Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...

Ochrona 

Środowiska 

i zasobów 

naturalnych 

nr 53 

Warszawa 2012

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 53 

Warszawa 2012

Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska 

– Państwowego Instytutu Badawczego 

Jerzy Siepak – UAM w Poznaniu, przewodniczący 

Marzenna Dudzińska – Politechnika Lubelska 

Apolonia Ostrowska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Grażyna Porębska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Opracowanie edytorskie i techniczne, korekta 

Marta Radwan-Röhrenschef, Maria Lackowska, Monika Natunewicz 

© Copyright by 

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA – Państwowy Instytut Badawczy 

Warszawa 2012 

Wydawca 

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ-PIB 

00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11d 

tel.: 22 625 10 05 w. 58; fax: 22 629 52 63 

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

CZASOPISMO RECENZOWANE 

ISSN: 1230-7831-08-7 

Wersja pierwotna czasopisma: papierowa 

Przygotowanie do druku i druk 

Studio 2000 Robert Lipski 

www.studio2000.pl

RADA NAUKOWA: 

‣ Andrzej Bytnerowicz – University of Califonia, USA 

‣ Marek Degórski – PAN, Polska (przewodniczący) 

‣ Katalin Gruiz – Technical University of Budapest, Węgry 

‣ Ingmar Ott – Estonian University of Life Sciences (EMU), Estonia 

‣ Yordan Uzonov – Bulgarian Academy of Sciences, Bułgaria 

Redaktor naczelny – Barbara Gworek, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor tematyczny – Maciej Sadowski, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor statystyczny – Wiesław Mądry, SGGW, Polska 

Redaktor językowy – Alicja Zobel, Trent University, Kanada 

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH zawarte są 

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

są prezentowane 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. 

Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

SPIS TREŚCI 

Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa........................................................................7 

WPŁYW DODATKU CaO I POPIOŁÓW Z ELEKTROWNI DO OSADÓW 

ŚCIEKOWYCH ORAZ KOMPOSTOWANIA OTRZYMANYCH MIESZANIN 

NA ZAWARTOŚĆ NIKLU I CHROMU W WYDZIELONYCH SEKWENCYJNIE 

FRAKCJACH 

THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF CaO AND ASHES FROM POWER 

STATION TO SEWAGE SLUDGE AS WELL AS THE COMPOSTING OF THESE 

MIXTURES ON THE CONTENT OF NICKEL AND CHROMIUM IN FRACTIONS 

SEPARATED BY SEQUENTIAL METHOD 

Jacek Sosnowski, Kazimierz Jankowski, Grażyna Anna Ciepiela, 

Beata Wiśniewska-Kadżajan, Janusz Deska..................................................................19 

WPŁYW FITOHORMONÓW I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK AZOTU 

STOSOWANYCH W UPRAWIE FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ ŁĄKOWĄ 

NA LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW GLEBOWYCH 

IMPACT OF PHYTOHORMONES AND DIFFERENT NITROGEN DOSES USED IN 

CULTIVATION FESTULOLIUM BRAUNII WITH RED CLOVER ON THE NUMBERS 

OF SOIL MICROORGANISMS 

Artur Szwalec, Paweł Mundała...........................................................................................31 

ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn I Cu W WARZYWACH KORZENIOWYCH 

UPRAWIANYCH W WYBRANYCH OGRODACH DZIAŁKOWYCH KRAKOWA 

CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN ROOT VEGETABLES CULTIVATED 

IN KRAKOW CITY ALLOTMENT GARDENS 

Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski..................................................41 

REAKCJA ROŚLIN NA stosowanie PREPARATów BIOLOGICZNYch 

THE plants REACTION On BIOLOGICAL PREPARATIONS treatment 

Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski, Jolanta Jankowska, Wiesław Czeluściński...53 

WPŁYW GŁĘBOKOŚCI UMIESZCZENIA HYDROŻELU W PODŁOŻU ORAZ 

RODZAJU OKRYWY GLEBOWEJ NA JAKOŚĆ MURAW TRAWNIKOWYCH 

EFFECT OF THE SUBSOIL KIND AND SOIL COVER ON THE QUALITY 

OF TURF LAWNS 

Artur Szwalec, Paweł Mundała...........................................................................................63 

ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn I Cu W GLEBACH WYBRANYCH PARKÓW MIEJSKICH 

KRAKOWA 

CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN SOIL OF SELECTED PARKS OF CITY OF 

KRAKOW

Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski.................................................73 

Metody usuwania arsenu i jego związków z wód 

Methods for removal of arsenic compounds from aqueous 

solutions 

Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl........................................................................................89 

WPŁYW ŚRODOWISKA NA ZAWARTOŚĆ ARSENU I GLINU W NARZĄDACH 

MIĄŻSZOWYCH ZWIERZĄT ŁOWNYCH 

INFLUENCE OF ENVIRONMENT ON CONTENT OF ARSENIC AND ALUMINIUM 

IN HUNTING ANIMALS PARENCHYMAL ORGANS 

Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski, Janusz Deska........................97 

BEZPIECZEŃSTWO PRZECIWPOWODZIOWE MIESZKAŃCÓW 

WOJEWÓDZTWA MAZOWIECKIEGO 

FLOOD SECURITY OF MAZOVIA VOIVODSHAFT CITIZEN 

Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok............................................................108 

SKUTECZNOŚĆ PODATKU ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW KOMUNALNYCH – 

DOŚWIADCZENIA KRAJÓW UE 

EFFECTIVENESS OF LANDFILL TAXATION OF MUNICIPAL 

WASTE – UE EXPERIENCE 

Bernd Markert, Simone Wünschmann, Jean Diatta, Ewa Chudzińska........................115 

Innowacyjna Obserwacja Środowiska – Bioindykatory 

i Biomonitory: Definicje, Strategie i Zastosowania 

Innovative Observation of the Environment 

– Bioindicators and Biomonitors: Definitions, 

Strategies and Applications 

Indeks autorów...................................................................................................................153

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 53, 2012 r. 

Andrzej Wysokiński*, Stanisław Kalembasa* 

WPŁYW DODATKU CaO I POPIOŁÓW Z ELEKTROWNI 

DO OSADÓW ŚCIEKOWYCH ORAZ KOMPOSTOWANIA 

OTRZYMANYCH MIESZANIN NA ZAWARTOŚĆ NIKLU I CHROMU 

W WYDZIELONYCH SEKWENCYJNIE FRAKCJACH 

THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF CaO AND ASHES FROM 

POWER STATION TO SEWAGE SLUDGE AS WELL AS THE 

COMPOSTING OF THESE MIXTURES ON THE CONTENT OF NICKEL 

AND CHROMIUM IN FRACTIONS SEPARATED BY SEQUENTIAL 

METHOD 

Słowa kluczowe: osady ściekowe, tlenek wapnia, popiół, kompostowanie, nikiel, chrom. 

Key words: sewage sludge, calcium oxide, ash, composting process, nickel, chromium. 

Streszczenie 

W artykule określono wpływ mieszania osadów ściekowych z tlenkiem wapnia, popiołem 

z węgla brunatnego i węgla kamiennego oraz kompostowania otrzymanych mieszanin na 

zawartość całkowitą oraz frakcje niklu i chromu wydzielone sekwencyjnie. Mieszaniny osadów 

ściekowych z CaO zawierały mniej badanych metali ciężkich niż same osady. Zawartość 

niklu w mieszaninach osadowo-popiołowych była większa, a chromu najczęściej mniejsza 

niż w osadach bez dodatku. W trakcie kompostowania stwierdzono na ogół niewielkie 

zwiększenie zawartości oznaczanych metali ciężkich w osadach ściekowych i ich mieszaninach 

ze wszystkimi komponentami. W świeżych i kompostowanych osadach ściekowych 

bez dodatku i ze wszystkimi dodatkami największy udział stanowił nikiel i chrom we frakcji 

zaadsorbowanej na tlenkach żelaza i manganu (średnio 36,1% Ni i 48,7% Cr). 

W osadach ściekowych bez dodatku, a także w ich mieszaninach ze wszystkimi komponentami 

udział frakcji niklu o największej mobilności (rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej) średnio 

* Dr inż. Andrzej Wysokiński, prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – Katedra Gleboznawstwa 

i Chemii Rolniczej, Wydział Przyrodniczy, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny 

w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 87, 25 643 13 86; e-mail: 

awysoki@uph.edu.pl, kalembasa@uph.edu.pl 

7

Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa 

wynosił 32,0% całkowitej jego zawartości. Frakcje chromu rozpuszczalne w wodzie i wymienne 

stanowiły najczęściej śladowe ilości. W trakcie kompostowania badanych osadów ściekowych 

oraz ich mieszanin z CaO, popiołami z węgla brunatnego i kamiennego obserwowano 

najczęściej zmniejszenie procentowego udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych, tj. 

frakcji rozpuszczalnej w wodzie i frakcji wymiennej. Jednocześnie najczęściej obserwowano 

zwiększenie udziału frakcji rezydualnej i frakcji organicznej obydwu metali ciężkich. 

Summary 

The influence of ash from brown coal, ash from pit-coal and CaO addition to sewage sludge 

as well as the composting process of these mixtures on the total content of nickel and chromium 

and its fractions separated by sequential method was investigated. The mixtures of 

sewage sludge with calcium oxide contained less studied heavy metals than in only sludge. 

The nickel content in mixture of sewage sludge with ashes most often was higher, but chromium 

was smaller than in sludge without additions. During the composting process the content 

of nickel and chromium in sewage sludge and in mixtures with all materials added to 

they was slightly increased. In fresh and composted sewage sludge as well as in all mixtures 

the highest part of nickel and chromium was determinated in fraction adsorbed on oxides 

of iron and manganese (average 36.1% Ni and 48.7% Cr). 

In sewage sludge and in their mixtures with all additives the part of nickel in mobile fraction 

(dissolvable and exchange form) obtained the average 32.0 % his total content. 

The chromium in dissolvable and exchangeable fractions was present most often in vestigial 

amounts. The composting process of sewage sludge and their mixtures with all components 

caused a decrease in the content of nickel and chromium in mobile fractions (dissolvable 

and exchange form) but an increase in the organic and residual fractions. 

1. WPROWADZENIE 

W gronie substancji mających negatywny wpływ na środowisko na jednym z czołowych 

miejsc sklasyfikowano metale ciężkie. Ich szkodliwość polega na możliwości kumulowania 

się w organizmach żywych i ich chronicznej toksyczności [Krogmann i in. 1999; 

Gruca-Królikowska, Wacławek 2006]. Skutki zdrowotne regularnego spożywania nawet 

śladowych ilości metali ciężkich mogą ujawnić się po dłuższym okresie czasu. Zasobnym 

źródłem tych pierwiastków dla ludzi i zwierząt mogą być spożywane rośliny. Metale ciężkie 

stanowią więc zagrożenie dla jakości płodów rolnych. W glebach użytkowanych rolniczo 

źródłem metali ciężkich dla roślin mogą być mineralne i organiczne materiały odpadowe 

stosowane w nawożeniu. Często do rolniczego zagospodarowania kierowane są osady 

ściekowe. Taki sposób ich utylizacji jest uzasadniony ekonomicznie ze względu na wykorzystanie 

znajdujących się w osadach dużych ilości substancji organicznej oraz pierwiastków 

biogennych, wzbogacających glebę [Górecki 1997]. Ponadnormatywna zawartość 

8

Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania... 

składników niepożądanych w osadach ściekowych, takich jak: metale ciężkie lub skażenia 

sanitarne, dyskwalifikuje te materiały odpadowe pod względem rolniczego wykorzystania 

[Rozporządzenie… 2010]. Ilość metali ciężkich pobieranych przez rośliny nawożone 

osadami ściekowymi zależy nie tylko od bezwzględnej ich ilości wprowadzonej do gleby, 

ale także od działania środków i zabiegów łagodzących skutki podwyższenia zawartości 

tych pierwiastków. Zmniejszenie rozpuszczalności, mobilności i przyswajalności dla roślin 

większości metali ciężkich można uzyskać przez wapnowanie gleb [Gorlach, Gambuś 

2000, Soriano-Disla i in. 2008, Bielkova i in. 2011]. 

Interesującym rozwiązaniem pod kątem fitotoksyczności tych pierwiastków są procesy 

sanitacji osadów przez ich mieszanie z tlenkiem wapnia lub substancjami o wysokiej zawartości 

wapnia, np. z popiołami z energetyki. Takie postępowanie prowadzi nie tylko do 

ilościowych zmian zawartości metali ciężkich, ale również może wpływać na formy, w jakich 

one występują [Rosik-Dulewska 2000, Kalembasa, Wysokiński 2004]. Zagrożenie 

ekosystemów metalami ciężkimi, oprócz oznaczania ich całkowitej zawartości, powinno 

być uzupełniane oceną ich mobilności na podstawie określenia form, w jakich występują 

[Bień i in. 2011, Jakubus, Czekała 2001]. Zastosowanie analizy specjacyjnej metali ciężkich 

w osadzie ściekowym pozwala na określenie zawartości form o różnej biodostępności, 

w tym form rozpuszczalnych w wodzie, w stosunku do ich całkowitej ilości. Informacja 

ta jest pomocna przy ocenie zdolności migracji jonów metali z osadów ściekowych do innych 

elementów środowiska [Wilk, Gworek 2009, Gawdzik 2010]. 

Według rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie katalogu odpadów [2001] 

uboczne produkty spalania (UPS), jakimi są popioły wytwarzane w energetyce, nie są odpadami 

niebezpiecznymi i jest możliwe ich rolnicze wykorzystanie. Obok dużej zawartości 

związków o charakterze alkalicznym w popiołach występują znaczne ilości pierwiastków 

zaliczanych do grupy mikroelementów oraz metali ciężkich. Zawartość metali ciężkich 

w popiołach nie stanowi zagrożenia dla nawożonych nimi roślin [Bogacz i in. 1995, Kalembasa 

i in. 2008, Antonkiewicz 2009]. Dlatego należy rozważyć szersze wykorzystanie popiołów 

jako sorbentów metali ciężkich. 

Celem przeprowadzonych badań było określenie całkowitej zawartości niklu i chromu 

oraz ich frakcji w świeżych i kompostowanych osadach ściekowych z dodatkiem CaO, popiołu 

z węgla brunatnego i kamiennego stosowanych do higienizacji osadów. 

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

W badaniach wykorzystano osady ściekowe pochodzące z mechaniczno-biologicznych 

oczyszczalni ścieków w Siedlcach i Łukowie, powstałe w wyniku oczyszczania ścieków 

komunalnych z niewielkim udziałem ścieków przemysłowych (głównie z przemysłu 

rolno-spożywczego). W procesie technologicznym oczyszczalni osady ściekowe z Siedlec 

w końcowym etapie ich wydzielania i zagęszczania poddawano fermentacji metanowej 

9


i odwodnieniu na prasie taśmowej. Stabilizacja osadów ściekowych z Łukowa odbywała 

się w warunkach tlenowych, a nadmiar wody usuwano przez odwirowanie. Wykorzystane 

w badaniach organiczne materiały odpadowe zawierały odpowiednio 18,7% oraz 13,8% 

suchej masy (s.m.). Świeże osady ściekowe mieszano oddzielnie z CaO, popiołem z węgla 

brunatnego i popiołem z węgla kamiennego, w stosunku wagowym 2:1 w przeliczeniu 

na suchą masę. Tak otrzymane mieszaniny kompostowano w 200 dm 3 pojemnikach z tworzyw 

sztucznych przez okres 3 miesięcy w temperaturze około 20°C. Co 30 dni komposty 

mieszano. Popiół z węgla brunatnego pochodzący z trzeciego filtra odpylenia spalin 

w elektrociepłowni Pątnów, spalającej węgiel brunatny z kopalni Bełchatów, zawierał 32,06 

mg Ni i 74,82 mg Cr w 1 kg s.m. Popiół z węgla kamiennego pochodzący z przedsiębiorstwa 

energetycznego PEC w Siedlcach zawierał 71,99 mg Ni oraz 30,05 mg Cr w 1 kg s.m. 

