zwróciło uwagę na pełnowartościowość 

żywności ekologicznej, a tylko 3% respondentów stwierdziło, że nigdy nie kupowało 

takiej żywności. 

Dyskusja. WYNIKI BADAŃ. Młodzież ze środowisk wiejskich jest żywo zainteresowana 

problemami rozwoju wsi, a szczególnie walorami żywności ekologicznej. Chętnie nabywałaby 

takie produkty pod warunkiem ich dostępności. Nierzadko jednak wysoka cena 

jest poważną barierą przy wyborze zdrowej żywności. 

Deklaracje składane przez ankietowanych studentów pozwalają mieć ostrożną nadzieję, 

że zmieni się pesymistyczne nastawienie młodzieży do życia na wsi. 

Konieczna jest w tym względzie głęboka zmiana w systemie edukacji ekologicznej z nastawieniem 

na zmianę przekonań młodzieży i odzyskanie wiary w nieocenioną rolę polskiej 

wsi w rozwoju gospodarki całego kraju [Sobczyk 2003]. 

Wnioski. Edukacja ekologiczna młodzieży wiejskiej powinna być przedmiotem szczególnej 

uwagi w realizacji Polityki Ekologicznej Państwa. Jak twierdzi D. Cichy: ”...celem edukacji 

środowiskowej jest przygotowanie młodzieży do ekorozwoju, czyli do prowadzenia gospodarki 

zgodnej z zasadami ekologii” [1996]. 

Młodzież, która po ukończeniu studiów wraca w rodzinne strony, spotyka się z przykrą 

rzeczywistością: bezrobocie, niskie zarobki. 

Kultura ekologiczna nabyta w trakcie trwania studiów pozwoli młodym ludziom znaleźć 

zatrudnienie w jednym z działów rozwijającej się sfery agrarnej. Może to być dla 

przykładu wykorzystanie alternatywnych źródeł energii czy też produkcja ekologicznej 

żywności. 

Racjonalnym sposobem użytkowania obszarów przyrodniczo cennych jest możliwość 

wykorzystania ich do celów rekreacji, wypoczynku, eko- i agroturystyki, turystyki przyjaznej 

środowisku [Sobczyk, Нагорнюк, Biedrawa 2007]. Potrzebna jest jednak do tego gruntowna 

wiedza, świadomość i etyka ekologiczna. 

Edukacja środowiskowa na terenach wiejskich powinna być realizowana przez edukację 

formalną i nieformalną przy wykorzystaniu naturalnych środków dydaktycznych. 


Biliavski G. O. 2000. Osnowi ekologicznych znań. Wyd. Libid. Kijów. 

Cichy D. 1996. Znaczenie pozalekcyjnej edukacji ekologicznej w kształceniu dla ekorozwoju. VI 

Ogólnopolskie Forum , CEEW, Krosno. 

Nagorniuk O.M. 2004. Rozrobka sistemi socialno-ekologicznogo monitoringu agrosfery. Zbiory 

Agrarnej Nauki nr 4. Kijów. 

Rocznik statystyczny województwa małopolskiego. 2005. Urząd Statystyczny w Krakowie. 

Sobczyk W. 2003. Edukacja ekologiczna i prozdrowotna. Prace Monograficzne nr 293, Wyd. Naukowe 

Akademii Pedagogicznej, Kraków. 

Sobczyk W. 2004. Nowa mietodologija udoskonalienija agroekologicznoj kulturi. Wydawnictwo 

Logos. Kijów. 

Sobczyk W., Нагорнюк О. Н., Biedrawa A. 2007: Możliwości rozwoju agroturystyki w Małopolsce. 

Zeszyty Naukowe Katedry Inżynierii Procesowej Uniwersytetu Opolskiego, z. IV. 

160


THE QUALITY OF ENVIRONMENT AND THE SOCIAL ECOLOGY IN OPINION OF STU- 

DYING YOUTH FROM COUNTRY ENVIRONMENTS 

Summary. In article were showed the opinions of studying youth, coming from country 

environments. The subject of experiences is the aspect of social ecology and conditioning 

the development of Polish village. The respondents were asked about main problems of village, 

the cause of unemployment in the agrosphere, the directions the eco-development of 

village. Folded by questionned students declarations permit to have careful hope, that the 

pessimistic putting of youth will change to life in the country. However they are necessary: 

knowledge, consciousness and ecological ethic. Environmental education in country terrains 

should be realized by formal and non-formal education, with utilization natural didactic 

means. 

The change of ecological education in system is necessary. The youth should be convicted 

in important part of Polish village in development of economy of whole country. Ecological 

education of country youth should be the object of special attention in realization of 

Ecological Policy of State. 

161


WYBRANE PROBLEMY EKOLOGICZNE NA OBSZARACH WIEJSKICH 

W KONTEKŚCIE ROZWOJU ZRÓWNOWAŻONEGO* 

WPROWADZENIE. Konsekwencją intensywnego rozwoju gospodarczego i cywilizacyjnego, 

który dokonał się w ciągu ostatnich dekad kosztem coraz większej eksploatacji surowców 

nieodnawialnych, oraz zwiększania ilości generowanych i odprowadzanych do środowiska 

zanieczyszczeń są niekorzystne zmiany w środowisku przyrodniczym. 

Skutki emisji gazów cieplarnianych, rosnącego zapotrzebowania na wodę, niszczenia 

i spadku żyzności gleb w wyniku intensywnej ich eksploatacji, a także nadmiernej deforestacji, 

intensyfikacji produkcji rolnej, działań prowadzących do zubożenia różnorodności zasobów 

ożywionych stały się problemem nie tylko w skali lokalnej czy regionalnej, lecz przybrały 

również charakter nasilających się procesów globalnych. W efekcie pojawiła się potrzeba 

poszukiwania nowego wzorca rozwoju, rozwoju gospodarczego – który byłby zgodny z wymaganiami 

ochrony środowiska, co w rezultacie doprowadziło do ukształtowania i upowszechniania 

koncepcji rozwoju zrównoważonego – sustainable development – zakładającego 

harmonizację w trzech płaszczyznach: 

• ekonomicznej, 

• społecznej, 

• ekologicznej, 

a jednocześnie nieograniczającego przyszłym społeczeństwom możliwości rozwojowych. 

Termin „sustainable development” jest tłumaczony na język polski jako rozwój trwały, 

zrównoważony, stabilny, ciągły, harmonijny czy ekorozwój zwykle utożsamiany z rozwojem 

zrównoważonym. Obecnie jednak coraz częściej stosuje się zamienne następujące tłumaczenia: 

rozwój zrównoważony, rozwój trwały lub trwały i zrównoważony rozwój. 

IDEA ROZWOJU ZRÓWNOWAŻONEGO. Rozwój zrównoważony określany jako prawo 

do zaspokojenia aspiracji rozwojowych obecnej generacji bez ograniczania praw przyszłych 

pokoleń do zaspokojenia ich potrzeb rozwojowych, wskazuje, że dostrzeżono konieczność 

podejmowania działań mających na celu takie kreowanie rozwoju gospodarczego, który zapewni 

satysfakcjonujący wzrost jakości życia, a jednocześnie umożliwi zachowanie zasobów 

i walorów przyrodniczych dla przyszłych generacji (definicja zaprezentowana w raporcie 

Brundtland. Our Common Future. Word Commission on Environment and Development, 

Oxford University Press, Oxford 1987). 

Podstawy koncepcji wymienionego rozwoju przedstawiono na zorganizowanej w 1972 roku 

w Sztokholmie międzynarodowej konferencji pt. „ Środowisko życia człowieka”, na której zwrócono 

uwagę na istniejące trudności w pogodzeniu rozwoju społeczno-gospodarczego z ochroną 

środowiska. Niezaprzeczalnie istotną rolę w spopularyzowaniu idei zrównoważonego rozwoju 

odegrał raport Światowej Komisji do Spraw Środowiska i Rozwoju „Nasza wspólna przyszłość” 

(raport Brundtland) oraz Konferencja Narodów Zjednoczonych „Środowisko i rozwój” („Szczyt 

Ziemi”), która odbyła się w Rio de Janeiro w 1992 r. wraz z najbardziej znanym jej owocem 

Agendą 21 – planem działań na rzecz zrównoważonego rozwoju globalnego w wieku XXI. 

Zasada trwałego i zrównoważonego rozwoju została także przyjęta jako obowiązująca 

w życiu społeczno-gospodarczym Wspólnoty Europejskiej, znajdując odniesienie m.in. 

w strategii zrównoważonego rozwoju Unii Europejskiej „Zrównoważona Europa dla lepszego 

świata”. Zasada ta znalazła odzwierciedlenie również w ustawodawstwie krajowym, czego 

przykładem są: art. 5 Konstytucji RP czy „Długookresowa strategia trwałego i zrównowa- 

* Dr inż. Barbara Bujanowicz-Haraś – Katedra Ekonomiki i Organizacji Agrobiznesu, 

Akademia Rolnicza w Lublinie. 

162


żonego rozwoju – Polska 2025”, w której nakreślono cele polityki w odniesieniu do trzech 

wymiarów rozwoju zrównoważonego: społecznego, ekonomicznego oraz ekologicznego. 

(Zob.: Strategia Zrównoważonego Rozwoju Polski do 2025 r.). 

Realizacja trwałego i zrównoważonego rozwoju odbywa się poprzez podejmowanie 

określonych działań realizujących jego cele w sferach [Jabłoński 2003]: 

1) ekonomicznej – zapewnienie odpowiedniego poziomu dobrobytu społeczno-gospodarczego, 

wdrażanie technik i technologii dostosowanych do wymogów w zakresie ochrony 

zasobów naturalnych; 

2) ekologicznej – dążenie do nieprzekraczania granicznej wydolności ekosystemów, upowszechniania 

odnawialnych źródeł energii, zahamowania działań prowadzących do zubożenia 

bioróżnorodności; 

3) społecznej – zaspokojenie potrzeb w zakresie; pracy, bezpieczeństwa, zdrowia, odpowiedniej 

jakości żywności, możliwości rozwoju intelektualnego i samorealizacji. 

Należy zaznaczyć, że chociaż do rozwiązania wielu problemów w dobie zrównoważonego 

rozwoju konieczne są działania globalne, to jednak szczególne znaczenie mają rozwiązania 

i inicjatywy podejmowane na szczeblu krajowym, regionalnym czy lokalnym. 

ZRÓWNOWAŻONY ROZWÓJ OBSZARÓW WIEJSKICH. Szczególna rola w kształtowaniu 

warunków zrównoważonego rozwoju jest przypisywana obszarom wiejskim, które 

obejmują 93,2% powierzchni Polski, stanowiąc miejsce życia 8,5% ludności kraju. Niewątpliwie 

rola ta jest wiązana z wachlarzem funkcji, jakie mogą być realizowane na tych obszarach. 

Wśród nich należy wymienić cztery ważne grupy funkcji [Adamczyk-Łojewska, Łojewski 

2000, Łojewski 2005]: 

1) funkcje społeczno-ekologiczne związane z potrzebą przetrwania gospodarstw rolnych 

oraz podtrzymywania uprawy ziemi; 

2) społeczno-ekonomiczne istotne z punktu widzenia rozwoju i ochrony zasobów ludzkich; 

3) ekonomiczno-produkcyjne związane z wytwarzaniem żywności w warunkach konkurencji; 

4) przyrodniczo-ekologicznych związanych z obszarami ochrony przyrody oraz zasobów 

wodnych, a także ochroną i kształtowaniem krajobrazu rolniczego. 

Ta ostatnia z wymienionych funkcji nabiera szczególnego znaczenia w dobie coraz większego 

zainteresowania zachowaniem czystego środowiska i bogactwa przestrzeni wiejskiej. 

Rozwój zrównoważony w odniesieniu do obszarów wiejskich jest związany z koncepcją 

wielofunkcyjności, tworzeniem odpowiednich warunków do podejmowania różnorodnej 

działalności gospodarczej uwzględniającej aspekty środowiskowe oraz dbałością o zapewnienie 

mieszkańcom wsi satysfakcjonujących warunków życia [Mosiej 2006]. 

W zrównoważonym rozwoju wsi i rolnictwa Woś i Zegar [2002] wskazują na następujące 

kierunki rozwoju: 

1) ochronę zasobów wodnych, glebowych i atmosfery przed niekorzystnym oddziaływaniem 

ze strony rolnictwa, gospodarstw domowych i innych podmiotów zlokalizowanych 

na obszarach wiejskich; 

2) ochronę obszarów wiejskich, uwzględniając różnorodność biologiczną, zapobieganie 

erozji gleb i wartości krajobrazowe; 

3) zachowanie niezbędnej ostrożności przy rozwoju biotechnologii i inżynierii genetycznej; 

4) trwały i zrównoważony rozwój rolnictwa. 