Całkowitą zawartość niklu i chromu oznaczono metodą ICP-AES w roztworach podstawowych 

uzyskanych po mineralizacji badanych materiałów „na sucho” w temperaturze 

450°C. Uzyskany popiół po mineralizacji zalano 6 mol·dm -3 HCl w celu rozłożenia węglanów 

i odparowano na łaźni piaskowej do sucha. Następnie uzyskane chlorki przeniesiono 

do kolb miarowych w 10% roztworze HCl. 

Frakcje niklu i chromu wydzielono metodą sekwencyjną (wg Tessier’a), wykorzystując 

do ekstrakcji kolejno: H 2 

O, 1 mol·dm -3 CaCl 2 

, 1 mol·dm 3 CH 3 

COONa o pH ok. 5,0; 0,75 

mol·dm -3 (NH 4 

) 2 

C 2 

O 4 

o pH 3,25; 0,1 mol·dm -3 Na 4 

P 2 

O 7 

[Tessier 1979, Szumska, Gworek 

2009]. Ekstrakcję prowadzono przez 3 godziny w probówkach wirówkowych, następnie 

osad odwirowywano przez 20 minut przy prędkości obrotowej 5000 obr.·min -1 . Po dekantacji 

roztworu przed zastosowaniem kolejnego ekstrahenta fazę stałą przemywano 2-krotnie 

H 2 

O, odwirowywano (j.w.) i uzupełniano właściwy roztwór podstawowy. Następnie wszystkie 

roztwory poddano mineralizacji w H 2 

O 2 

odparowując roztwory podstawowe do ok. 5 

cm 3 . Pozostałość po odparowaniu przeniesiono do kolb miarowych w 10% roztworze HCl 

i oznaczono zawartość badanych metali ciężkich metodą ICP-AES. 

3. WYNIKI I DYSKUSJA 

Zawartość niklu w osadach ściekowych z Siedlec (27,44 mg·kg –1 ) była prawie o połowę 

większa niż w osadach z Łukowa (19,46 mg·kg –1 , tab. 1), ilość chromu oznaczona w osadach 

ściekowych z Łukowa (320,1 mg·kg -1 ) była natomiast ponad 11-krotnie większa niż 

w osadach z Siedlec (27,44 mg·kg -1 , tab. 2). Dość wysoką zawartość chromu w osadach 

ściekowych z Łukowa można wiązać z działalnością na terenie zlewni ścieków tamtejszej 

oczyszczalni wielu zakładów obuwniczych i garbarni skór. Zawartość oznaczonych metali 

ciężkich w osadach ściekowych wykorzystanych w badaniach nie przekroczyła norm dopuszczających 

te substancje do stosowania w rolnictwie [Rozporządzenie… 2010]. 

Po dodaniu CaO do osadów ściekowych z Siedlec i Łukowa otrzymano mieszaniny 

o mniejszej zawartości niklu – odpowiednio o 41,0 i 44,3% (tab. 1). 

10


Tabela 1. Zawartość całkowita oraz frakcje niklu (mg Ni·kg -1 w s.m.) w świeżych i kompostowanych 

osadach ściekowych i ich mieszaninach z CaO oraz popiołami 

Table 1. Total content and fraction of nickel (mg Ni·kg -1 w D.M.) in fresh and composted sewage 

sludge and their mixtures with CaO and ashes 

Rodzaj 

osadu 

Osady 

ściekowe 

z Siedlec 

Osady 

ściekowe 

z Łukowa 

Średnie 

dla dodatków 

Rodzaj 

dodatku 

bez 

dodatku 

CaO 

popiół 1 2 

popiół 2 3 

bez 

dodatku 

CaO 

popiół 1 2 

popiół 2 3 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

7,08 

5,64 

3,31 

3,36 

6,28 

4,03 

11,33 

10,24 

5,44 

4,94 

2,74 

2,36 

4,82 

2,40 

6,43 

6,98 

2,39 

3,26 

1,09 

1,40 

4,05 

3,83 

2,68 

4,35 

3,30 

2,46 

2,39 

2,85 

3,33 

3,73 

3,88 

3,89 

Frakcje 

2,23 

3,83 

1,74 

1,36 

3,01 

3,11 

3,84 

3,27 

2,30 

2,51 

0,99 

1,27 

4,32 

4,69 

2,21 

2,70 

10,56 

14,81 

4,78 

5,78 

12,43 

15,40 

19,95 

17,00 

4,20 

9,94 

2,86 

3,35 

11,37 

15,35 

6,46 

14,08 

2,48 

2,86 

2,05 

1,68 

1,89 

2,89 

1,74 

2,58 

2,15 

2,25 

1,70 

1,37 

1,60 

1,25 

2,97 

1,95 

Zawartość 

całkowita 

rozpusz- 

-czalna 

w wodzie 

wymienna 

węglanowa 

tlenkowa 

organiczna 

rezydualna 

2,70 

4,86 

3,21 

5,12 

2,55 

8,88 

2,75 

15,75 

2,07 

2,39 

0,16 

1,11 

1,93 

9,78 

16,22 

18,33 

Przed lub 

po kompostowaniu 

27,44 

35,26 

16,18 

18,70 

30,21 

38,14 

42,29 

53,19 

19,46 

24,49 

10,84 

12,31 

27,37 

37,20 

38,17 

47,93 

bez dodatku 5,78 2,85 2,72 9,88 2,44 3,01 26,66 

CaO 2,94 1,93 1,34 4,19 1,70 2,40 14,51 

popiół 1 2 4,38 3,74 3,78 13,64 1,91 5,79 33,23 

popiół 2 3 8,75 3,70 3,01 14,37 2,31 13,26 45,40 

NIR 0.05 

0,70 0,39 0,36 1,54 0,25 1,33 4,44 

Objaśnienia: popiół 1 2 – popiół z węgla brunatnego, popiół 2 3 – popiół z węgla kamiennego. 

Zawartość chromu w mieszaninach badanych osadów ściekowych z CaO była odpowiednio 

o 37,8 i 34,4% mniejsza niż w tych osadach bez dodatku (tab. 2). 

11


Tabela 2. Zawartość całkowita oraz frakcje chromu (mg Cr·kg -1 w s.m.) w świeżych i kompostowanych 

osadach ściekowych i ich mieszaninach z CaO i popiołami 

Table 2. Total content and fraction of chromium (mg Cr·kg -1 w D.M.) in fresh and composted 

Rodzaj 

osadu 

Osady 

ściekowe 

z Siedlec 

Osady 

ściekowe 

z Łukowa 

Średnie 

dla dodatków 

sewage sludge and their mixtures with CaO and ashes 

Rodzaj 

dodatku 

bez dodatku 

CaO 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

popiół 

kompostowane 

1 2 świeże 

popiół 

kompostowane 

2 3 

bez dodatku 

CaO 

świeże 

kompostowane 

świeże 

kompostowane 

świeże 

popiół 

kompostowane 

1 2 świeże 

popiół 

kompostowane 

2 3 

0,375 

0,380 

0,314 

0,228 

0,379 

0,359 

0,549 

0,234 

7,016 

5,394 

0,766 

0,587 

5,965 

1,392 

5,395 

2,479 

n.o. 

n.o. 

0,065 

n.o. 

0,012 

n.o. 

0,059 

n.o. 

0,753 

0,434 

0,459 

0,579 

0,567 

0,131 

0,556 

0,095 

0,382 

0,193 

n.o. 

0,015 

0,298 

0,139 

0,100 

0,201 

2,372 

2,781 

0,098 

0,137 

4,133 

2,514 

2,652 

1,935 

Frakcje 

12,231 

12,514 

7,173 

7,877 

21,559 

21,725 

10,642 

11,060 

166,608 

208,630 

82,096 

90,877 

140,777 

149,752 

131,046 

145,053 

8,149 

8,721 

6,265 

6,736 

9,991 

10,140 

10,272 

9,398 

61,847 

66,132 

41,367 

36,318 

37,799 

41,315 

46,031 

48,920 

Zawartość 

całkowita 

roz- 

pusz- 

-czalna 

w wodzie 

wymienna 

węglanowa 

tlenkowa 

organiczna 

rezydualna 

6,341 

6,616 

3,277 

5,115 

7,808 

8,508 

3,686 

7,602 

81,526 

89,823 

85,282 

87,846 

48,700 

50,629 

41,128 

34,662 

Przed lub 

po kompostowaniu 

27,478 

28,424 

17,094 

19,971 

40,047 

40,871 

25,308 

28,495 

320,122 

373,194 

210,068 

216,344 

237,941 

245,733 

226,808 

233,144 

bez dodatku 3,291 0,297 1,432 99,996 36,212 46,077 187,305 

CaO 0,474 0,276 0,063 47,006 22,672 45,380 115,869 

popiół 1 2 2,024 0,178 1,771 83,453 24,811 28,911 141,148 

popiół 2 3 2,164 0,178 1,222 74,450 28,655 21,770 128,439 

NIR 0.05 

0,351 0,038 0,193 12,448 4,227 5,184 22,048 

Objaśnienia: popiół 1 2 – popiół z węgla brunatnego, popiół 2 3 – popiół z węgla kamiennego, n.o. – nie 

oznaczono. 

Po dodaniu popiołu z węgla brunatnego do osadów ściekowych z Siedlec otrzymano 

mieszaniny zawierające o 10,1% więcej niklu oraz o 45,7% więcej chromu w porównaniu 

z ich zawartością w osadach przed dodatkiem. Mieszaniny z tym popiołem osadów ściekowych 

z Łukowa zawierały o 40,6% więcej niklu oraz o 25,7% mniej chromu niż same osady. 

Mieszaniny osadów ściekowych z Siedlec i Łukowa z popiołem z węgla kamiennego 

zawierały odpowiednio o 54,1 i 96,1% więcej niklu niż same osady. 

12


Po dodaniu do tych osadów popiołu z węgla kamiennego otrzymano mieszaniny 

o mniejszej zawartości chromu – odpowiednio o 7,9 i 29,1%. Kompostowanie osadów 

ściekowych po metanowej fermentacji i stabilizowanych w warunkach tlenowych zwiększyło 

w nich zawartość niklu odpowiednio o 28,5 i 25,8%. Kompostowane mieszaniny osadów 

z CaO, popiołem z węgla brunatnego i kamiennego zawierały więcej niklu odpowiednio 

o 14,6; 31,1 i 25,7% w porównaniu z jego zawartością przed kompostowaniem (wartości 

średnie dla osadów z Siedlec i Łukowa, tab. 1). 

Po trzech miesiącach kompostowania osadów ściekowych z Siedlec uzyskano niewielkie 

zwiększenie całkowitej zawartości chromu (o 3,4%). W osadach ściekowych z Łukowa 

zwiększenie zawartości tego metalu ciężkiego w efekcie kompostowania wynosiło 

16,6% (tab. 2). Zawartość chromu w kompostowanych mieszaninach osadów ściekowych 

ze wszystkimi komponentami była nieco większa niż w tych materiałach przed kompostowaniem. 

Efekt niewielkiego zwiększenia zawartości niklu i chromu w badanych materiałach 

organicznych i organiczno-mineralnych w czasie kompostowania był spowodowany 

prawdopodobnie mineralizacją substancji organicznej w nich zawartej. 

Największy udział w całkowitej zawartości niklu w świeżych osadach ściekowych z Siedlec 

i Łukowa stanowiły frakcje zaadsorbowana na tlenkach i rozpuszczalna w wodzie. Ich procentowy 

udział wynosił odpowiednio 38,4 i 25,7% w osadach z Siedlec oraz 21,6 i 28,0% w osadach 

z Łukowa (tab. 1). Udział frakcji wymiennej, węglanowej organicznej i rezydualnej w całkowitej 

zawartości niklu wynosił po około 10% całkowitej jego zawartości w badanych osadach. 

Największy udział w ogólnej zawartości chromu w świeżych osadach ściekowych stanowiła 

frakcja zaadsorbowana na tlenkach, której ilość wynosiła 44,5% w osadach z Siedlec 

i 52,0% w osadach z Łukowa (tab. 2). Kolejną pod względem ilościowym była frakcja organiczna, 

której udział w osadach z Siedlec i Łukowa wynosił odpowiednio 29,7 i 19,3% oraz 

frakcja rezydualna: 23,1 i 25,5%. Frakcje chromu o największej mobilności w środowisku, 

tzn. rozpuszczalna w wodzie i wymienna, w całkowitej zawartości tego metalu stanowiły bardzo 

niewielki udział (do 2,2%). Frakcja węglanowa, podobnie jak dwie poprzednie, występowała 

w śladowej ilości – do 1,4% całkowitej zawartości chromu. 

Przedstawione wyniki potwierdzają tezę, że w osadach ściekowych niewielka część 

całkowitej zawartości metali ciężkich występuje w postaci frakcji mobilnych, lecz tworzą 

one najczęściej połączenia z frakcją organiczną i glinokrzemianową [Obarska-Pempkowiak 

i in. 2003]. 

Oznaczona niewielka ilość chromu we frakcjach najbardziej mobilnych znajduje potwierdzenie 

w badaniach innych autorów [Gondek 2006]. W porównaniu z chromem i innymi 

metalami ciężkimi, znacznie wyższą mobilnością, wynikającą z oznaczenia znacznego 

udziału frakcji rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej i węglanowej, odznacza się nikiel [Latosińska, 

Gawdzik 2011]. 

Dodatek CaO do osadów ściekowych z Siedlec zwiększył procentowy udział niklu 

we frakcji węglanowej, organicznej i rezydualnej, a zmniejszył udział frakcji rozpuszczal- 

13


nej w wodzie, wymiennej i tlenkowej. Po dodaniu CaO do osadów z Łukowa otrzymano 

mieszaniny o większym procentowym udziale frakcji wymiennej, tlenkowej i organicznej, 

a mniejszym udziale frakcji rozpuszczalnej w wodzie węglanowej i rezydualnej w całkowitej 

zawartości tego metalu ciężkiego. Mieszaniny osadów ściekowych z Siedlec z popiołem 

z węgla brunatnego zawierały większy niż w samych osadach udział niklu we frakcji wymiennej, 

węglanowej i tlenkowej, a mniejszy udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, organicznej 

i rezydualnej. Po dodaniu tego popiołu do sadów z Łukowa otrzymano mieszaniny 

o większym udziale niklu w postaci frakcji węglanowej i tlenkowej i mniejszym udziale pozostałych 

frakcji, w porównaniu z ich ilością w samych osadach. 