Należy jednak pamiętać, że wprowadzenie zasad zrównoważonego rozwoju wiąże się 

nie tylko z szansami dla tych obszarów. Mogą temu również towarzyszyć zjawiska niepo- 

163


żądane, m.in. w postaci migracji ludności wiejskiej do miast, wysokiego bezrobocia oraz 

rozszerzenia się strefy ubóstwa, degradacji przestrzeni przyrodniczej będącej wynikiem 

gwałtownej urbanizacji i uprzemysłowienia terenów podmiejskich oraz rosnącej konsumpcji, 

przyczyniającej się do zwiększania ilości odpadów generowanych w gospodarstwach 

domowych [Hadryjańska, 2005]. 

OBSZARY WIEJSKIE – WYBRANE PROBLEMY EKOLOGICZNE. Faktem jest, że zagrożenia 

ekologiczne są nie tylko problemem aglomeracji miejskich. Nie są od nich wolne 

także tereny wiejskie. Ich występowanie wiąże się najczęściej z rodzajem prowadzonej 

działalności rolniczej lub specyfiką funkcjonowania mieszkańców. Wśród nich należy 

wymienić m.in. zagrożenia powodowane przez nieumiejętne stosowanie oraz niewłaściwe 

przechowywanie i usuwanie pestycydów i herbicydów, intensywne nawożenie mineralne, 

nieodpowiednie zabezpieczenie i zagospodarowanie odchodów zwierzęcych, niewłaściwe 

przechowywanie i transportowanie kiszonek oraz odpadów roślinnych. 

Pogorszenie stanu ekosystemów wiejskich jest również efektem niewłaściwej gospodarki 

ściekami komunalnymi, obecności „dzikich” wysypisk, a także produkcyjnej działalności 

przemysłu rolno-spożywczego, generującego paletę zanieczyszczeń w postaci: odpadów, 

ścieków oraz emisji pyłów i gazów [Mickiewicz 2001; Siekierski, Zuzek 2000]. 

Trzeba podkreślić, że rodzime ekosystemy wiejskie charakteryzuje stosunkowo wysoka 

wartość środowiska w porównaniu z krajami wysoko rozwiniętymi, będąca efektem dotychczasowej 

mniejszej presji na środowisko naturalne ze strony sektora rolnego. Pomimo to 

nie należy bagatelizować potencjalnych zagrożeń, jakie niesie intensyfikacja i specjalizacja 

produkcji rolniczej i niezaprzeczalnie postęp cywilizacyjny. 

W praktycznym podejściu realizacja postulatów trwale zrównoważonego rozwoju wymaga 

aktywnego rozwiązywania problemów ekologicznych. Jednym z takich problemów 

jest niedostateczne wyposażenie polskiej wsi w infrastrukturę kanalizacyjną, a zwłaszcza 

dysproporcje między stopniem rozwoju sieci wodociągowej i sieci kanalizacyjnej. Mimo obserwowanego 

systematycznego trendu wzrostowego w 2004 r. z sieci kanalizacyjnej korzystało 

19% z 14 733 tys. mieszkańców obszarów wiejskich (rys. 1). Wskaźnik ten w miastach 

kształtował się na poziomie 84,5%. 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

19 

17,3 

15,9 

11,5 

12,3 

9,9 

8,5 

5,9 6,5 

7,3 

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2002 2003 2004 2005 

Źródło: opracowanie własne na podstawie: Ochrona środowiska GUS, Warszawa 2006, s. 197. 

Rys.1. Ludność wsi korzystająca z sieci kanalizacyjnej w latach 1995–2005 (%) 

164


W tym samym okresie z sieci wodociągowej korzystało ponad 70% ludności wsi (oraz 

blisko 95% mieszkańców miast). W kontekście ochrony środowiska problem dysproporcji 

między wymienionymi elementami infrastruktury ma zasadnicze znaczenie, ponieważ rozwój 

sieci wodociągowej determinuje wzrost zużycia wody, generując zarazem zwiększenie ilości 

powstających ścieków, a w konsekwencji wzrost zanieczyszczenia środowiska wiejskiego. 

Systematycznie wzrasta też liczba funkcjonujących oczyszczalni ścieków, w latach 

1995–2005 prawie 5-krotnie (rys. 2). 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

433 

627 

873 

1010 

1266 

1452 

1595 1700 1872 

1983 2044 

0 

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 

Źródło: opracowanie własne na podstawie: Ochrona środowiska GUS, Warszawa 2006, s.197. 

Rys.2. Liczba oczyszczalni ścieków obsługujących wsie w latach 1995–2005 

Podkreślić jednak należy, że potrzeby w tym zakresie są znaczne, o czym świadczy 

niewielki, stanowiący zaledwie 20,4 %, udział ludności wiejskiej obsługiwanej przez oczyszczalnie 

(rys.3) 

25 

20,4 

20 

16,5 

18,4 

15 

10 

5 

3,1 

4,3 

5,9 

7,1 

8,6 

10,8 

12,6 

14 

0 

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 

Źródło: opracowanie własne na podstawie: Ochrona środowiska GUS, Warszawa 2006, s.197. 

Rys.3. Ludność wsi korzystająca z oczyszczalni ścieków w latach 1995–2005 (%) 

165


Innym poważnym problemem ekologicznym w skali polskiej wsi, podobnie jak w skali 

całego kraju są odpady (rys. 4). W roku 2005 w kraju zebrano 9057 tys. ton odpadów komunalnych, 

przy czym 1385 tys. ton (bez odpadów wyselekcjonowanych) stanowiły odpady 

komunalne zebrane na terenach wiejskich, z czego 1072 tys. ton wygenerowały gospodarstwa 

domowe. Ponad 98% (1363,3 tys. ton) odpadów komunalnych zostało zdeponowanych 

na składowiskach, co potwierdza fakt, że w zakresie selektywnej zbiórki i segregacji 

odpadów na obszarach wiejskich pozostaje jeszcze wiele do zrobienia. 

12000 

10000 

8000 

9895,6 

9239,7 

8629,2 

8135,5 

7671,9 

6000 

4000 

2000 

1213,2 

1269 

1295,4 

1380,5 

1384,9 

0 

2001 2002 2003 2004 2005 

miasta 

obszary wiejskie 

Źródło: opracowanie własne na podstawie: Ochrona środowiska GUS, Warszawa 2005, 2006, s. 342, 338. 

Rys. 4. Odpady komunalne zebrane w latach 2001–2005 (tys. ton), ilość odpadów komunalnych 

zebranych w 2004 i 2005r. nie uwzględnia odpadów wyselekcjonowanych 

W roku 2005 polska wieś dysponowała 806 zorganizowanymi czynnymi składowiskami 

odpadów o łącznej powierzchni 2353,4 ha. Mimo notowanego wzrostu liczby składowisk 

nadal dużym problemem na tych obszarach są tzw. „dzikie” wysypiska – na koniec 2005 r. 

istniało 1791 takich wysypisk, a w ciągu roku zlikwidowano ich 1396 (wg danych urzędów 

gminnych). 

W obliczu powyższych faktów oraz konieczności spełnienia zobowiązań wynikających 

z Ustawy z dnia 27 kwietnia 2001r. o odpadach oraz konieczności dostosowania się do wymogów 

Unii Europejskiej w zakresie zagospodarowania odpadów, niezbędne są kompleksowe 

działania w postaci upowszechniania praktyk zapobiegających i ograniczających powstawaniu 

odpadów oraz działania przyczyniające się do propagowanie ich selektywnej 

zbiórki i recyklingu. 

PODSUMOWANIE. Skuteczne wprowadzanie trwałego i zrównoważonego rozwoju na 

polską wieś wymaga aktywnego rozwiązywania wielu problemów ekologicznych i przełamywania 

różnego rodzaju barier. Koniecznością stało się, zwłaszcza w warunkach członkostwa 

w Unii Europejskiej, podejmowanie działań likwidujących lub ograniczających zagrożenia 

ekologiczne na tych terenach. Jednym z warunków poprawy jakości życia ludności 

zamieszkującej obszary wiejskie jest rozwój oraz poprawa stanu infrastruktury ekologicznej. 

Chociaż w ostatnich latach dokonał się widoczny postęp w rozwoju tej infrastruktury to nadal 

istnieją znaczne potrzeby w tym zakresie. Nie udało się do chwili obecnej zniwelować 

dość znacznych dysproporcji w dostępie do podstawowych urządzeń infrastruktury ochrony 

środowiska na wsi i w mieście. 

166



Adamczyk-Łojewska G., Łojewski S. 2000. Wybrane problemy integracji Polski z Unią Europejską 

w dziedzinie ochrony środowiska na obszarach wiejskich. W: M. Burchard-Dziubińska 

(red.) Integracja Polski z Unią Europejską w dziedzinie ochrony środowiska – problemy, korzyści, 

zagrożenia t. II. Wyd. Biblioteka. Łódź. 

Hadryjańska B. 2005. System gospodarki odpadami jako element zrównoważonego rozwoju obszarów 

wiejskich w Polsce. Rocz. Nauk. SERiA, t. 7,4: 100–104. 

Jabłoński J. 2003. Program wspierania rozwoju regionalnego jako element realizacji polityki 

zrównoważonego rozwoju kraju. Ekonomia i Środowisko, 2. 

Łojewski S. 2005. Problemy zrównoważonego i wielofunkcyjnego rozwoju obszarów wiejskich. 

Problemy Ekologii: 2: 96–100. 

Mickiewicz B. 200. Zagrożenia ekologiczne na obszarach wiejskich w Polsce. W: M. Kłodziński 

(red.) Gospodarka, człowiek, środowisko na obszarach wiejskich. Wyd. PAN – IRWiR, Warszawa. 

Mosiej J. 2006. Problemy rozwoju zrównoważonego w kształtowaniu obszarów wiejskich. Problemy 

Ekologii 3: 253–258. 

Ochrona Środowiska 2005, 2006. Główny Urząd Statystyczny, Warszawa. 

Siekierski J., Zuzek D. 2000. Problem zagrożeń środowiskowych wynikających z działalności 

produkcyjnej przemysłu spożywczego (na przykładzie wybranych branż). Roczniki Naukowe 

SERiA, t. 2, z. 3, Warszawa, Poznań, Zamość. 

Woś A., Zegar J.S. 2002. Rolnictwo społecznie zrównoważone. IERiGŻ, Warszawa. 

SOME ECOLOGICAL PROBLEMS IN RURAL AREAS IN THE CONTEXT OF SUSTAINA- 

BLE DEVELOPMENT 

Attempting to reduce a negative impact of human activity on the natural environment, 

it is essential to undertake the effective measures to protect it. This objective may be fulfilled 

through the idea of sustainable development, in realization of which a crucial role is 

assigned to the rural areas. The presented work aims to approach some environmental issues 

reported at these areas and to emphasize the necessity to resolve them in the context 

of sustainable development. The major focus of the paper is the ecological infrastructure development 

at the rural areas that affects their ۥinhabitants living standards and working conditions 

to a large extent. There were presented a level of territorial development concerning 

the infrastructure objects of the environmental protection, advances in the infrastructure development 

together with an attempt to reveal the existing needs in the field. 

167


Badania naukowe jako wsparcie polityki ochrony środowiska UE* 

Wprowadzenie. Wiedza i innowacyjność stanowią kluczowy element wszystkich komponentów 

Strategii Lizbońskiej. Z tego względu badania naukowe stanowią najwyższy priorytet 

w polityce Unii Europejskiej. Już w latach siedemdziesiątych zaczęła się kształtować 

idea wspólnych badań, sformułowana przez Komisarza Ralfa Dahrendorfa, potem zapomniana 

i na nowo sformułowana i sformalizowana jako polityka naukowa w roku 2000 łącznie 

ze Strategią Lizbońską. Początkowo Europejski Obszar Badawczy (ERA) składał się 

z dwóch komponentów: 

• europejskiego „rynku” naukowców, wiedzy i technologii swobodnie przemieszczających 

się po Europie oraz koordynacji działalności, inicjatyw 

oraz 

• polityki krajów. 

Utworzenie Europejskiej Rady Badań (ERC) spowodowało dołączenie trzeciego komponentu: 

• wdrażanie i finansowanie inicjatyw badawczych o charakterze ogólnoeuropejskim. 

Idea ERA była kilkakrotnie podejmowana i porzucana. Obecnie komisarz Potocnik stara 

się ją ponownie wskrzesić. 

Europejski Obszar Badawczy (ERA). Cele ERA obejmują: 

• koordynację finansowania krajowych i europejskich programów badawczych, 

• poprawę spójności działalnosci badawczej, 

• lepszą mobilizację kadry naukowej, 

• poprawę atrakcyjnosci badań dla naukowców z innych krajów. 

Główne kierunki rozwoju ERA do roku 2020 zostały zawarte w „Zielonej Księdze” i obejmują 

takie działania jak: 

• zwiększenie mobilności pracowników naukowych zapewniając ich swobodny przepływ 

miedzy instytucjami, dziedzinami wiedzy, sektorami i krajami; 

• światowej klasy infrastrukturę badawcza, zintegrowaną i zorganizowaną w sieci, dostępną 

dla wszystkich zespołów badawczych Europy i świata dzięki nowym generacjom 

elektronicznej komunikacji; 

• wysokiej klasy instytucje badawcze, wyspecjalizowane w badaniach interdyscyplinarnych, 

zaangażowane we współpracę prywatno-publiczną i partnerstwo stanowiące 

rdzeń badań i innowacji; 

• skuteczną wymianę wiedzy między instytucjami badawczymi i przemysłem oraz społeczeństwem; 

• dobrze skoordynowane programy badawcze i priorytety; 

• otwarcie ERA na świat, ze szczególnym zwróceniem uwagi na kraje sąsiednie i udział 

w rozwiązywaniu problemów globalnych. 