Dodatek popiołu z węgla kamiennego do sadów ściekowych z Siedlec zwiększył udział 

niklu we frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej i tlenkowej, natomiast zmniejszył się 

udział frakcji wymiennej, organicznej i rezydualnej. Po dodaniu tego popiołu do osadów 

z Łukowa zwiększył się udział niklu we frakcji rezydualnej, udział pozostałych frakcji natomiast 

uległ zmniejszeniu. Dodatek CaO do obydwu osadów ściekowych zwiększył procentowy 

udział wymiennej i organicznej frakcji chromu, zmniejszył natomiast udział frakcji rozpuszczalnej 

w wodzie, węglanowej i tlenkowej. Udział rezydualnej frakcji chromu zmniejszył 

się po dodaniu popiołu z węgla kamiennego do osadów z Siedlec, a zwiększył po jego dodaniu 

do osadów z Łukowa. Po dodaniu popiołu z węgla brunatnego do osadów ściekowych 

z Siedlec zwiększył się udział chromu we frakcji tlenkowej, zmniejszył się natomiast udział 

frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej, organicznej i rezydualnej. W efekcie dodania 

tego popiołu do osadów z Łukowa zwiększył się udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej 

i tlenkowej, a zmniejszył się udział frakcji organicznej i rezydualnej. 

Po dodaniu popiołu z węgla kamiennego do osadów ściekowych z Siedlec zwiększeniu 

uległ udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej i organicznej, a zmniejszył się udział 

frakcji węglanowej, tlenkowej i rezydualnej. W mieszaninach osadów z Łukowa z popiołem 

z węgla kamiennego odnotowano mniejszy udział frakcji rezydualnej, a większy udział frakcji 

rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej, tlenkowej i organicznej niż w samych osadach. 

Badania przeprowadzone przez Gawdzik [2010] i Rosik-Dulewską [2000 i 2001] wskazują 

na niewielki udział mobilnych frakcji niklu i chromu w osadach ściekowych z dodatkiem 

mineralnych substancji odpadowych. Pierwiastki te są związane we frakcjach słabo 

rozpuszczalnych, o niewielkiej dostępności dla roślin. Są to frakcje związane z tlenkami 

żelaza i manganu, frakcja organiczna oraz frakcja związana minerałami krzemianowymi 

i innymi trwałymi związkami. 

W trakcie kompostowania badanych osadów ściekowych oraz ich mieszanin z CaO, 

popiołami z węgla brunatnego i kamiennego uzyskano najczęściej zmniejszenie procentowego 

udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych, tj rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej. 

Jednocześnie najczęściej obserwowano zwiększenie udziału frakcji rezydualnej 

i organicznej obydwu metali ciężkich, ale istotności różnic pomiędzy wartościami średnimi 

tych cech nie zawsze potwierdzono statystycznie (tab. 3, 4). 

14


Tabela 3. Średnie całkowitej zawartości oraz frakcji niklu (mg·kg -1 s.m.) w osadach ściekowych 

dla rodzaju osadu oraz procesu kompostowania 

Table 3. The average of total content and fraction of nickel (mg·kg -1 D.M.) in sewage sludge for 

kind of sludge as well as for composting process 

Frakcje 

Badany czynnik 

rozpuszczalna 

w wodzie 

wymienna 

węglanowa 

tlenkowa 

organiczna 

rezydualna 

Zawartość 

całkowita 

Rodzaj 

osadu 

ściekowego 

Proces 

kompostowania 

osadów 

z Siedlec 6,41 2,88 2,80 12,59 2,27 5,73 32,68 

z Łukowa 4,51 3,23 2,62 8,45 1,91 6,50 27,22 

NIR 0.05 

0,37 0,21 n.i. 0,82 0,13 0,71 2,36 

osad 

świeży 

5,93 2,89 2,58 9,08 2,07 3,95 26,50 

osad kom- 

-postowany 4,99 3,22 2,84 11,96 2,10 8,28 33,40 

NIR 0.05 

0,37 0,21 0,19 0,82 n.i. 0,71 2,36 

Objaśnienie: n.i. – różnice pomiędzy wartościami średnimi nieistotne. 

Tabela 4. Średnie całkowitej zawartości oraz frakcji chromu (mg·kg -1 s.m.) w osadach ściekowych 

dla rodzaju osadu oraz procesu kompostowania 

Table 4. The average of total content and fraction of chromium (mg·kg -1 D.M.) in sewage sludge 

for kind of sludge as well as for composting process 

Frakcje 

Badany czynnik 

rozpuszczalna 

w wodzie 

wymienna 

węglanowa 

tlenkowa 

organiczna 

rezydualna 

Zawartość 

całkowita 

Rodzaj osadu 

ściekowego 

Proces komposto-wania 

osadów 

z Siedlec 0,352 0,017 0,166 13,098 8,709 6,119 28,461 

z Łukowa 3,624 0,447 2,078 139,355 47,466 64,950 257,919 

NIR 0.05 

0,187 0,020 0,103 6,619 2,248 2,756 11,724 

osad 

świeży 

2,595 0,309 1,254 71,517 27,715 34,719 138,108 

osad kom- 

-postowany 

1,382 0,155 0,989 80,936 28,460 36,350 148,272 

NIR 0.05 

0,187 0,020 0,103 6,619 n.i. n.i. n.i. 

Objaśnienie: n.i. – różnice pomiędzy wartościami średnimi nieistotne. 

15


Przedstawione wyniki badań własnych oraz dane podawane w literaturze, dotyczące 

form, w jakich nikiel i chrom występują w świeżych i kompostowanych osadach ściekowych, 

oraz ich mieszaninach z CaO oraz mineralnymi substancjami odpadowymi o dużej 

zawartości związków wapnia – np. popiołami z elektrowni, wskazują na niewielkie zagrożenie 

środowiska ich wpływem. Badane metale ciężkie w przeważającej ilości związane 

są z tlenkami żelaza i manganu oraz z substancją organiczną, co w znaczny sposób ogranicza 

ich mobilność w środowisku [Wilk, Gworek 2009, Ignatowicz i in. 2011]. 

4. WNIOSKI 

1. Dodatek popiołów z elektrowni do osadów ściekowych o małej zawartości niklu i chromu 

zwiększył zawartość tych metali ciężkich w otrzymanych mieszaninach. Po dodaniu 

tych popiołów do osadów o dość dużej zawartości chromu (z Łukowa) uzyskano 

mieszaniny o mniejszej zawartości tego metalu ciężkiego niż w samych osadach. 

2. W osadach ściekowych bez dodatków, a także w ich mieszaninach z CaO oraz z popiołami 

z węgla brunatnego i kamiennego, największy udział w całkowitej zawartości niklu 

stanowiła frakcja zaadsorbowana na tlenkach żelaza i manganu oraz rozpuszczalna 

w wodzie. Chrom w badanych materiałach występował głównie w postaci frakcji zaadsorbowanej 

na tlenkach, rezydualnej i organicznej. Zawartość mobilnych form chromu 

była znikoma. 

3. Proces kompostowania zwiększył całkowitą zawartość niklu i chromu w samych osadach 

oraz w ich mieszaninach z CaO, z popiołami z węgla brunatnego i kamiennego. 

Zmniejszył się natomiast procentowy udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych, 

tj. rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej. Jednocześnie najczęściej obserwowano 

zwiększenie udziału frakcji rezydualnej i organicznej obydwu metali ciężkich. 

PIŚMIENNICTWO 

ANTONKIEWICZ J. 2009. Wykorzystanie popiołów paleniskowych do wiązania metali 

ciężkich występujących w glebie. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych. 41: 

398–405. 

BIEŃ J., CHLEBOWSKA-OJRZYŃSKA M., ZABOCHNICKA-ŚWIĄTEK M. 2011. Ekstrakcja 

sekwencyjna w osadach ściekowych. Proceedings of ECOpole. 5, 1: 173–178. 

BJELKOVA M., VETROVCOVA M., GRIGA M., SKARPA P. 2011. Effect of sewage sludge 

in soil on Cd, Pb and Zn accumulation in the Linum usitatissimum L. Ecol. Chem. Eng. 

A. 18, 2: 265–274. 

BOGACZ A., CHODAK T., SZERSZEŃ L. 1995. Badania nad przydatnością popiołów lotnych 

z elektrowni Opole do zagospodarowania rolniczego. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Rol. 418: 671–676. 

16


GAWDZIK J.I. 2010. Specjacja metali ciężkich w osadzie ściekowym na przykładzie wybranej 

oczyszczalni komunalnej. Ochrona Środowiska. 32, 4: 15–19. 

GONDEK K. 2006. Zawartość różnych form metali ciężkich w osadach ściekowych i kompostach. 

Acta Agroph. 8, 4: 825–838. 

GORLACH E., GAMBUŚ F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebie 

(nadmiar, szkodliwość, przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 275–296. 

GÓRECKI H. 1998. Nawozy mineralno-organiczne na bazie odpadów przemysłowych 

i rolniczych. Prace Nauk. AE we Wrocławiu. 792: 134–152. 

GRUCA-KRÓLIKOWSKA S., WACŁAWEK W. 2006. Metale w środowisku. Cz. II. Wpływ 

metali ciężkich na rośliny. Chemia – Dydaktyka – Ekologia – Metrologia. 11, 1–2: 41–56. 

IGNATOWICZ K., GARLICKA K., BREŃKO T. 2011. Wpływ kompostowania osadów ściekowych 

na zawartość wybranych metali i ich frakcji. Inżynieria Ekologiczna. 25: 231–241. 

JAKUBUS M., CZEKAŁA J. 2001. Heavy metal speciation in sewage sludge. Polish J. 

Environ. Stud. 10, 4: 245–250. 

KALEMBASA S., WYSOKIŃSKI A. 2004. Wpływ dodatku popiołów do osadów ściekowych 

oraz kompostowania otrzymanych mieszanin na zawartość miedzi i cynku w wydzielonych 

frakcjach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 825–830. 

KALEMBASA S., GODLEWSKA A., WYSOKIŃSKI A. 2008. Skład chemiczny popiołów 

z węgla brunatnego i kamiennego w aspekcie ich rolniczego zagospodarowania. Roczniki 

Gleboznawcze 59, 2: 93–97. 

KROGMANN U., BOYLES L.S., BAMKA W.J., CHAIPRAPAT S., MARTEL C.J. 1999. Biosolids 

and sludge management. Water Environment Research. 71: 692–714. 

LATOSIŃSKA J., GAWDZIK J. 2011. Analiza mobilności metali ciężkich z komunalnych 

osadów ściekowych z oczyszczalni ścieków w Sobkowie. Arch. Waste Management 

and Environ. Prot. 13, 2: 39–46. 

OBARSKA-PEMPKOWIAK H., BUTAJŁO W., STANISZEWSKI A. 2003. Możliwości przyrodniczego 

wykorzystania osadów ściekowych ze względu na zawartość metali ciężkich. 

W: Nowe spojrzenie na osady ściekowe – odnawialne źródła energii. Cz. I: Wyd. 

Polit. Częstochowskiej. 143–153. 

ROSIK-DULEWSKA CZ. 2000. Sanitation of waste water sludge with mineral wastes as 

metals speciation forms. Arch. Envir. Prot. 26, 3: 29–42. 

ROSIK–DULEWSKA CZ. 2001. Metale ciężkie i ich frakcje w osadach ściekowych higienizowanych 

popiołem z węgla brunatnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 475: 349–356. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie katalogu odpadów z dnia 27 września 

2001 roku (Dz. U. nr 112, poz. 1206). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie komunalnych osadów ściekowych 

z dnia 13 lipca 2010 roku (Dz. U. nr 137, poz. 924). 

SORIANO-DISLA J.M., GOMEZ I., GUERRERO C., JORDAN M.M., NAWARRO-PEDRE- 

NO J. 2008. Soil factors related to heavy metal bioavailability after sewage sludge ap- 

17


plication. Fres. Environ. Bull. 17, 11a: 1839–1845. 

SZUMSKA M., GWOREK B. 2009. Metody oznaczania frakcji metali ciężkich w osadach 

ściekowych. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 41: 42–63. 

TESSIER A., CAMPBELL P.B.C., BISSON M. 1979. Sequential Extraction Procedure for 

the Speciation of Particulate Trace Metals. Analytical Chemistry 51, 7: 844–851. 

WILK M., GWOREK B. 2009. Metale ciężkie w osadach ściekowych. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych 39: 40–59. 

18


Jacek Sosnowski*, Kazimierz Jankowski*, Grażyna Anna Ciepiela*, 

Beata Wiśniewska-Kadżajan*, Janusz Deska* 

WPŁYW FITOHORMONÓW I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK AZOTU 

STOSOWANYCH W UPRAWIE FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ 

ŁĄKOWĄ NA LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW GLEBOWYCH 

IMPACT OF PHYTOHORMONES AND DIFFERENT NITROGEN DOSES 

USED IN CULTIVATION FESTULOLIUM BRAUNII WITH RED CLOVER 

ON THE NUMBERS OF SOIL MICROORGANISMS 

Słowa kluczowe: ogólna liczebność bakterii, ogólna liczebność promieniowców, ogólna 

liczebność grzybów, dawka azotu, hormony roślinne. 

Key words: total number of bacteria, the total number of actinomycetes, total number of 

fungi, nitrogen, dose phytohormones. 

Streszczenie 

Przeprowadzone badania dotyczyły liczebności mikroorganizmów zasiedlających warstwę 

próchniczną i podorną gleby spod uprawy mieszanek Festulolium braunii z koniczą łąkową, 

którą zasilano zróżnicowanymi dawkami azotu i biostymulatorem opartym na fitohormonach. 

Azot zastosowano na czterech poziomach: kontrola (bez azotu), 50, 100 i 150 

kg N·ha -1 , a biostymulator na dwóch poziomach: kombinacje bez preparatu i z preparatem. 

Materiał glebowy do przeprowadzenia oceny liczebności poszczególnych grup mikroorganizmów 

pobrano z każdego poletka eksperymentalnego jesienią (październik) w 2010 roku 

z poziomu próchnicznego (0–20 cm i warstwy podoranej (20–40 cm). Analizę prób glebowych 

na ogólną liczebność bakterii, promieniowców i grzybów przeprowadzono w Zakładzie 

Mikrobiologii Rolniczej IUNG-PIB w Puławach. Badania wykazały, że więcej kolonii 

bakterii, promieniowców i grzybów zasiedlało poziom próchniczny. Zastosowanie biostymulatora 

w uprawie spowodowało spadek ogólnej liczby kolonii wszystkich grup mikroorgani- 

* Dr inż. Jacek Sosnowski, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr. hab. Grażyna Anna 

Ciepiela, prof. nadzw., dr inż. Beata Wiśniewska-Kadżajan, dr Janusz Deska – Wydział 

Przyrodniczy, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 

08–110 Siedlce; e-mail: laki@uph.edu.pl 

19

Jacek Sosnowski i in. 

zmów glebowych. Zwiększanie dawki azotu mineralnego do 150 kg·ha -1 przyczyniło się do 

ograniczenia liczebność kolonii bakteryjnych a intensyfikowało rozwój grzybów glebowych. 

Promieniowce najliczniej zasiedlały glebę z poletek nawożonych dawką 50 i 150 kg N·ha -1 . 

Summary 

The study concerned the number of microorganisms colonizing the humus layer and the the 

soil under the cultivation of Festulolium braunii mixtures fed meadow with red clover supped 

with different nitrogen dose and with biostimulator based phytohormons. Nitrogen was applied 

at four levels: control (no nitrogen), 50, 100 and 150 kg N∙ha -1 . Biostimulator was used 

on two levers: combinations without preparation, and with preparation. Soil material to assess 

the number of individual groups of microorganisms was collected from each experimental 

plot in the autumn (October) 2010 from the humus level (0–20 cm) and from subsoil 

horizon (20–40 cm). Analysis of soil samples for a total number of bacteria, actinomycetes 

and fungi were done in the Department of Agricultural Microbiology IUNG-PIB in Pulawy. 