Programy Ramowe. Spośród wielu inicjatyw podejmowanych w ramach ERA najważniejsze 

to: programy ramowe. Stanowią one podstawowy element wspólnych badań. 

Realizowany obecnie Siódmy Program Ramowy wprowadził dwa nowe komponenty 

mające wpływ na politykę naukową. Dotychczas podstawową zasadą akceptacji projektów 

badawczych była zasada subsydiarności (podejmowanie tylko takich działań, które nie 

mogą być podjęte na poziome niższym). Wsparcie jest udzielane badaniom dotyczących 

* Prof. dr hab. Maciej Sadowski, mgr Barbara Oleśków, prof. dr hab. Barbara Gworek – Instytut 

Ochrony Środowiska w Warszawie. 

168


konkretnych problemów ustalonych przez Unie Europejską, np. zdrowia, energetyki, środowiska. 

Nowym elementem jest objęcie programem badań podstawowych prowadzonych także 

przez wąskie indywidualne zespoły badawcze. Unia Europejska po raz pierwszy utworzyła 

mechanizm, który ma na celu finansowanie nowych pomysłów i projektów badań najlepszych 

naukowców. Te projekty nie wymagają konsorcjum ani zgodności z priorytetami. 

O akceptacji projektu decyduje Europejska Rada Badań (ERC) – odpowiednik amerykańskiej 

Narodowej Fundacji Naukowej. 

Wzmocniona została jednocześnie zasada wdrażania wyników badań aplikacyjnych. 

Europejskie Platformy Technologiczne skupiające naukowców, przedsiębiorców i biznes 

prowadzą dalej swoją działalność . Wspólne Inicjatywy Technologiczne (JTI) przejmują 

część tych działań tworząc nowe partnerstwo publiczno-prywatne, wspierając działalność 

SME, stypendia Marii Curie i niektóre działania administracyjne i logistyczne. 

Wspólne Centrum Badawcze (JRC). Jest to organizacja naukowa Unii Europejskiej. 

Stanowi niezależny naukowy i techniczny organ doradczy wspierający decyzje Unii. Kadra 

JRC składa się z ok. 2100 pracowników, ma roczny budżet ok 300 mln EURO i jest zlokalizowane 

w siedmiu miastach Unii Europejskiej. 

Wspólne Centrum Badawcze prowadzi własne badania i pomaga tworzyć Europę bezpieczniejszą, 

czystszą, zdrowszą i bardziej konkurencyjną. Wyniki prowadzonych przez 

JRC badań mają bezpośrednie zastosowanie, np.: 

1) W trakcie powodzi w sierpniu 2002 r na Łabie i Dunaju JRC dostarczał codziennie prognozy 

stanów wody. Obecnie model ten po udoskonaleniu przygotowuje 10 dniowe prognozy 

powodzi. 

2) W listopadzie 2002 u wybrzeży Galicji zatonął tankowiec Prestige, JRC udzielało porad 

technicznych i analizowało wyniki monitoringu satelitarnego 

3) Po wybuchu w fabryce w Tuluzie we wrześniu 2001, w wyniku którego zginęło 30 osób 

i zostało zniszczone pół miasta, JRC opracowało nowe standardy przechowywania 

i stosowania saletry azotowej. 

Do dwóch najwyższych, pierwszoplanowych priorytetów JRC należy bezpieczeństwo 

reaktorów jądrowych, zwłaszcza w Europie środkowej i wschodniej, oraz gospodarka odpadami 

jądrowymi. Centrum ma w tym zakresie 40-letnie doświadczenie. 

W roku 2002 utworzone zostało Laboratorium Aktynowców (Minor Actinide) stanowiące 

jeden z głównych ośrodków europejskich który prowadzi kilka projektów z zakresu gospodarki 

odpadami. Mają one na celu rozwój nowych metod ograniczenia zagrożeń związanych 

z radiotoksycznością niektórych radionuklidów o długim czasie życia zachowujących 

własności toksyczne przez tysiące lat. 

Innym zadaniem JRC jest koordynacja badań w Europie w trzech obszarach: 

• żywność, chemikalia i zdrowie, 

• środowisko i zrównoważony rozwój, 

• bezpieczeństwo jadrowe. 

Polityka ochrony i zarządzania środowiskiem w Unii Europejskiej. Politykę Unii 

w zakresie ochrony i zarządzania środowiskiem do roku 2010 sformułowano w Szóstym 

Programie Działań na rzecz Środowiska zatytułowanym „Środowisko 2010: Nasza przyszłość 

nasz wybór”. W Programie określono cztery obszary priorytetowe: 

• zmiany klimatu, 

• różnorodność biologiczna, 

• środowisko i zdrowie 

169


oraz 

• zrównoważone zarządzanie zasobami i odpadami. 

Wśród działań priorytetowych ustalonych w tym programie kilka dotyczy bezpośrednio 

badań naukowych jako źródła nowych instrumentów polityki zarządzania środowiskiem. 

Należą do nich: 

• rozwijanie nowych narzędzi do monitorowania stanu środowiska, 

• stworzenie narzędzi do zintegrowania polityki środowiskowej z innymi politykami sektorowymi, 

• opracowanie nowych metod integrowania planowania w gospodarce przestrzennej 

z polityką środowiskową, 

• opracowanie dobrych praktyk w zakresie zrównoważonego rozwoju w tym rozwoju regionalnego, 

miast, rolnictwa. 

Główny ciężar programowania i stymulowania takich badań spoczywa na Europejskiej 

Agencji Środowiska. Celem badań jest wspieranie merytoryczne polityki środowiskowej, 

np. oceny oddziaływania polityki Unii Europejskiej na zrównoważony rozwój czy potrzeby 

podjęcia dalszych działań w celu realizacji postanowień Protokołu z Kioto oraz kontynuacji 

przeciwdziałania zmianom klimatu po wygaśnięciu tego Protokołu. 

Badania wspierające politykę środowiskową UE. Złożoność systemu środowiska 

naturalnego sprawia, że ze względu na nieliniowość procesów rozwiązanie postawionych 

zadań wymaga interdyscyplinarnych badań i zespołów reprezentujących różne dziedziny 

wiedzy i techniki. 

Badania naukowe wspomagające kształtowanie polityki środowiskowej Unii Europejskiej 

rozpoczęły się w latach 70-tych XX w. Stanowiły one podstawę do formułowania dyrektyw 

i decyzji tworzących prawne podstawy zarządzania środowiskiem, w tym standardów 

wody pitnej, norm emisji z elektrowni, norm składowania odpadów itp. 

Polityka Wspólnoty wsparta o prawo środowiskowe doprowadziła do znacznej poprawy 

stanu środowiska we wszystkich kierunkach i stworzyła mechanizmy stymulujące rozwój 

nowoczesnych, przyjaznych środowisku technologii. 

Wyniki badań, m.in. w ramach utworzonego w 1988 r. projektu EROS (European River 

Ocean- System) pozwoliły na sformułowanie zaleceń odnośnie ochrony wybrzeży europejskich, 

zrozumienia procesów biogeochemicznych Morza Śródziemnego, transportu zanieczyszczeń 

w ujściu Rodanu i burz pyłowych znad Sahary, rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń 

w delcie Dunaju i ich wpływu na rybołówstwo. 

W ramach projektu EROS opracowano modele, ktore pomagają decydentom w przewidywaniu 

długookresowych społeczno-ekonomicznych i środowiskowych skutków działalności 

człowieka 

Wyniki projektu określające związki między działalnością człowieka, zdrowiem i ekosystemami 

wybrzeża stanowiły jeden z elementów wykorzystanych przy opracowywaniu Ramowej 

Dyrektywy Wodnej. 

Projekty MAST I i MAST II ( Marine Science and Technology Progamme) były poświecone 

opracowaniu modeli umożliwiających ocenę wpływu falowania, prądów morskich 

i transportu osadów na zmiany linii brzegowej w Europie. Wyniki zostały wykorzystane 

przez Komisję Europejską do opracowania zintegrowanej strategii gospodarki w strefie 

brzegowej. 

Kolejne dwa projekty EASOE (European Arctic Stratosphere Ozone Experiment) 

i THESEO (Third European Stratospheric Experiment on Ozone) były realizowane w okresie 

1991–2000. Wyniki zwłaszcza drugiego z tych projektów pozwoliły na prognozowanie 

170


zmian warstwy ozonowej, co stanowiło jeden z argumentów wykorzystywanych przy negocjacjach 

poprawek do Protokołu Montrealskiego. 

Unia Europejska w zakresie zmian klimatu w celu wsparcia działań przewidzianych 

w Protokole z Kioto wspiera projekty dotyczące metod ograniczenia emisji gazów cieplarnianych. 

Jednym z największych przedsięwzieć o wartości ok. 15 mln EUR jest Program 

CarboEurope, składający się z ośmiu projektów mających na celu stworzenie jednolitego 

źródła informacji o bilansie węgla w tym o roli lasów i gleb w pochłanianiu węgla. Wstępne 

wyniki projektów są wykorzystywane w negocjacjach zobowiązań po roku 2012. 

W ramach Piątego i Szóstego Programu Ramowego badania w zakresie środowiska 

były pogrupowane w 11 obszarów tematycznych obejmujących zarówno krótko- jak i długookresowy 

horyzont czasowy. 

• instrumenty zrównoważonego rozwoju ukierunkowane na stworzenie narzędzi dla decydentów 

do optymalizacji kosztowej i ekologicznej podejmowanych działań, 

• ocena środowiskowych zagrożeń zdrowia, 

• obserwacje ziemi - integracja obserwacji naziemnych i satelitarnych w celu zapewnienia 

informacji o zmianach systemu środowiskowego dla podejmowania decyzji społecznych 

i gospodarczych, 

• zaopatrzenie w wodę i ekosystemy wodne wraz z oceną wpływu człowieka na ich równowagę, 

• klęski żywiołowe, 

• desertyfikacja, 

• bioróżnorodność, 

• zmiany klimatu. 

Przyczyny, wpływ, zapobieganie i ograniczanie niepożądanych długo- i krótkoterminowych 

zmian w środowisku stanowiły przedmiot projektów realizowanych w ramach następujących 

obszarów tematycznych. 

• Działanie podejmowane w dwóch obszarach miały na celu opracowanie metod i instrumentów 

zrównoważonego zarządzania zurbanizowanymi obszarami. 

W Siódmym Programie Ramowym przewiduje się w latach 2007– 2013 na program 

„Środowisko w tym zmiany klimatu” budżet w wysokości 1,8 mld EUR . Program „Środowisko” 

realizowany będzie w ramach następujących obszarów i działań. 

• zmiany klimatu, zanieczyszczenie środowiska i zagrożenia: 

− niekorzystne oddziaływanie na środowisko i klimat; 

− środowisko i zdrowie; 

− zagrożenia naturalne. 

• zrównoważone gospodarowanie zasobami: 

− ochrona i zrównoważone gospodarowanie zasobami naturalnymi i wytworzonymi 

przez człowieka oraz różnorodność biologiczna; 

− gospodarowanie środowiskiem morskim. 

• technologie środowiskowe: 

− technologie środowiskowe mające na celu obserwację, symulację, zapobieganie zagrożeniom, 

łagodzenie skutków katastrof, dostosowanie, naprawę i odtworzenie środowiska 

naturalnego i stworzonego przez człowieka; 

− ochrona, konserwacja i rozwój dziedzictwa kulturowego; 

− ocena, weryfikacja i testowanie technologii. 

• narzędzia obserwacji i oceny Ziemi: 

− systemy obserwacji Ziemi i oceanów, metody monitorowania środowiska i zrównoważonego 

rozwoju; 

− metody prognozowania oraz narzędzia oceny w zakresie zrównoważonego rozwoju. 

171


Technologie przyjazne środowisku (ekoinnowacje). Technologie takie pomagają 

chronić środowisko, zwiększają konkurencyjność, tworzą nowe miejsca pracy. Dotyczą takich 

obszarów jak: ochrona klimatu, redukcja zanieczyszczenia powietrza i wody, promocja recyklingu 

odpadów. Stanowią 1/3 rynku światowego o wartości rocznej 660 mld E rocznie. W Unii 

Europejskiej sektor ten wykazuje 5-procentowy wzrost na rok. Zatrudnienie w tym sektorze 

wynosi ponad 2 mln osób. W celu zwiększenia zaangażowania Unii w rozwój technologii przyjaznych 

środowisku w roku 2004 utworzono Environmental Technologies Action Plan (ETAP). 

W ramach tego planu realizowanych jest 25 działań ukierunkowanych na przyspieszenie rozwoju 

i rozszerzenie rynku dla ekoinnowacji (ekotechnologii) w Unii Europejskiej. 