Studies have shown that more colonies of bacteria, actinomycetes and fungi was colonized 

the humus horizon. Application of biostimulator in the cultivation caused a decrease of the 

total number of colonies of all groups of soil microorganisms. Increasing doses of mineral 

nitrogen to 150 kg∙ha -1 caused the reduce of bacterial colonies number and intensified the 

development of soil fungi. Actinomycetes most often inhabited soil from plots fertilized with 

50 and 150 kg N∙ha -1 . 


Do głównych czynników wpływających na rozwój mikroflory glebowej należy zaliczyć: 

skład granulometryczny utworu glebowego, zawartość węgla organicznego, odczyn gleby, 

wilgotność gleby i jej temperaturę [Kucharski, Wyszkowska 2010]. Właściwości mikrobiologiczne 

mogą być także w różnym stopniu kształtowane sposobem użytkowania gleby 

[Kucharski, Wyszkowska 2001] oraz gatunkiem, odmianą i fazą rozwojową uprawianych 

roślin [Trasar-Cepeda i in. 1998; Jodełka i in. 2008; Skwarzyło-Bednarz 2008; Wyszkowska 

i in. 2009]. 

Jak wynika z badań [Kucharski, Wyszkowska 2010; Jodełka i in. 2008, 2011] duże znaczenie 

w kształtowaniu liczebności poszczególnych grup mikroorganizmów mają także zabiegi 

agrotechniczne związane z zasilaniem upraw. Nasuwa się zatem pytanie, czy i w jakim 

stopniu traktowanie roślin biostymulatorami opartymi na hormonach wpływa na zasiedlanie 

środowiska glebowego kolonii bakterii, promieniowców i grzybów oraz jak kształtują 

się wzajemne relacje ilościowe tych drobnoustrojów. Według Matysiak i Adamczewskiego 

[2006], jednym z tego typu preparatów stosowanym w uprawach rolniczych i sadowniczych 

jest Kelpak, który wspomaga procesy przystosowywania się roślin do warunków stresowych 

i zwiększa ich odporność na suszę, braki składników odżywczych oraz zasolenie 

20

Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium... 

gleby. Ponadto według Matysiak i Adamczewskiego, korzystne działanie Kelpaka na rośliny 

przejawia się przede wszystkim zwiększeniem ich produkcyjności i jakości uzyskanego 

plonu. W literaturze podaje się [Verkleij 1992; Zodape 2001], że w wielu regionach świata, 

hormony roślinne stosowane są w uprawach ryżu, zbóż, rzepaku, kukurydzy, ziemniaków, 

buraków, lucerny, łubinu, soi, bawełny, trzciny cukrowej, tytoniu, winorośli oraz wielu warzyw 

i owoców. 

Celem pracy było określenie liczebności bakterii, promieniowców i grzybów zasiedlających 

warstwę próchniczną i podorną gleby spod uprawy mieszanek Festulolium braunii 

z koniczyną łąkową, zasilanych biostymulatorem Klepak i zróżnicowaną dawką azotu. 

2. METODYKA 

Materiał glebowy poddany analizie mikrobiologicznej pochodził z doświadczenia poletkowego 

z uprawą Festulolium braunii – odmiana Felopa (70%) w mieszańce z Trifolium 

pratense – odmiana Parada (30%). Doświadczenie założono w kwietniu roku 2007 

w układzie losowanych bloków w 3 powtórzeniach, na obiekcie doświadczalnym Katedry 

Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni UPH w Siedlcach (współrzędne geograficzne: 

52.169°N, 22.280°E). Podłoże pod doświadczenie stanowiła gleba rzędu kulturoziemnych, 

typu hortisole, wytworzona z piasku słabo gliniastego (tab. 1). 

Na podstawie analizy wykonanej w Okręgowej Stacji Chemicznej w Wesołej stwierdzono, 

że gleba spod badanych upraw odznaczała się odczynem obojętnym (tab. 2), dużą 

zawartością próchnicy, fosforu i magnezu oraz średnią zawartością przyswajalnych form 

potasu, azotu ogólnego, azotanowego i amonowego. 

Tabela 1. Skład granulometryczny gleby stanowiącej podłoże pod doświadczenie 

Table 1. Grain composition of soil used as a subsoil in experiment 

Procentowy udział frakcji ziemistych (średnica w mm) 

suma suma Grupa 

1–0,1 0,1–0,05 0,05–0,02 0,02–0,06 0,06–0,002


Powierzchnia poletka eksperymentalnego wynosiła 6 m 2 . W roku siewu prowadzono 

jedynie pokosy odchwaszczające. Okres pełnego, trzykośnego użytkowania obiektów doświadczalnych 

przypadał na lata 2008–2010. 

Pierwszym elementem doświadczalnym było nawożenie azotem w czterech poziomach: 

A1 – kontrola (bez azotu), A2 – nawożenie 50 kg N·ha -1 , A3 – nawożenie 100 kg 

N·ha -1 , A4 – nawożenie 150 kg N·ha -1 . Azot (34% saletra amonowa) zastosowano w trzech 

dzielonych dawkach, wysiewanych kolejno na każdy odrost. 

Drugi element doświadczenia polegał na zastosowaniu biostymulatora o nazwie handlowej 

Kelpak SL. Doświadczenie to obejmowało dwa etapy: B1 – obiekt kontrolny (bez 

biostymulatora), B2 – biostymulator zastosowany w dawce 2l·ha -1 , rozcieńczony w 350 l 

wody. Preparat stosowano na wszystkie odrosty w formie oprysku. 

Kelpak jest regulatorem wzrostu, w skład którego wchodzą naturalne hormony roślinne, 

tj. auksyny (11 mg∙l -1 ) i cytokininy (0,03 mg∙l -1 ). Wytwarza się go z brunatnicy Ecklonia 

maxima (z ang. kelp), wydobywanej u wybrzeży Afryki Południowej. 

Ponadto na wszystkich poletkach zastosowano potas (60% sól potasowa), który podobnie 

jak nawożenie azotowe, użyto na odrosty w ilości 120 kg K 2 

O·ha -1 rocznie. Natomiast 

fosfor (46% superfosfat) w dawce 80 kg P 2 

O 5·ha -1 rocznie wysiano jednorazowo wiosną. 

Próbki glebowe pobrano z każdego poletka jesienią (październik) 2010 roku, z dwóch 

poziomów: C1 – warstwy próchnicznej (0–20 cm), C2 – warstwy podorannej (20–40 cm). 

Analizę prób na ogólną liczebność bakterii, promieniowców i grzybów przeprowadzono 

w Zakładzie Mikrobiologii Rolniczej IUNG-PIB w Puławach. Stosowano metody i jednostki 

oznaczeń mikrobiologicznych: 

1) ogólną liczebność bakterii i promieniowców [10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby] oznaczono według 

metody Wallace i Lockhead [1950], 

2) ogólną liczebność grzybów [10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby] oznaczono według metody Martina 

[1950]. 

Uzyskane wyniki poddano ocenie statystycznej, wykonując analizę wariancji. Zróżnicowanie 

średnich weryfikowano testem Tukey’a, przy poziomie istotności p≤ 0,05. 

Warunki klimatyczne obszaru prowadzenia badań były typowe dla IX, wschodniej 

dzielnicy rolniczo-klimatycznej Polski. Średnia roczna temperatura powietrza waha się tu 

w granicach 6,7–6,9°C, a w okresie letnim średnia dobowa temperatura wynosi 15°C. Opady 

roczne kształtują się na poziomie 550–650 mm, przy czym nie należą one do częstych, 

lecz obfitych. Okres wegetacyjny rozpoczyna się w pierwszej dekadzie kwietnia i kończy 

w trzeciej października, a więc trwa od 200 do 220 dni. Dane meteorologiczne z lat prowadzenia 

badań uzyskano ze Stacji Hydrologiczno-Meteorologicznej w Siedlcach. W celu 

określenia czasowej i przestrzennej zmienności elementów meteorologicznych oraz ich 

wpływu na przebieg wegetacji roślin obliczono natomiast współczynnik hydrometryczny 

Sielianinowa. 

22


Z danych przedstawionych w tabeli 3 wynika, że najkorzystniejszy rozkład i wielkość 

opadów, przy optymalnych temperaturach powietrza przypadających na okres 

wegetacyjny roślin, charakteryzował rok 2009. W roku tym nie występowały miesiące posuszne. 

Z kolei w pozostałych latach użytkowania eksperymentu odnotowano miesiące 

z silną i słabą posuchą. 

Tabela 3. Wartość współczynnika hydrometrycznego Sielianinowa (K) w poszczególnych miesiącach 

okresu wegetacyjnego i latach użytkowania 

Table 3. Value of hydrometrical index of Sielianinow (K) in individual months o vegetation 

Miesiąc 

Rok 

IV V VI VII VIII IX X 

2008 0,82 1,34 1,08 1,23 0,54 0,69 1,72 

2009 1,03 2,24 1,03 1,26 1,36 1,01 1,73 

2010 0,40 2,21 1,19 1,18 1,79 2,81 0,53 

Objaśnienia: K < 0,5 silna posucha; 0,51 – 0,69 posucha; 0,70 – 0,99 słaba posucha. 

3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA 

Według Kandele i Murer [1993] oraz Compant i in. [2005] wśród wielu funkcji organizmów 

glebowych do najważniejszych należy rozkład i mineralizacja resztek pożniwnych. 

Czaban i Wróblewska [2005] natomiast podkreślają ich rolę w detoksykacji różnych substancji 

zanieczyszczających glebę, a Compant i in. [2005] zwracają uwagę na ograniczenie 

szkodników i patogenów wynikające z występowania mikroflory zasiedlającej środowisko 

glebowe. 

Z danych przedstawionych w tabelach 4–6 wynika, że w badanym środowisku glebowym 

zaznaczyło się wyraźne zróżnicowanie liczby drobnoustrojów pod wpływem zastosowanych 

czynników doświadczalnych. Analiza ilościowa przeprowadzona dla poziomów 

pobrania materiału glebowego wskazuje, że istotnie więcej kolonii bakterii, promieniowców 

i grzybów zasiedlało poziom próchniczny. W warstwie tej, niezależnie od dawki azotu 

i zastosowanego biostymulatora, znajdowało się średnio o 24% więcej bakterii, 26% promieniowców 

i 23% grzybów. Z kolei badania Skwaryło-Bednarz [2008], dotyczące oceny 

właściwości biologicznych gleby pod uprawą szarłatu, dowodzą, że większa liczebność 

drobnoustrojów występowała w warstwie próchnicznej. Na głębokości od 20 do 40 cm autorka 

odnotowała spadek liczebności bakterii i promieniowców o ponad 54% oraz ponad 

67% grzybów. Na uwagę zasługuje fakt, że jak wynika z cytowanych badań, liczebność 

drobnoustrojów w poszczególnych warstwach zależała również od odmiany rośliny uprawnej 

i pory roku. W próbach jesiennych niezależnie od czynników doświadczalnych występowała 

znacznie większa liczebność mikroflory w porównaniu z próbami wiosennymi, co 

łączyło się z większą ilością opadów atmosferycznych w tym okresie. 

23


Tabela 4. Ogólna liczebność bakterii (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu, biostymulatora 

i poziomu glebowego 

Table 4. The total number of bacteria (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen, 

biostimulator and the soil level 

Czynniki i obiekty 

Poziom (C) 

X 

dawka azotu (A) biostymulator (B) C1 C2 

B1 32,58 27,43 30,17 

A1 

B2 93,33 76,67 85,00 

A1 63,12 52,05 57,59 

B1 185,64 124,09 154,87 

A2 

B2 29,16 23,67 26,42 

A2 107,40 73,88 90,54 

B1 153,52 117,87 135,70 

A3 

B2 38,83 29,56 34,20 

A3 96,18 73,72 84,95 

B1 52,44 40,76 46,60 

A4 

B2 48,77 39,80 44,29 

A4 50,61 40,28 45,44 

B1 106,13 77,54 91,83 

B 

B2 52,52 42,43 47,47 

X 79,33 59,98 – 

NIR 0,05 

dla: A – 24,12.; B – 43,30; C – 19,30; AxB – 49,82; AxC – r.n.; BxC – 52,50; AxBxC – 56,03 

Objaśnienie: – nie dotyczy. 

Przeprowadzone oznaczenia mikrobiologiczne wykazały, że aplikacja biopreparatu 

w uprawie Festulolium braunii z koniczyną łąkową spowodowała ponad 48% redukcję liczebności 

bakterii glebowych, 16% promieniowców i ponad 26% grzybów. Natomiast wyniki 

badań Wyszkowskiej i in. [2000], dotyczące wpływu fitohormonów na liczebność bakterii, 

promieniowców i grzybów, wskazują, że poszczególne grupy drobnoustrojów różnie 

reagowały na aplikację roślinnych związków hormonalnych. Jedynie zastosowanie kwasu 

giberelinowego powodowało wzrost liczebności koloni bakteryjnych w stosunku do kontroli. 

Kwas indolilomasłowy, α-naftylooctowy, triacontanol i benzyloadenina istotnie ograniczały 

rozwój tych organizmów. Promieniowce najkorzystniej reagowały na kwas indolilomasłowy, 

grzyby natomiast na traktowanie benzyloadeniną. Na uwagę zasługuje, że zastosowane 

w przytaczanych badaniach hormony w najmniejszym stopniu ograniczały liczebność 

grzybów, czego nie potwierdzono w badaniach własnych. 

Wielu autorów [Barabasz i Smyk 1997; Wyszkowska 2002; Jodełka i in. 2011] w swoich 

opracowaniach podkreśla wpływ nawożenia mineralnego na życie mikroflory glebowej, 

24


co znajduje odzwierciedlenie w jej liczebności. Największą liczebność bakterii (średnio 

87,75 ∙10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) stwierdzono w próbach pobranych z poletek nawożonych azotem 

w dawce 50 i 100 kg N·ha -1 . Zwiększenie dawki do 150 N·ha -1 – na obiekcie A4 ograniczyło 

rozwój tych organizmów, a spowodowało intensywny przyrost koloni grzybów. Potwierdzono 

to w publikacjach Jodełki i in. [2008, 2011]. Przeprowadzone badania wykazały 

ponadto, że promieniowce – niezależnie od zastosowanego biostymulatora i poziomu pobrania 

prób – najliczniej rozwijały się w glebie z poletek zasilanych 50 i 150 kg N·ha -1 , a ich 

liczebność wahała się w granicach od 29,46 do 33,07 ∙10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby (tab. 5) i była 

o ponad 20% większa od ogólnej liczby kolonii odnotowanej w materiale globowym pochodzącym 

z obiektów kontrolnych i nawożonych 100 kg N·ha -1 . 