Działania koncentrują się na badaniach na rzecz rynku, usprawnieniu mechanizmów 

rynkowych oraz promowaniu inwestowania technologii przyjaznych środowisku w krajach 

rozwijających się. 

Przykładem może być utworzenie Platform Technologicznych skupiających naukowców 

i przedsiębiorców w celu utworzenia długofalowej wizji potrzeb badawczych i rynkowych; 

a także mobilizacja środków na nowe technologie, zachęcanie władz które wydają ok. 16% 

GDP UE na zakup towarów i usług, aby wspierali ekoinnowacje. 

ERA-NET. W ramach Szóstego Programu Ramowego utworzono nowy system stymulowania 

wspólnych badań ERA-NET. Jego celem jest wspieranie współpracy i koordynacji 

badań prowadzonych na poziomie krajowym i regionalnym, które obejmuje instytucje 

tworzące i zarządzające polityką naukową. W większości krajów są to ministerstwa nauki 

i agencje finansujące badania. Program dąży do przełamania tradycyjnego rozdrobnienia 

badań w Unii Europejskiej przez lepszą koordynację i współpracę W ramach Szóstego Programu 

Ramowego utworzono specjalny program „Integracja i Wzmocnienie Europejskiego 

Obszaru Badawczego”, który finansuje ERA-NET. Skupia główne instytucje finansujące badania 

naukowe w celu rozwijania wiedzy we współpracy i zwiększenia wpływu takich badań 

na polityków poprzez budowę konsensusu i osiągnięcie masy krytycznej. 

System ERA-NET działa na zasadzie otwartych ofert na zgłaszanie propozycji z dowolnych 

obszarów nauki i technologii. które mogą być przedmiotem zainteresowania innych 

krajów i mogą być koordynowane. Komisja pokrywa do 100% kosztów koordynacji przygotowania 

projektów. Podstawowym celem działania ERA-NET jest pomoc krajom członkowskim 

w realizacji polityki środowiskowej Unii Europejskiej. Przyjęte do realizacji wspólne 

projekty są finansowane przez kraje w nich uczestniczące. 

Działanie ERA-NET składa się z czterech etapów: 

1) utworzenie konsorcjum instytucji finansujących badania, 

2) wybór tematyki stanowiącej przedmiot wspólnych zainteresowań, 

3) uruchomienie projektów pilotowych i stworzenie zespołu badawczego , 

4) samodzielne formułowanie przez zespoły badawcze dalszych projektów do sfinansowania 

w ramach programów ramowych lub innych inicjatyw. 

W obszarze: środowisko najbardziej wszechstronnym i multidyscyplinarnym programem 

jest ERA-NET SKEP – badania naukowe w celu ochrony środowiska, obejmujące cały 

wachlarz problematyki ochrony środowiska niezbędnej do realizacji polityki środowiskowej. 

SKEP jest inicjatywą, która grupuje 27 instytucji finansujących badania z 18 krajów. 

Organizacje te wspólnie definiują problemy badawcze mające na celu poprawę ochrony 

środowiska w Europie. W realizacji ERA-NET SKEP mogą wziąć udział zespoły badawcze 

z tych krajów, które zadeklarowały swój udział w finansowaniu projektu. 

Kolejne raporty SKEP będą zawierać przegląd stosowanych metod w celu wprowadzenia 

innowacji i dobrych praktyk przez uczestniczące organizacje w zakresie: 

• zarządzania badaniami od pomysłu do wdrożenia, 

• wizjonerskie programowanie badań, 

172


• zaprojektowanie i opracowanie schematów oceniania, 

• rozpowszechnianie i wdrażanie wyników badań. 

Badania będą analizować i formułować metodologię horyzontalnych efektów badań 

oraz oczekiwane wymagania polityków względem kluczowych problemów środowiskowych. 

W trakcie trwania pierwszego okresu SKEP (tj. do roku 2009) planuje się otwarcie czterech 

wspólnych projektów. Dwa pierwsze będą mieć charakter pilotażowy w celu uruchomienia 

funduszy na promowanie działań zmierzających do ochrony środowiska oraz sprawdzenia 

prawnych i finansowych ram takich międzykrajowych platform. 

Pierwsze wspólne projekty zostaną uruchomione w roku 2007 i 2008 i dotyczyć będą 

dwóch aspektów: 

• opracowania metodologii oceny wpływu na środowisko krajów UE importu towarów 

konsumpcyjnych i usług 

oraz 

• oceny związków między prawnymi regulacjami środowiskowymi a rynkiem, ze szczególnym 

uwzględnieniem budownictwa i przemysłu materiałów budowlanych. 

Wyniki posłużą do weryfikacji i aktualizacji istniejących dyrektyw. 

Trzeci projekt (2009) tworzony będzie w celu wsparcia systemu legislacyjnego w zakresie 

środowiska. 

Polskie Ministerstwo Nauki włączyło się do tego systemu w zakresie następujących inicjatyw: 

• ERA-NET MNT – mikro- i nanotechnologie; 

• WORK-IN-NET – zatrudnienie a innowacyjność; 

• INNER – energia; 

• ERA-NET SKEP – ochrona środowiska; 

• ERA-NET MARIFISH – rybołówstwo 

• ERA-NET AirTn – aeronautyka 

• ERA-NET MARTEC – technologie budowy statków 

• ERA-NET ACENET – kataliza stosowana; 

• ERA-NET CRUE – ochrona środowiska, zabezpieczenia przed powodzią; 

• ERA-NET PV – fotowoltaika; 

• ERA-NET EUROPOLAR – badania polarne; 

• ERA-NET MATERA – inżynieria materiałowa; 

• ERA-NET TRANSPORT – transport; 

• ERA-NET BONUS – badania Morza Bałtyckiego; 

• ERA-NET MARINERA – nauki o morzu. 

Udział Polski jednak ze względu na ograniczone możliwości kadrowe i finansowe w zakresie 

programów środowiskowych ogranicza się do udziału w konsorcjum jednak bez wkładu 

finansowego na realizację wybranych projektów. Inną przeszkodą utrudniającą współpracę 

jest inny system organizacji badań oparty przede wszystkim na projektach, a nie na 

wieloletnich i interdyscyplinarnych programach badawczych. Lukę tę mają zapełnić: Krajowy 

Ramowy Program Badawczy i Narodowy Program Foresight. 

Narodowy Program Foresight. Pierwsze działania typu foresight na poziomie narodowym 

rozpoczęto w Polsce w IV kwartale 2003 r. poprzez uruchomienie Pilotażowego Projektu 

Foresight w polu badawczym „Zdrowie i Życie”, który stanowił pierwszy etap Narodo- 

173


wego Programu Foresight. Projekt ten obejmujący 11 obszarów badawczych zakończony 

został na początku 2005 r. 

Następne etapy realizacji narodowego Programu Foresight obejmują 3 pola badawcze: 

„Zrównoważony Rozwój”, „Technologie Informatyczne” i „Bezpieczeństwo”. 

Wymienione pola badawcze składają się z następujących paneli tematycznych: 

1. Zrównoważony Rozwój Polski: 

• jakość życia, 

• zasoby energetyczne, 

• kluczowe problemy ekologiczne, 

• technologie na rzecz ochrony środowiska, 

• zasoby naturalne, 

• nowe materiały, 

• transport, 

• polityka ekologiczna, 

• polityka produktowa, 

• rozwój regionów. 

2. Technologie Informatyczne i Komunikacyjne: 

• dostęp do informacji, 

• ICT a społeczeństwo, 

• ICT a edukacja, 

• biznes, 

• nowe media. 

3. Bezpieczeństwo: 

• bezpieczeństwo ekonomiczne (zewnętrze i wewnętrzne), 

• intelektualne, 

• socjalne oraz techniczno-technologiczne, 

• rozwój społeczeństwa obywatelskiego. 

Foresight, według definicji podanej przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego. 

jest procesem kreowania kultury myślenia społeczeństwa o przyszłości, w którym zarówno 

naukowcy i inżynierowie, jak i przedstawiciele przemysłu czy pracownicy administracji 

publicznej biorą udział w wyznaczaniu strategicznych kierunków rozwoju badań i rozwoju 

technologii, aby tym samym przysporzyć gospodarce jak największych korzyści ekonomicznych 

i społecznych. Uczestniczący w projektowaniu foresight ustalają priorytetowe 

kierunki badań, wspólnie tworząc wizję przyszłych osiągnięć. Poza celami doraźnymi 

(zbudowanie scenariuszy) foresight ma więc jeszcze istotne znaczenie dla zaspokojenia 

zapotrzebowania na know-how naukowe, biznesowe i kulturowe, co ma podstawowe znaczenie 

na przykład dla polityki inwestycyjnej państwa w sferze badawczo-rozwojowej. 

Określenie podstaw polityki badawczo-innowacyjnej kraju do 2020 r. Wciągnięcie do 

debaty publicznej wszystkich głównych interesariuszy procesu budowy nowoczesnego 

państwa. Sformułowanie propozycji i oczekiwań pod adresem krajowego systemu innowacji. 

Nadanie polskiej polityce prorozwojowej wymiaru europejskiego i globalnego. promocja 

społeczeństwa wiedzy. Określenie obszarów badań, w których możliwa jest komercjalizacja 

rezultatów i sformułowanie niezbędnych do tego warunków. 

Metodyka foresight nie jest nowa, a została najprawdopodobniej zastosowana po raz 

pierwszy podczas II wojny światowej w armii amerykańskiej. W celu lepszego przygotowania 

się na nieprzewidywalne posunięcia wroga zastosowano wówczas metodę „burzy 

mózgów” w odniesieniu do panelu ekspertów i inne. Od drugiej połowy lat sześćdziesiątych 

ubiegłego wieku zaczęto stosować i usprawniać metody foresight na potrzeby dużych koncernów 

przemysłowych w USA. 

174


W latach sześćdziesiątych XX wieku w początkach dynamicznego rozwoju gospodarki 

japońskiej rozpoczęto serię pięciu dużych projektów w zakresie foresightu technologicznego. 

W następnej kolejności powstał projekt japońsko-niemiecki, którego odniesienia stały 

się narzędziem polityki gospodarczej Niemiec. 

W ostatnich kilku latach narodowe projekty foresight zostały po raz pierwszy zastosowane 

w nowych państwach członkowskich Unii Europejskiej – pierwszy z nich i jak dotąd 

najbardziej rozbudowany na Węgrzech, a drugi w Republice Czeskiej. Proces uruchamiania 

działań typu foresight w tych krajach jest wspierany po przez Komisję Europejską, między 

innymi przez specjalnie przygotowany do tego celu program FOR-LEARN. 

Scientific research as support of the EU environmental policy 

A system of research organization and programming in EU regarding needs of Environmental 

Protection policy has been analysed in the article. Achievements of European Research 

Area (ERA) including ERA-NET system have been the background of the analysis. 

ERA and ERA-NET systems are targeted at environmental policy support. Usefulness of 

research results toward the policy creation has been shown on the selected examples and 

then compared with situation in Poland. 

175

INDEks autorów 

B 

Bezak-Mazur E. 138 

Biegańska J. 27 

Bień J. 87 

Biernat K. 9 

Bojarska K. 114 

Boroń K. 82, 93 

Bujanowicz-Haraś B. 161 

Bzdawka-Piątkowska K. 20 

Bzowski Z. 114 

c 

Ciepał R. 69 

d 

Dawidowski A. 114 

Dąbek L. 34 

G 

Gajda S. 17 

Gawdzik A. 17 

Gilewska M. 108 

Górecka K. 78 

Górecki r. 78 

Gworek B. 167 

H 

Heflik M. 69 

J 

Jakubiak M. 64, 103 

Janas K. M. 50, 78 

jankowski K. 57 

K 

Kandziora M. 69 

Kazuski A. 126 

Kiełb M. 126 

Klatka S. 82, 93 

kontek r. 50 

Kowalska U. 78 

Krajewska E. 73 

L 

Lemańczyk G. 57 

Lenc L. 57 

M 

Malina G. 119 

Mazurek M. 40 

Miller H. 45 

N 

Nadgórska-Socha A. 69 

Niesiobędzka K. 73 

O 

Oksa J. 126 

Oleśków B. 167 

P 

Pańka D. 57 

Picheta A. 34 

Pietras J. 126 

176

Popenda P. 119 

Posmyk M. M. 50 

Puff Z. 133 


R 

Rauba E. 145 

Rauba K. 150 

Rutkowska M. 45 

Rybotycki M. 17 

Ryczek M. 82, 93 

S 

Sadowski M. 167 

Sałaciński R. 133 

Siedlecka E. 97, 119 

Siejka J. 34 

Sobczyk W. 155 

Sofronkow A. 17 

Spychalski W. 108 

Szafrańska K. 78 

Śliwka M. 64, 103 

T 

Twarowska A. 138 

w 

Wardas M. 126 

Wystalska K. 87 

177

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 33 - Instytut Ochrony ...

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 33 - Instytut Ochrony ...