Tabela 5. Ogólna liczebność promieniowców (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu, 

biostymulatora i poziomu glebowego 

Table 5. The total number of actinomycetes (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen, 

biostimulator and the soil level 


Poziom (C) 

X 


B1 24,92 18,34 21,63 

A1 

B2 29,12 20,99 25,06 

A1 27,02 16,67 23,34 

B1 47,97 30,67 39,32 

A2 

B2 30,44 23,18 26,81 

A2 39,21 26,93 33,07 

B1 23,56 17,83 20,70 

A3 

B2 31,17 24,56 27,87 

A3 27,37 21,20 24,28 

B1 42,18 34,41 38,30 

A4 

B2 24,27 16,98 20,63 

A4 33,23 25,70 29,46 

B1 34,66 25,31 29,99 

B 

B2 28,75 21,43 25,09 

X 31,70 23,37 – 

NIR 0,05 

dla: A – 5,14; B – 4,80; C – 8,24; AxB – 11,50; AxC – 22,70; BxC – 8,97; AxBxC – 4,13 


Z produkcyjnego punktu widzenia ważną właściwością mikroorganizmów jest tworzenie 

układów symbiotycznych z roślinami [Martyniuk 2002, 2009]. Najwnikliwiej przebadanym 

przykładem symbiozy jest współżycie bakterii brodawkowych (rizobiów) z roślinami 

25


motylkowatymi. Wymiana składników odżywczych po miedzy partnerami tej symbiozy odbywa 

się w brodawkach korzeniowych, w których rizobia przekazują roślinie azot pobrany 

z atmosfery. W zamian za to pobierają węglowodany jako źródło energii niezbędnej bakteriom 

do przeprowadzania procesu redukcji azotu atmosferycznego. Proces ten jest wiec 

bardzo korzystny zarówno z ekologicznego, jak i rolniczego punktu widzenia, ponieważ 

przyczynia się do ograniczenia nawożenia azotem. Innym rodzajem symbiozy jest mikoryza, 

czyli symbioza wielu gatunków grzybów glebowych z korzeniami roślin. W tym przypadku 

grzyb mikoryzowy ułatwia partnerowi pobierania wody i soli mineralnych, a także 

chroni korzenie roślin przed grzybami chorobotwórczymi [Martyniuk 2011]. 

Tabela 6. Ogólna liczebność grzybów (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu, biostymulatora 

i poziomu glebowego 

Table 6. The total number of fungi (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen, biostimulator 

and the soil level 


Poziom (C) 

X 


B1 16,87 9,65 13,26 

A1 

B2 6,84 4,29 5,57 

A1 11,86 6,97 9,41 

B1 29,65 21,87 25,76 

A2 

B2 18,67 15,45 17,06 

A2 24,16 18,66 21,41 

B1 24,32 18,76 21,54 

A3 

B2 20,53 17,34 18,94 

A3 22,43 18,05 20,24 

B1 36,10 29,78 32,94 

A4 

B2 30,54 23,16 26,85 

A4 33,32 26,47 29,90 

B1 26,74 20,02 23,38 

B 

B2 19,15 15,06 17,10 

X 22,94 17,54 – 

NIR 0,05 

dla: A – 8,37; B – 6,24; C – 5,37; AxB – 6,02; AxC – 7,78; BxC – 11,08; AxBxC – 6,48 


Należy zatem przyjąć, że to mikroorganizmy glebowe dzięki procesom transformacji 

materii organicznej w znacznym stopniu są odpowiedzialne za dostępność składników pokarmowych 

dla roślin, dlatego duża liczebność, aktywność i różnorodność drobnoustrojów 

jest warunkiem dobrej jakości i produktywności gleby [Smith, Paul 1990; Doran, Parkin 

1994; Marinari i in. 2006; Masto i in. 2006]. Zdaniem Wyszkowskiej [2002] i Skwaryło-Bed- 

26


narz [2008] dobrym wskaźnikiem określającym jakość i żyzność gleby jest stosunek liczebności 

bakterii i promieniowców do liczebności grzybów – BiP/G. Wyższe wartości tego parametru 

informują o stosunkowo słabszym rozwoju grzybów, natomiast mniejsze świadczą 

o ich silnym udziale. Ze względu na fitopatogenne i toksynotwórcze właściwości grzybów 

ich wzmożony rozwój jest zjawiskiem niekorzystnym z punktu widzenia żyzności i urodzajności 

gleby [Bis 2002, 2006; Wielgosz, Szember 2006; Gajda i in. 2010]. Na uwagę zasługuje, 

że najkorzystniejsze wartości BiP/G (tab. 7), niezależnie od poziomu pobrania wynoszące 

średnio 20,33, otrzymano dla prób glebowych pochodzących z obiektów bez azotu 

– A1, zasilanych jedynie fitohormonami. Wzrastające dawki azotu obniżały wartość wskaźnika, 

ograniczając tym samym efekt biostymulatora. Należy zauważyć, że najniższy BiP/G 

kształtujący się na poziomie 2,50 uzyskano dla próbek pobranych z obiektów nawożonych 

azotem w ilości 150 kg na ha. 

Tabela 7. Stosunek bakterii i promieniowców do grzybów (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności 

dawki azotu, biostymulatora i poziomu glebowego 

Table 7. The ratio of bacteria and actinomycetes to fungi (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the 

dose of nitrogen, biostimulator and the soil level 


Poziom (C) 

X 


B1 3,59 4,74 4,17 

A1 

B2 17,90 22,76 20,33 

A1 10,75 13,75 12,25 

B1 7,65 7,08 7,37 

A2 

B2 3,19 3,03 3,11 

A2 5,42 5,06 5,24 

B1 7,28 7,23 7,26 

A3 

B2 3,40 3,12 3,26 

A3 5,35 5,18 5,27 

B1 2,62 2,52 2,58 

A4 

B2 2,46 2,45 2,46 

A4 2,54 2,49 2,52 

B1 5,27 5,13 5,20 

B 

B2 4,24 4,19 4,22 

X 4,76 4,66 – 

NIR 0,05 

dla: A – 4,37; B – r.n.; C – r.n.; AxB – 6,02; AxC – r.n.; BxC – r.n.; AxBxC – 6,41 


Zastosowanie biostymulatora i głębokość pobrania materiału glebowego nie wpływała 

istotnie na zróżnicowanie omawianej cechy w obrębie tej kombinacji nawozowej. Prze- 

27


prowadzona analiza statystyczna wykazała ponadto, że niezależnie od pozostałych czynników 

doświadczalnych poziom pobrania gleby nie wpływał istotnie na kształtowanie się 

ilorazu sumy liczby bakterii i promieniowców do grzybów (tab. 7). Tendencja ta nie korespondowała 

z wynikami prezentowanymi w innych pracach [Skwaryło-Bednarz 2008], 

w których udowodniono istotny statystycznie spadek wartości BiP/G dla prób glebowych 

pochodzących z głębszych warstw profilu glebowego. 

4. WNIOSKI 

1. Zastosowanie biostymulatora opartego na fitohormonach w uprawie Festulolium 

braunii z koniczyną łąkową spowodowało spadek ogólnej liczby kolonii wszystkich 

grup mikroorganizmów glebowych, ale nie miało istotnego wpływu na jakość i żyzność 

gleby wyrażoną stosunkiem liczebności bakterii i promieniowców do grzybów 

– BiP/G. 

2. Zwiększanie dawki azotu mineralnego do 150 kg·ha -1 przyczyniło się do intensywniejszego 

rozwoju grzybów glebowych a ograniczyło liczebność kolonii bakteryjnych co 

przełożyło się na spadek wartości BiP/G. 

3. Materiał glebowy pobrany z poziomu próchnicznego odznaczał się większą liczebnością 

bakterii, promieniowców i grzybów w stosunku do ich liczebności w próbach glebowych 

z warstwy podornej. Poziom pobrania gleby nie wpływał istotnie na wartość 

stosunku bakterii i promieniowców do grzybów. 


BARABASZ W., SMYK B. 1997. Mikroflora gleb zmęczonych. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln. 452: 37–50. 

BIS H. 2002. Występowanie grzybów toksynotwórczych w środowisku glebowym. Aktywność 

drobnoustrojów w różnych środowiskach, Katedra Mikrobiologii AR w Krakowie, 35–42. 

BIS H. 2006. Uzdolnienia do produkcji mikotoksyn grzybów wyizolowanych z gleb Krakowa 

i jego okolic. Zesz. Nauk. Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu, Rol. LXXXIX, 

546: 43–50. 

COMPANT S., DUFFY B., NOWAK J., CLEMENT CH., BARKA A. 2005. Use of plant 

growth-promoting bacteria for biocontrol of plant diseases: principles, mechanisms of 

action, and future prospects. Appl. Environ. Microbiol. 71: 4951–4959. 

CZABAN J., WRÓBLEWSKA B. 2005. Microbial transformation of cadmium in two soils 

differing in organic matter content and texture. Pol. J. Environ. Stud. 14: 727–737. 

DORAN J.W., PARKIN T.B. 1994. Defining and assessing soil quality. [w]: Defining soil 

quality for a sustainable environment. Red. J.W. Doran, D.C. Coleman, D.E. Bezdicek, 

B.A. Stewart. Soil Science Society of America, Madison, 3–21. 

28


GAJDA A.M., PRZEWŁOKA B., GAWRYJOŁEK K. 2010. Ocena oddziaływania systemu 

uprawy roli na środowisko glebowe na podstawie zmian parametrów mikrobiologicznej 

aktywności gleby. Nauka Przyroda Technologie 4(6): 1–11. 

JODEŁKA J., JANKOWSKI K., JAKUBCZAK A. 2008. Sezonowe zmiany liczebności drobnoustrojów 

w strefie ryzosferowej łąki nawożonej doglebowo i dolistnie. Łąkarstwo 

w Polsce 11: 67–76. 

JODEŁKAL J., JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J. 2011. Effect of nitrogen fertilization on 

microbial properties of meadow soil. Romanian Agricultural Research 28: 181–186. 

KANDELE E., MURER E. 1993. Aggregate stability and soil microbial processes in a soil 

with different cultivation. Geoderma 56: 503–513. 

KUCHARSKI J., WYSZKOWSKA J. 2010. Oddziaływanie rolnictwa na właściwości mikrobiologiczne 

gleb. Studia i Rozprawy IUNG-PIB. Oddziaływanie rolnictwa na środowisko 

przyrodnicze w warunkach zmian klimatu. 19: 37–53. 

MARINARI S., MANCINELLI R., CAMPIGLIA E., GREGO S. 2006. Chemical and biological 

indicators of soil quality in organic and conventional farming systems in Italy. Ecol. 

Indic. 6: 701–711. 

MARTIN J.P. 1950. Use of acid, rose bengal and streptomycin in the plate method for estimating 

soil fungi. Soil Science 69: 215–232. 

MARTYNIUK S. 2002. Systemy biologicznego wiązania azotu. Nawozy i Nawozenie/Fertilizers 

and Fertilization 1: 264–277. 

MARTYNIUK S. 2009. Wytwarzanie preparatów mikrobiologicznych na przykładzie bakterii 

symbiotycznych roślin motylkowatych. J. Res. Appl. Agrict. Eng. 55, 20–23. 

MARTYNIUK S. 2011. Skuteczne i nieskuteczne preparaty mikrobiologiczne stosowane 

w ochronie i uprawie roślin oraz rzetelne i nierzetelne metody ich oceny. Post. Mikrobiol. 

50(4): 321–328. 

MASTO R.E., CHHONKAR P.K., SINGH D., PATRA A.K. 2006. Changes in soil biological 

and biochemical characteristics in long-term field trial on a sub-tropical inceptisol. Soil 

Biol. Biochem. 38: 1577–1584. 

MATYSIAK K., ADAMCZEWSKI K. 2006. Wpływ bioregulatora klepak na plonowanie roślin 

uprawnych. Progress in Plant Protection / Postępy w Ochronie Roślin 46(2): 102–108. 

SKWARYŁO-BEDNARZ B. 2008. Ocena właściwości biologicznych gleby pod uprawą 

szarłatu (Amaranthus cruentus L.) Acta Agrophysica 12(2): 527–534. 

SMITH J.L., PAUL E.A. 1990. The significance of soil microbial biomass estimations. [w]: 

Soil Biochemistry. Red. J. Bollag, G. Stotzky. Dekker, New York, 357–396. 

TRASAR-CEPEDA C., LEIROS M.C., GIL-SOTRES F. 1998. Toward a biochemical quality 

index for soils. An expression relating several biological and biochemical properties. 

Boil. Fertil. Soils 26: 100–106. 

VERKLEIJ F.N. 1992. Seaweed extracts in agriculture and horticulture: a review. Biol. Agric. 

Hortic. 8: 309–324. 

29


WELLACE R., LOCKHEAD A. 1950.Qualitative studies of soil microorganisms. Aminoacid 

requirements of rhizosphere bacteria. Can. J. Research, sectio C, 28: 1–6. 

WIELGOSZ E., SZEMBER A. 2006. Wpływ wybranych roślin na liczebność i aktywność 

drobnoustrojów glebowych. Ann. UMCS, Sect. E, 61: 107–119. 

WYSZKOWSKA J., KUCHARSKI J., NOWAK G. 2000. Role of phytohormones and their 

precursors in modifying of enzymatic activity of soil and number of microorganisms. 

Natur. Sci. 7: 17–30. 

WYSZKOWSKA J. 2002. Biologiczne właściwości gleb zanieczyszczonych chromem sześciowartościowym. 

Rozprawy i Monografie, UWM Olsztyn, 65: 1–134. 

WYSZKOWSKA J., KUCHARSKI J., JANKOWSKI K., KIJEWSKI Ł. 2009. Wpływ resztek 

podzbiorowych na aktywność enzymów glebowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 537: 

403–412. 

ZODAPE ST. 2001. Seaweeds as a biofertilizer. J. Sci. Industrial Res. 60: 5: 378–382. 

30


Artur Szwalec*, Paweł Mundała* 

ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn i Cu W WARZYWACH KORZENIOWYCH 

UPRAWIANYCH W WYBRANYCH OGRODACH DZIAŁKOWYCH 

KRAKOWA 

CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN ROOT VEGETABLES 

CULTIVATED IN KRAKOW CITY ALLOTMENT GARDENS 

Słowa kluczowe: ogródki działkowe, metale ciężkie, warzywa. 

Key words: allotment gardens, heavy metals, vegetables. 

Streszczenie 

W pracy dokonano oceny zawartości takich pierwiastków, jak Cd, Pb, Zn i Cu w korzeniach 

spichrzowych marchwi, pietruszki i selerów, uprawianych w wybranych ogrodach działkowych 

Krakowa. Oznaczone zawartości Cd w trzech z dwunastu pobranych prób warzyw 

przekraczały wartości dopuszczalne podane w rozporządzeniu Komisji Unii Europejskiej 

Nr 420/2011 [2011]. Wszystkie próby charakteryzowała dopuszczalna zawartość Pb. Zawartości 

Zn i Cu utrzymywały się natomiast w zakresach fizjologicznych dla roślin. Spośród 

wszystkich badanych pierwiastków tylko zawartość Zn w glebie jednego z ogrodów przekroczyła 

stężenie dopuszczalne podawane w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002]. 

Summary 

Contents of Cd, Pb, Zn & Cu were determinated in root vegetables (carrot, parsley, celery 

and beet) cultivated Krakow allotment gardens. Three of twelve cadmium contents exceeded 

European Union Commission Regulation (RKUE) Nr 420/2011 [2011]. According to lead 

all samples fulfilled RKUE. Zinc and copper were at plant physiological levels. Only one soil 

sample exceeded Regulation of Polish Ministry of Environment (RMS) [2002]. 

* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała – Katedra Ekologii, Klimatologii i Ochrony 

Powietrza – Wydział Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Rolniczy im. 

H. Kołłątaja w Krakowie, Al. A. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; tel.: 12 607 76 20 35; 

e-mail: rmszwale@cyf-kr.edu.pl, rmmundal@cyf-kr.edu.pl 

31

Artur Szwalec, Paweł Mundała 

1. Wprowadzenie 

Na zanieczyszczenie środowiska są szczególnie narażone tereny silnie uprzemysłowione 

i duże ośrodki miejskie. Uprawiane w tych rejonach rośliny mogą nagromadzić w swoich 

tkankach duże ilości pierwiastków śladowych, w tym metali ciężkich – Cd, Pb, Zn i Cu. 

Największe możliwości gromadzenia tych pierwiastków wykazują warzywa, gromadząc je 

przez system korzeniowy z gleby, a także w wyniku ich opadania na powierzchnię roślin. 

Przechodzenie każdego z wymienionych wyżej pierwiastków śladowych do wyższego 

ogniwa łańcucha pokarmowego powoduje ich koncentrację, a wskutek tego stałe nagromadzanie, 

aż do ostatniego ogniwa łańcucha pokarmowego, którym jest człowiek [Gorlach, 

Gambuś 2000]. 

Skutki zdrowotne regularnego spożywania, nawet wraz z zanieczyszczonymi roślinami 

uprawnymi, śladowych ilości metali ciężkich mogą ujawniać się po wielu latach [Sady 

2001]. Bardzo ważne wydaje się zatem być określenie stanu zanieczyszczenia środowiska 

przyrodniczego metalami ciężkimi, a w szczególności oznaczenie zawartości tych pierwiastków 

w roślinach konsumpcyjnych uprawianych w rejonach podlegających obecnie lub 

w przeszłości intensywnej antropopresji. 

Celem niniejszego opracowania była ocena zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi 

w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych ogrodach działkowych Krakowa. 

2. Metodyka badań 

Badania terenowe przeprowadzono jesienią w 2009 roku, na terenie ogrodów działkowych 

znajdujących się w Krakowie. Wybrano trzy obiekty badawcze zlokalizowane w różnych 

rejonach miasta. Były to: ogrody działkowe przy ul. Ptaszyckiego (wschodnia część 

miasta), Pracowniczy Ogród Działkowy „Zakole Wisły” przy ul. Nowohuckiej (południowa 

część miasta) oraz ogród działkowy przy ul Armii Krajowej (zachodnia część miasta). 

W każdym z ogrodów działkowych z losowo wybranych działek i grządek pobierano po 

pięć prób pierwotnych roślin i gleb, które po zhomogenizowaniu stanowiły w odniesieniu do 

warzyw uśrednioną próbę o masie około 1000 g ś.m., a w odniesieniu do gleb uśrednioną 

próbę o masie ok. 500 g ś.m. Wszystkie rośliny zbierano w stadium dojrzałości konsumpcyjnej, 

tj. we wrześniu. 

Do analizy pobierano najczęściej uprawiane warzywa korzeniowe, tj. marchew, pietruszkę, 

seler i buraka ćwikłowego. Pobrane rośliny dokładnie myto w strumieniu bieżącej wody, 

a następnie krojono w plastry. Po wysuszeniu do powietrznie suchej masy warzywa zmielono 

w młynku wysokoobrotowym, a próby gleb rozdrobniono w moździerzu i przesiano przez 

sito o średnicy oczek 1 mm. Do analizy pobrano 10 g powietrznie suchego i jednorodnego 

materiału roślinnego oraz 3 g jednorodnego materiału glebowego. Próby naważano z dokładnością 

do 0,0001g. W tak przygotowanym materiale przeprowadzono mineralizację suchą 

32

Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych... 

(w temperaturze 460°C, w piecu muflowym, z roztwarzaniem HNO 3 

i ekstrakcją HCl) w odniesieniu 

do roślin oraz mineralizację na mokro (mieszanina stężonych kwasów HNO 3 

i HClO 4 

) 

w odniesieniu do gleb [Ostrowska i in. 1991]. Kadm, ołów, cynk i miedź oznaczono metodą 

płomieniową atomowej spektrometrii absorpcyjnej, na aparacie Solaar M6 firmy Unicam. 

3. Wyniki badań i dyskusja 

Ogrody działkowe zakładane w obrębie dużych miast są wykorzystywane nie tylko do 

rekreacji, ale również dostarczają warzyw i owoców działkowiczom i ich rodzinom. Brak 

wolnych terenów przydatnych rolniczo spowodował, że zagospodarowywane w ten sposób 

były tereny przyfabryczne, nieużytki przy szlakach komunikacyjnych o dużym ruchu, a nawet 

obszary położone w strefach ochronnych. Ogrody działkowe w miarę rozwoju zabudowy 

miast znalazły się w ich centrach i w zasięgu oddziaływań źródeł emisji przemysłowych, 

komunalnych i komunikacyjnych, powodujących nieraz duże zanieczyszczenie gleb 

i roślin metalami ciężkimi [Gontarz, Dmowski 2004, Bielińska 2006, Szwalec i in. 2006]. 

W badanych warzywach stwierdzono występowanie kadmu w stężeniu 0,11–1,38 

mg·kg -1 s.m. Najwyższe stężenie tego pierwiastka oznaczono w korzeniach spichrzowych 

marchwi i buraków ćwikłowych rosnących w ogrodach działkowych usytuowanych przy ul. 

Nowohuckiej, nieco niższe – 1,32 mg·kg -1 s.m. – charakteryzowało korzenie selerów rosnących 

w tym ogrodzie. Najniższe stężenia kadmu stwierdzono w korzeniach spichrzowych 

pietruszki zebranej w ogrodzie zlokalizowanym przy ul. Ptaszyckiego (rys. 1). 

Rys. 1. Zawartość kadmu (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach 

działkowych Krakowa 

Fig. 1. Cadmium content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens 

33


Zróżnicowanie zawartości kadmu pomiędzy poszczególnymi warzywami spowodowane 

jest w znacznej mierze ich zdolnością akumulacyjną, potwierdzają to między innymi 

badania przeprowadzone na terenie ogrodów działkowych Wrocławia [Gontarz, Dmowski 

2004], oraz Skawiny i Jasła [Szwalec i in. 2006]. Wymienieni autorzy stwierdzili, że najwyższe 

stężenie kadmu wśród przebadanych przez nich warzyw występowało w korzeniu 

spichrzowym selera. Ogrody działkowe i przydomowe są często lokalizowane na glebach 

silnie zdegradowanych (w tym zanieczyszczonych). Czasem samo umiejscowienie w centrum 

miasta lub w pobliżu ruchliwej trasy komunikacyjnej sprzyja zanieczyszczeniu gleb 

metalami ciężkimi. Znajduje to potwierdzenie również w odniesieniu do zawartości kadmu 

w badanych glebach. Stężenie tego pierwiastka mieściło się w zakresie od 0,52 mg·kg -1 

pow.s.m. do 2,45 mg·kg -1 pow.s.m. (rys. 1). Obliczone wskaźniki fitokumulacji (WF) określają 

zdolność pobierania przez roślinę metali z gleby [Łaszewska i in. 2007]. Intensywny 

stopień kumulacji kadmu charakteryzował następujące warzywa uprawiane w ogrodzie 

przy ul. Armii Krajowej: burak (WF=2,65), marchew (WF=2,15) oraz seler (WF=1,46). Wysoki 

wskaźnik fitokumulacji (WF=1,02), stwierdzono również w selerze z ogrodu przy ulicy 

Ptaszyckiego. 

Najwyższe stężenie ołowiu w badanych roślinach, wynoszące 0,81 mg·kg -1 pow.s.m., 

oznaczono w selerze zebranym z ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego 

Bardzo niskie stężenia tego metalu, poniżej 0,2 mg·kg -1 pow.s.m. (granica oznaczalności 

aparatu), występowały w próbach buraków ćwikłowych oraz w korzeniach spichrzowych 

marchwi uprawianej w ogrodach usytuowanych przy ul. Nowohuckiej, a także pietruszce 

rosnącej w ogrodach działkowych przy ul. Ptaszyckiego (rys. 2). Oznaczone stężenie 

omawianego pierwiastka w glebach z ogrodów objętych badaniami kształtowało się w granicach 

od 36,4 mg·kg -1 pow.s.m. do 87,7 mg·kg -1 pow.s.m. Najmniejsza zawartość ołowiu 

charakteryzowała glebę pobraną z ogrodów działkowych zlokalizowanych przy ul. Armii 

Krajowej. Najwyższe stężenie tego metalu wystąpiło natomiast w próbie gleby pobranej 

na terenie ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego. Badane warzywa charakteryzował 

niski (WF -0,04 – 0,09) i średni (WF-0,12–0,26) stopień fitokumulacji ołowiu. 

Zawartość cynku w analizowanych warzywach waha się od 24,6 do 104,0 mg·kg -1 s.m. 

Największą zawartość cynku, znacznie odbiegającą od zawartości oznaczonych w pozostałych 

warzywach, stwierdzono w buraku ćwikłowym zebranym na terenie ogrodów 

działkowych przy ul. Armii Krajowej. Najmniejszą zawartość omawianego metalu stwierdzono 

natomiast w marchwi uprawianej w ogrodach przy ul Nowohuckiej (rys. 3). 

Występujące w badanych glebach stężenie cynku było zróżnicowane i wahało się 

od 231 mg·kg -1 pow.s.m. do 489 mg·kg -1 pow.s.m. Najmniejszą zawartość tego pierwiastka 

oznaczono w próbie pochodzącej z ogrodów działkowych zlokalizowanych przy 

ul. Armii Krajowej, a nieco większa zawartość Zn (266 mg·kg -1 pow. s.m.) charakteryzowała 

glebę z ogrodów działkowych położonych przy ul. Nowohuckiej. Największą 

zawartość omawianego metalu oznaczono w próbie pobranej z ogrodów działkowych 

34


(W celu lepszego zobrazowania graficznego zawartości Pb w glebie zmniejszono 20-krotnie) 

Rys. 2. Zawartość ołowiu (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach 


Fig. 2. Lead content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens 

Rys. 3. Zawartość cynku (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach 


Fig. 3. Zinc content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens 

35


leżących przy ul. Ptaszyckiego (rys. 3). Wartość współczynnika fitokumulacji WF dla 

omawianego metalu, podobnie jak dla ołowiu, kształtowała się w granicach od 0,06 do 

0,09 oraz od 0,12 do 0,45. 

Stężenie miedzi w przebadanych warzywach mieściło się w zakresie od 4,8 do 12,5 

mg·kg -1 s.m. Największą zawartość tego pierwiastka charakteryzowała korzenie spichrzowe 

selerów zebranych w ogrodzie zlokalizowanym przy ul. Ptaszyckiego oraz korzenie buraków 

pochodzących z ogrodu położonego przy ul. Nowohuckiej. W tym samym ogrodzie 

w marchwi oznaczono również najniższe stężenie omawianego pierwiastka (rys. 4). 

Rys. 4. Zawartość miedzi (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach 


Fig. 4. Copper content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens 

Miedź w badanym materiale glebowym występowała podobnie jak cynk w szerokim 

zakresie stężeń. Najmniejszą zawartość tego pierwiastka, wynoszącą 7,8 mg·kg -1 

pow.s.m., stwierdzono w próbie pobranej na terenie ogrodów działkowych z ul. Armii 

Krajowej. Najwyższe stężenie miedzi – 33,6 mg·kg -1 pow.s.m. – oznaczono natomiast 

w glebie ogrodów działkowych położonych przy ul. Nowohuckiej (rys. 4). Współczynniki 

fitokumulacji miedzi WF w badanych warzywach osiągały wartości średnie (od 0,22 do 

0,87), z wyjątkiem pietruszki rosnącej w ogrodzie przy ul. Armii Krajowej, której współczynnik 

ten wynosił 1,21. 

W rozporządzeniu Komisji UE [2011] oraz uchylonym rozporządzeniu Ministra Zdrowia 

[2003] podano dopuszczalne zawartości niektórych zanieczyszczeń w środkach spożyw- 

36


czych i żywności. Porównując uzyskane wyniki badań z wartościami dopuszczalnymi dla 

kadmu zamieszczonymi w przywołanych rozporządzeniach można stwierdzić, że najmniej 

korzystnie pod tym względem wypadają korzenie spichrzowe marchwi i buraków ćwikłowych 

zebrane w ogrodach działkowych zlokalizowanych przy ul. Nowohuckiej. W warzywach 

tych stężenie kadmu przekracza nawet „bardziej liberalną” wartość dopuszczalną, 

podawaną w rozporządzeniu Komisji UE [2011], wynoszącą 0,1 mg·kg -1 świeżej masy (tab. 

1). Przekroczenie tej dopuszczalnej zawartości wystąpiło również w korzeniach spichrzowych 

marchwi rosnącej w ogrodach działkowych leżących przy ul. Armii Krajowej. Tak 

duże zawartości omawianego pierwiastka całkowicie dyskwalifikują konsumpcyjne wykorzystywanie 

tych warzyw. Należy jednak mieć świadomość, że uprawiane w wymienionych 

ogrodach działkowych warzywa są przez ludzi spożywane. 

Tabela 1. Oznaczone i dopuszczalne zawartości Cd i Pb w mg·kg -1 świeżej masy w badanych 

warzywach 

Table 1. Estimated and accepted concentrations of Cd and Pb in mg·kg -1 fresh matter in selected 

vegetables 

Lokalizacja Gatunek warzywa Cd RMŚ RKUE Pb RMŚ RKUE 

marchew 0,08 

0,05 

Ul. Ptaszyckiego 

pietruszka 0,017 0,03 

0,08 0,1 

burak ćwikłowy 0,048 0,04 

seler 0,09 0,20 0,20 0,09 

marchew 0,14 

0,04 

Ul. Armii Krajowej 

pietruszka 0,02 0,08 0,1 0,03 


seler 0,09 0,20 0,20 0,05 

marchew 0,17 

0,02 0,1 0,1 

Ul. Nowohucka 

pietruszka 0,035 0,08 0,1 0,03 


seler 0,15 0,20 0,20 0,08 

Wartości dopuszczalne: Rozporządzenie Ministra Środowiska – RMŚ [2003], Rozporządzenie Komisji 

UE – RKUE [2011]. 

Aby dać prawidłową odpowiedź na pytanie, czy człowiek spożywający takie warzywa 

jak wymienione w tabeli 1 jest narażony na toksyczne oddziaływanie analizowanych 

pierwiastków śladowych, należałoby znać jego całkowitą codzienną dietę. Na początku 

2009 r. Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności (EFSA) zaproponował 

jako wartość tolerowanego tygodniowego pobrania kadmu (TWI) wartość równą 2,5 μg 

Cd·kg -1 masy ciała człowieka. Zawartość tego pierwiastka zaledwie w 1kg ś.m. warzyw 

z analizowanych ogrodów działkowych (tab.1, marchew ul. Nowohucka), może przekraczać 

TWI (0,175 mg), dla konsumenta o masie ciała wynoszącej 70 kg. Z drugiej strony 

można dodać, że wartość 2,5 μg Cd·kg -1 masy ciała jest bardzo niska, np. w zesta- 

37


wieniu z 7 μg Cd·kg -1 masy ciała tymczasowego tygodniowego tolerowanego pobrania 

(PTWI), zaproponowanego przez Połączony Komitet FAO/WHO ds. substancji dodatkowych 

[Grembecka, Szefer 2011]. 

Znacznie lepiej wygląda sytuacja dotycząca zawartości ołowiu w badanych warzywach. 

Stężenie tego metalu we wszystkich próbach nie przekraczało wartości dopuszczalnych 

zamieszczonych w tabeli 1. Jak podaje Wojciechowska i in. [2010] w ostatnich latach 

zmniejszyło się zauważalnie zanieczyszczenie środowiska, a tym samym i zanieczyszczenie 

żywności ołowiem i właściwie kadm stał się pierwiastkiem stwarzającym obecnie 

najistotniejsze zagrożenie dla zdrowia ludzi. W cytowanych rozporządzeniach Komisji Unii 

Europejskiej [2011] oraz Ministra Środowiska [2002] brak jest wartości dopuszczalnych 

dotyczących zawartości cynku i miedzi. Pierwiastki te należące do grupy mikroelementów 

można oceniać w aspekcie ich zawartości fizjologicznych w roślinach. W badanych warzywach 

oznaczone zwartości cynku kształtowały się w granicach 24,6 – 68,4 mg·kg -1 s.m. 

(rys. 3), i mieściły się w zakresie zawartości fizjologicznych dla roślin, wynoszących 60–80 

mg·kg -1 s.m., podawanych przez Ruszkowską i in. [1996]. Podobna relacja wystąpiła w odniesieniu 

do zawartości miedzi, której stężenia wynoszące 4,8–12,5 mg·kg -1 s.m. (rys. 4), 

nie przekraczały zawartości fizjologicznych występujących w roślinach (3–15 mg·kg -1 s.m.), 

podawanych przez Gorlacha i Gambusia [2001]. 

Podstawowym źródłem pierwiastków śladowych dla organizmów są zewnętrzne warstwy 

Ziemi, skąd pierwiastki te są pobierane przez większość roślin – niektóre z nich 

wykazują specyficzną zdolność do bioakumulacji metali powyżej ich zapotrzebowania 

fizjologicznego. Na obszarach narażonych na działanie zanieczyszczeń metale ciężkie 

mogą również dostawać się do roślin wraz z pyłami i opadami atmosferycznymi, które 

obok gleby stanowią drugi czynnik warunkujący zawartość tych pierwiastków w roślinach 

uprawnych [Oleszek, Maliszewska-Kordybach 2010]. Szczegółowe uregulowania 

dotyczące zawartości metali ciężkich w glebach wykorzystywanych rolniczo, zostały podane 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów 

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002]. Porównując uzyskane wyniki badań 

z wartościami dopuszczalnymi podawanymi w przywołanym rozporządzeniu należy 

stwierdzić, że spośród zawartości wszystkich badanych pierwiastków jedynie zawartość 

cynku – 489 mg·kg -1 s.m. (rys. 4) – w glebie ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego 

przekracza stężenie dopuszczalne. Gleby w ogrodach działkowych objętych 

badaniami charakteryzował odczyn kwaśny (pH w KCl: 5,3–5,7), co niewątpliwie miało 

wpływ na większą migrację analizowanych pierwiastków do uprawianych roślin. Niestety 

ogrody działkowe znajdujące się w wielu miastach Polski pomimo podwyższonych zawartości 

metali ciężkich zarówno w glebach, jak i roślinach tam uprawianych, stanowią od 

wielu lat miejsce produkcji żywności – warzyw i owoców [Gontarz, Dmowski 2005, Szwalec 

i in. 2006 Bielińska 2006, Gałka 2011]. 

38


4. Wnioski 

1. Stężenia kadmu (Cd) w korzeniach spichrzowych marchwi i buraków ćwikłowych zebranych 

w ogrodach działkowych zlokalizowanych przy ul. Nowohuckiej oraz korzeniach 

spichrzowych marchwi zebranej w ogrodach działkowych leżących przy ul. Armii 

Krajowej przekraczają zawartość dopuszczalną podawaną w rozporządzeniu 

420/2011 Komisji UE z 2011 roku. 

2. Stężenia ołowiu (Pb) w badanych warzywach nie przekraczają zawartości dopuszczalnej 

podawanej w rozporządzeniu 420/2011 Komisji UE z 2011 roku. 

3. Zawartości Zn i Cu w badanych warzywach mieszczą się w zakresie stężeń uznawanych 

za fizjologiczne dla roślin. 

4. Wysoki współczynnik fitokumulacji kadmu cechuje wszystkie (poza pietruszką) warzywa 

uprawiane w ogrodzie przy ul. Armii Krajowej oraz seler z ogrodu przy ul. Ptaszyckiego. 

Wysoki współczynnik fitokumulacji miedzi występuje w pietruszce z ogrodu przy 

ul. Armii Krajowej. Współczynniki fitokumulacji ołowiu i cynku mają mniejsze wartości 

(stopnie średni i słaby). 

5. Ze wszystkich badanych pierwiastków jedynie zawartość cynku w glebie z ogrodów 

działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego przekracza stężenie dopuszczalne podane 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska (Dz. U. 2002. Nr 165, poz. 1359). 

Piśmiennictwo 

Bielińska E.J. 2006. Charakterystyka ekologiczna gleb ogrodów działkowych z terenów 

zurbanizowanych. Journal of Res. and Applic. in Agri. Eng. Vol. 51(2): 13–16. 

Ciepał R. 1992. Przenikanie S, Pb, Cd, Zn, Cu, i Fe do biomasy oraz gleby ekosystemu 

leśnego na przykładzie wschodniej części woj. katowickiego. Znaczenie bioindykacyjne. 

Prace Naukowe Uniwersytetu Śląskiego w Katowicach 1319. 

Gałka B. 2011. Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych 

ogrodów działkowych „Zabobrze” w Jeleniej Górze. Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych nr 49: 300–308. 

Grembecka M., Szefer P. 2011. Ocena zanieczyszczenia kadmem wybranych warzyw 

i nasion roślin strączkowych. Bromat. Chem. Toksykol. XLIV, 4: 1061–1064. 

Gorlach E., Gambuś F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach 

(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 472: 275–296. 

Gontarz B., Dmowski Z. 2004. Ocena zawartości niektórych mikroelementów w warzywach 

z wybranych ogródków działkowych Wrocławia. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 

502: 761–767. 

Lipińska J. 2000. Wpływ wybranych właściwości gleby na zawartość metali ciężkich w 

warzywach. Zesz. Nauk. Akad. Podlas. Siedlce, seria: Rolnictwo: 151–157. 

39


Łaszewska A., Kowol J., Wiechuła D., Kwapuliński J. 2007. Kumulacja metali 

w wybranych gatunkach roślin leczniczych z terenu Beskidu Śląskiego i Beskidu Żywieckiego. 

Problemy Ekologii, vol. 11, nr 6: 285–291. 

Oleszek W., Maliszewska-Kordybach B. 2010. Bezpieczeństwo i jakość pasz 

i żywności pochodzenia roślinnego – I Kongres Nauk Rolniczych pt., „Nauka – Praktyce” 

Puławy: 193–205. 

Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości 

gleb i roślin. Wydawnictwo IOŚ, Warszawa. 

Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 roku w sprawie standardów 

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz. U. Nr 165, poz. 1359). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku w sprawie maksymalnych 

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych (Dz.U. Nr 37, 

poz. 325). 

Rozporządzenie Komisji UE NR 420/2011 z dnia 29 kwietnia 2011 r. zmieniające rozporządzenie 

(WE) nr 1881/2006 ustalające najwyższe dopuszczalne poziomy 

niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych. 

Ruszkowska M., Wojcieska-Wyskupajtys U. 1996. Mikroelementy – fizjologiczne 

i ekologiczne aspekty ich niedoborów i nadmiarów. Zesz. Prob. Post. Nauk Rolniczych 

434: 1–11. 

Sady W. 2001. Czynniki ograniczające zawartość azotanów i metali ciężkich w warzywach. 

Przem. Ferment. Owoc. i Warzyw 5: 21–23. 

Szwalec A., Mundała P., Telk M., Machański P. 2006. Ocena zawartości Cd, Pb, 

Zn, Cr w wybranych warzywach korzeniowych uprawianych w ogrodach działkowych 

Skawiny i Jasła. Zesz. Nauk. AR – Inż. Środ. Nr 26: 405–416. 

Wojciechowska-Mazurek M., Mania M., Starska K., Opoka M. 2010. Kadm 

w środkach spożywczych celowość obniżenia limitów. Przemysł spożywczy – żywność, 

żywienie, bezpieczeństwo zdrowotne. Tom 64: 45–48. 

40


Milena Truba*, Kazimierz Jankowski*,*Jacek Sosnowski* 

REAKCJA ROŚLIN NA stosowanie PREPARATów 

BIOLOGICZNYch 

THE plants REACTION On BIOLOGICAL PREPARATIONS 

treatment 

Słowa kluczowe: preparaty biologiczne, plon. 

Key words: biological preparations, yield. 

Streszczenie 

Istnieje wiele środków biologicznych, dopuszczonych przez IUNG do stosowania w gospodarstwach 

ekologicznych. W poniższej pracy przedstawiono przegląd znanych i stosowanych 

na polskim rynku biopreparatów takich jak: EM, Bactofil A, Phylazonit M, Bio-Algeen 

S90, Goëmar Goteo, Humistar oraz UGmax. Przedstawiono skład poszczególnych preparatów, 

badania były prowadzone w uprawach takich roślin jak: ziemniaki, marchew, pomidor 

drobnolistny, kukurydza, Festulolium brauni, pszenica ozima, kapusta pekińska, brokuły, 

oraz ich wpływ na różne rośliny uprawne i glebę. 

Summary 

A lot of biological preparations existence and is admited by IUNG to ecological farming. This 

study presented collected data about biopreparations in polish market like: EM, Bactofil A, 

Phylazonit M, Bio-Algeen S90, Goëmar Goteo, Humistar and UGmax. The influence of biopreparations 

on cultivate plant and soil was presented, as well as their composition and its 

functions. The study was leaded on: potatos, carrols, small-sized tomatos, maize, Festulolium 

brauni, spring wheat, Chinese cabbage and broccoli. 

* Mgr inż. Milena Truba, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr. inż. Jacek Sosnowski 

– Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, Wydział Przyrodniczy, 

Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08–110 Siedlce; 

e-mail: laki@uph.edu.pl 

41

Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski 

1. Wprowadzenie 

Dynamiczny rozwój rolnictwa ekologicznego jest zauważalny na całym świecie, 

zwłaszcza w Unii Europejskiej. W Polsce również nastąpił znaczny wzrost zainteresowania 

tą dziedziną rolnictwa, o czym świadczy zwiększająca się co roku liczba gospodarstw 

ekologicznych. W latach 2003–2010 liczba tego typu gospodarstw wzrosła z 2,3 tys. do 21 

tys. [MRiRW 2011]. W roku 2010 powierzchnia zajęta przez uprawy użytkowane zgodnie 

z przepisami o rolnictwie ekologicznym wyniosła około 519 tys. ha, co stanowi ok 3% powierzchni 

użytkowanej rolniczo w kraju [IJHARS 2011, GUS 2011]. 

Gospodarowanie metodami rolnictwa ekologicznego wyklucza miedzy innymi stosowanie 

chemicznych środków ochrony roślin czy łatwo rozpuszczalnych nawozów mineralnych, 

zastępując je nawozami naturalnymi (obornik i gnojówka) oraz nawozami organicznymi 

(komposty, nawozy zielone, resztki pożniwne) [Szwed 2009, Tyburski 2004]. Ma to na 

celu wytworzenie produktów wysokiej jakości, które powstały w procesie produkcji przyjaznej 

środowisku. 

Wraz z rosnącym zainteresowaniem gospodarstwami ekologicznymi i ich produktami, 

powstają liczne preparaty biologiczne dopuszczone do stosowania w tego typu gospodarstwach, 

spełniające rolę nawozu czy środka ochrony roślin. Preparaty te stosowane są nie 

tylko w gospodarstwach ekologicznych, ale także w wielu gospodarstwach tradycyjnych. 

Ciągły postęp w badaniach ukazuje konkurencyjność stosowania preparatów biologicznych 

w stosunku do konwencjonalnych rozwiązań. Dlatego też celem pracy prezentowanej 

w niniejszym artykule jest ocena efektywności działania różnych preparatów biologicznych 

stosowanych w uprawie różnych roślin. 

2. PREPARATY BIOLOGICZNE I ICH CHARAKTERYSTYKI 

Na rynku dostępnych jest wiele preparatów, które zawierają pożyteczne mikroorganizmy 

(EM, Bactofil A, Phylazonit M), wyciąg z glonów oraz alg morskich (Bio-Algeen S90, 

Goëmar Goteo), ekstrakt z humusu (Humistar, HumiPlant) i wiele innych preparatów doglebowych, 

w skład których wchodzą między innymi mikroorganizmy (UGmax). Wszystkie 

te środki, choć ich skład różni się, mają ten sam cel – poprawić właściwości fizyczne, chemiczne 

oraz biologiczne gleby, co przełoży się na plon w sposób jakościowy i ilościowy. 

W tabeli 1 przedstawiono skład preparatów biologicznych. Jak wynika z tej tabeli większość 

preparatów biologicznych zawiera następujące makro- i mikroelementy: azot, fosfor, 

potas, magnez, wapń, żelazo, sód, miedź i cynk, a także rzadziej występujące – kobalt, 

chrom czy selen. 

42

Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych 

Tabela 1. Skład preparatów biologicznych 

Table 1. Composition of biological preparations 

Środek 

Zawartość makro- i mikroelementów 

(g∙kg -1 ) 

N P K Mg Ca Mn 

Inne 

(g∙kg -1 ) 

UGmax 1,2 0,5 3,5 0,1 – 0,0003 Na – 0,2 

Bio-Algeen 0,2 0,06 0,96 0,21 3,1 0,0006 

HumiPlant – – 30 + + + 

Glony morskie 

i wodorosty 

B – 0,016 

Fe – 0,0063 

Cu – 0,0002 

Zn – 0,001 

Mo, Se, Co 

Kwasy 

huminowe – 120 

Kwasy fulwowe 

– 60 

Fe, S, B, Mo, 

Zn, Cu 

EM – – – – – – – 

Phylazonit M - - - - - - 

Bactofil A + + + + + – 

Goëmar 

– + + – – – 

Goteo 

Objaśnienia: – brak danych, + występuje w nieznanej ilości. 

Cd, Co, Cr, Cu, 

Hg, Ni, Pb, Se 

As, Cd, Co, Cr, 

Cu, Hg, Ni, Pb, 

Se 

Ascophyllum 

nodosum 

Miktoorganizmy 

Bakterie kwasu 

mlekowego, 

Bakterie fotosyntetyczne, 

Azotobacter, Pseudomonas, 

Drożdże, 

Promieniowce 

– 

– 

Bakterie fotosyntetyczne, 

Bakterie kwasu 

mlekowego, 

Drożdże, 

Azotobacter 

Azotobacter, Bacillus 

Azospirillum, Azotobacter, 

Bacillus, 

Pseudomonas, 

Streptomycs albus 

– 

Skład preparatów biologicznych Goëmar Goteo i Bio-Algeen prócz makro- i mikroelementów 

jest wzbogacony glonami morskimi, wodorostami i algami. W biopreparacie 

HumiPlant pierwiastki połączono z kwasami huminowymi i fulwowymi. Preparat EM zawiera 

przede wszystkim mikroorganizmy o pozytywnym oddziaływaniu na rośliny i glebę, 

występują w nim: bakterie kwasu mlekowego, bakterie fotosyntetyczne, Azotobacter oraz 

drożdże. Inne preparaty (UGmax, Phylazonit M, Bactofil A) zawierają dodatkowo Pseudomonas, 

Azospirillum, Bacillus, Streptomycs albus i promieniowce oraz wymieniane pierwiastki 

[Badura 2004, Dobrzański i in. 2008, Higa, Parr 1994, Kawka 2009, Sosnowski 

i Jankowski 2010, Sulewska, Ptaszyńska 2005]. 

43


Omawiane preparaty nazywano zamiennie preparatami biologicznymi, biopreparatami 

lub biostymulatorami. Jednym z tego typu środków jest użyźniacz glebowy UGmax, stanowiący 

ekstrakt z kompostu, który w składzie oprócz zestawu mikroorganizmów zawiera 

pożywkę ułatwiającą ich aktywację. Mikroorganizmom tym przypisuje się właściwości 

przetwarzające, kompostujące i humifikujące nawozy naturalne oraz organiczne, w celu 

wytworzenia próchnicy. Preparat ten między innymi poprawia strukturę gleby, co sprzyja 

retencji wody i łagodzi skutki suszy. Ponadto ogranicza zalewiska i podtopienia, zwiększa 

odporność i zdrowotność rośliny, wspomaga rozwój systemu korzeniowego oraz wiązanie 

wolnego azotu [Sulewska i in. 2009]. 

Preparaty oparte na technologii Efektywnych Mikroorganizmów (EM) są mieszanką 

około 80 pozytywnych organizmów, w skład których wchodzą bakterie fotosyntetyzujące, 

bakterie fermentacji kwasu mlekowego, promieniowce, drożdże, grzyby, a także mikroorganizmy 

beztlenowe. Jest to zespół starannie dobranych pod względem cech fizjologicznych 

organizmów, które wspomagają rozwój rośliny na ubogich glebach zdegradowanych 

[Badura 2004; Higa, Parr 1994]. Zwiększenie liczby pozytywnych mikroorganizmów w glebie 

przyspiesza proces mineralizacji węgla organicznego oraz humifikacji materii organicznej, 

a ponadto zwiększa przyswajalność składników pokarmowych z materii organicznej, 

co w konsekwencji poprawia żyzność i zdrowotność gleby [Daly, Stewart 1999]. 

W opracowaniu przedstawiono efekty działania różnych biopreparatów na wybrane rośliny 

uprawne. W końcowym etapie dokonano oceny porównawczej stopnia oddziaływania 

tych preparatów na testowane rośliny. 

3. REAKCJA ROŚLIN UPRAWNYCH NA PREPARATY BIOLOGICZNE 

Odpowiednia ochrona przed chorobami oraz szkodnikami ma znaczący wpływ na 

jakość i wielkość plonu. Przeprowadzono badania porównawcze efektywności i ochrony 

ziemniaków w systemie ekologicznym, integrowanym i konwencjonalnym. W systemie 

ekologicznym nawożenie przeprowadzono wyłącznie z użyźniaczem glebowym 

a odchwaszczenie przebiegło w sposób mechaniczny. System ten pod względem plonu 

ziemniaka wypadł najmniej korzystnie. Plon bulw ogółem w systemie uprawy ekologicznej 

wyniósł 10,3 t∙ha -1 w uprawie konwencjonalnej zaś 21,9 t∙ha -1 [Golinowska, Pytlarz-Kozicka 

2008]. 

Badania ekologicznej uprawy ziemniaka wykazały, że UGmax przynosi pozytywne 

efekty przy jednoczesnym stosowaniu go ze słomą oraz nawożeniem mineralnym (tab. 2). 

W porównaniu z kontrolą zastosowanie preparatu u UG spowodowało zwiększenie do 

7,1% plon bulw ziemniaków. Na obiekcie z użyźniaczem glebowym wzrosła o 17% zawartość 

próchnicy w glebie [Trawczyński, Bogdanowicz 2007]. 

44


Inne badania dowiodły, że zastosowanie omawianego preparatu przyczyniło się do 

wzrostu plonów bulw ziemniaka od 8,5% do 53,9% przy jednoczesnym ograniczeniu porażenia 

bulw parchem zwykłym i ryzoktoniozą [Zarzecka i in. 2011]. W innych doniesieniach 

zwiększenie produkcyjności stanowiło od 9,2% do 33% [Frąckowiak-Pawlak 2008]. 

Zasilanie gleby mikroorganizmami w zasiewach Festulolium brauni jak wynika z badań 

spowodowało istotny wzrost plonowania tego gatunku, ale największy przyrost biomasy 

(30%) w stosunku do obiektu kontrolnego uzyskano łącząc biopreparat z nawożeniem 

mineralnym [Sosnowski 2011]. 

Tabela 2. Wpływ użyźniacza glebowego oraz nawożenia mineralnego na plon bulw ziemniaka 

(t∙ha -1 ) z lat 2004–2006 [Trawczyński, Bogdanowicz 2007] 

Table 2. Influence of Soil Fertilizer and mineral fertilization on the potato tuber yield (t∙ha -1 ) in 

years 2004–2006 [Trawczyński, Bogdanowicz 2007] 

Dawka P i K (kg∙ha -1 ) 

Obiekt 

0 63,3 126,6 

Średnio 

Słoma (kontrola) 39,2 41,0 42,8 41,0 

Słoma + UG 42,8 44,0 45,0 43,9 

NIR 0,05 

1,7 1,4 

Wzrost plonu pod wpływem UG 3,6 3,0 2,2 2,9 

Procentowy wzrost plonu w porównaniu do kontroli 9,2 7,3 5,1 7,1 

Tabela 3. Plon biomasy nadziemnej (g s.m. ∙ pierścień -1 ) Festulolium braunii w zależności zastosowanego 

nawożenia i roku badań (suma pokosów) [Sosnowski 2011] 

Table 3. Yield of aboveground biomass (g DM ∙ ring -1 ) of Festulolium braunii in depended on 

used fertilization and study years (sum from moving) [Sosnowski 2011] 

Rok badań 

Nawożenie 

Kontrola NPK UG UG + NPK Średnia 

2008 69,96 80,03 79,43 95,00 81,10 

2009 77,80 103,73 98,80 105,38 96,43 

2010 63,09 97,56 101,07 99,92 90,41 

Średnia 70,28 93,86 93,10 100,10 89,31 

Efektywność stosowania użyźniacza glebowego i resztek pożniwnych w uprawie kukurydzy 

na ziarno i kiszonkę wzrosła o 9,4% w odniesieniu do plonu kukurydzy na ziarno w porównaniu 

do obiektu kontrolnego [Sulewska i in. 2009]. W uprawie kukurydzy na kiszonkę 

po zastosowaniu biopreparatu odnotowano 15,1-procentowej wzrost plonu. Stwierdzono 

spadek udziału kolb w świeżej i suchej masie surowca roślinnego [Sulewska i in. 2009]. 

45


Określono wpływ na plon kukurydzy Bactofilu A, Phylazonitu M oraz EM [Sulewska, 

Ptaszyńska 2005]. Phylazonit M oraz Bactofil A są to preparaty węgierskie, w skład 

których wchodzą szczepy bakterii glebowych wiążących wolny azot z powietrza (Azobacter, 

Azospirillum) oraz bakterie aktywujące uwsteczniony fosfor w glebie (Bacillus, Pseudomonas). 

Zmniejsza to zapotrzebowanie gleby na nawozy mineralne oraz ogranicza ich 

wymywanie do wód gruntowych [Sulewska, Ptaszyńska 2005]. 

Tabela 4. Plon ziarna (dt∙ha -1 ) po zastosowaniu Bactofil A w latach 2001 – 2003 [Sulewska, Ptaszyńska 

2005] 

Table 4. Grain yield (dt∙ha -1 ) after application of Bactofil A in 2001 – 2003 [Sulewska, Ptaszyńska 

Preparat 

A 

2005] 

Dawki nawożenia azotem (kg∙ha -1 ) 

B 

Średnio 

0 30 60 90 

Kontrola 73,27 78,12 77,97 76,05 76,35 

Bactofil A 71,88 76,99 75,91 75,77 75,14 

% kontroli 98,1 98,6 97,4 99,6 98,4 

A = 1,074 

NIR dla: B = 1,511 

A×B = r.n. 

Objaśnienie: r.n. – różnice nieistotne. 

Z danych przedstawionych w tabeli 4 wynika, że zastosowanie preparatu Bactofil 

A w uprawie kukurydzy spowodowało znaczący spadek plonowania ziarna bez względu 

na dawkę nawożenia azotem. 

Niewielki wzrost plonów odnotowano przy nawożeniu azotem i jednoczesnym zastosowaniu 

preparatów Phylazonit M oraz EM1, średnio o 1% w odniesieniu do obiektu 

kontrolnego. Wszystkie preparaty tylko nieznacznie wpłynęły na wzrost liczby ziaren 

w kolbie. Natomiast MTZ zwiększyła się jedynie przy zastosowaniu EM1 [Sulewska, Ptaszyńska 

2005]. 

Badania dotyczące biopreparatu Efektywne Mikroorganizmy (EM) nie wykazały istotnego 

wpływu jego stosowania na wzrost i plonowanie ziemniaków. Autorzy badań stwierdzili 

jednak korzystny wpływ EM na zużycie wody oraz fotosyntezę w roślinach ziemniaka 

[Pietkiewicz i in. 2004]. Udowodniono, że szczepienie gleby preparatem EM wpłynęło znacząco 

na zmniejszenie występowania ospowatości Rhizoctonia solani oraz parcha zwykłego 

Strep-tomyces scabies [Boligłowa 2005]. 

Efektywne Mikroorganizmy przyczyniły się do wzrostu plonu ziarna i słomy pszenicy 

jarej (tab. 5 i 6). Preparat ten w pierwszym wypadku został dostarczony roślinie przez moczenie 

nasion, w drugim zaś w sposób dolistny oraz doglebowo. Przy zastosowaniu EM 

stwierdzono również zwiększenie obsady kłosów oraz źdźbeł na jednostce powierzchni 

[Piskier 2006, Wielgosz i in. 2009]. 

46


Tabela 5. Wpływ moczenia nasion pszenicy jarej w EM na plon i jego strukturę (odmiana Torka) 

[Wielgosz i in. 2009] 

Table 5. The soaking effect of spring wheat (cv. Torka) seeds in EM on its crop yield and components 

[Wielgosz et al. 2009] 

Wyszczególnienie 

moczone w H 2 

O 

Nasiona 

moczone w EM 

1 2 3 

Plon ziarna (kg∙m -2 ) 0,65 1,14 

Plon słomy (kg∙m -2 ) 0,90 1,37 

Plon biomasy (kg∙m -2 ) 1,55 2,51 

MTZ (g) 27,80 31,80 

Tabela 6. Wpływ biostymulatorów i absorbentów glebowych na plonowanie pszenicy jarej [Piskier 

2006] 

Table 6. Influence of bio-stimulators and soil absorbents on spring wheat crop [Piskier 2006] 

Cecha 

Czynnik 

kontrola absorbent biostymulator 

Plon ziarna 47,36 31,24 58,30 r.n. 

Plon słomy 65,76 52,30 80,61 r.n. 

Objaśnienie: r.n. – różnice nieistotne. 

NIR 0,05 

W innych badaniach potwierdzono celowość zastosowania EM w uprawie pszenicy ozimej. 

Stosowanie tego biopreparatu było efektywne w ochronie roślin przed septoriozą Septoria 

nodorum i brunatną plamistością liści Drechslera tritici-repentis [Boligłowa, Gleń 2008]. 

Ekstrakty z glonów znalazły zastosowanie w rolnictwie i ogrodnictwie jako materia 

do produkcji biostymulatorów organicznych i organiczno-mineralnych [Blunden i in. 1997]. 

Głównym składnikiem tego typu preparatów jest koncentrat z alg (Ascophyllum nodosum) 

a także: fitohormony, aminokwasy, polisacharydy, kwasy tłuszczowe oraz mikroelementy 

i inne substancje czynne, stymulujące wzrost i rozwój rośliny. Produkty te zawierają dodatkowo 

fosfor i potas [Dobrzański i in. 2008, Kawka 2009]. 

Zastosowanie preparatu z alg morskich Goëmar Goteo w uprawie kapusty pekińskiej 

spowodowało wzrost plonu ogólnego z 76,06 t∙ha -1 (obiekt kontrolny) do 79,74 t∙ha -1 . 

Kapusta ta odznaczała się większymi liśćmi oraz ich liczbą w stosunku do kontroli [Kalisz 

2009]. 

Pozytywne oddziaływanie preparatów z alg stwierdzono także po zastosowaniu środka 

Bio-Algeen w postaci oprysku na pomidor drobnolistny. Dało to wzrost plonu handlowego 

i ogólnego (rys. 1). Preparat ten działał też korzystnie na plon buraka cukrowego, zwiększając 

plon korzeni oraz zawartość cukru w korzeniach, a także ograniczył występowanie 

chorób grzybowych na liściach rośliny [Szymczak-Nowak 2009]. 

47


Lata 

Rys. 1. Wpływ preparatu Bio-algeen na plon pomidora drobnolistnego w latach 2004–2006 

[Dobromirska i in. 2008] 

Fig. 1. The influece of Bio-algeen treatment on the yield of small-sized tomato in the years 

2004–2006 [Dobromirska et al. 2008] 

Nie stwierdzono istotnego wpływu preparatu Goëmar Goteo w połączeniu z Amino- 

Plant oraz samego Goëmar Goteo na plon handlowy w uprawie brokułu (tab. 7). Stwierdzono 

jednak przyrost masy oraz pędu, a także zwiększenie powierzchni blaszki liściowej 

u jednej odmiany [Grabowska, Kunicki 2009]. 

Tabela 7. Plon handlowy brokułu (t∙ha -1 ) w roku 2008 w zależności od traktowania rozsady oraz 

roślin w okresie wegetacji preparatami Goëmar Goteo i AminoPlant [Grabowska, Kunicki 

2009] 

Table 7. Marketable yield of broccoli (t∙ha -1 ) in 2008 depending on the treatment of transplants 

and plants during vegetation season with Goëmar Goteo and AminoPlant biostimulators 

[Grabowska, Kunicki 2009] 

Traktowanie roślin podczas wegetacji 

Traktowanie rozsady 

kontrola Goëmar Goteo Średnia 

Bez AminoPlant 21,24 22,71 21,98 

AminoPlant 21,66 19,32 20,49 

Średnia 21,45 21,02 – 

Duży asortyment preparatów humusowych opracowanych przez Instytut Uprawy Nawożenia 

i Gleboznawstwa w Puławach i dopuszczonych do stosowania w gospodarstwach 

ekologicznych stanowią kwasy huminowe i fulwowe, o różnej zawartości, w zależnie od 

producenta [Dobrzański i in. 2008]. 

48


Preparaty humusowe pozytywnie wpływają na siłę kiełkowania. Środek Humistar pozytywnie 

oddziaływał na przyrost świeżej masy siewek pszenicy [Szczepanek, Wilczewski 

2011]. W badaniach dotyczących marchwi i po zastosowaniu preparatu HumiPlant w połączeniu 

z AlgaminoPlantem nie stwierdzono istotnego wpływu biopreparatu na plon korzeni 

(tab. 8). Zauważalna była jedynie tendencja wzrostowa w porównaniu z obiektem kontrolnym 

[Dobrzański i in. 2008]. 

Tabela 8. Plony marchwi traktowanej preparatami AlgaminoPlant i HumiPlant [Dobrzański i in. 

2008] 

Table 8. The yield of carrots after AlgaminoPlant and HumiPlant treatments [Dobrzański et al. 

2008] 

Środek, dawka na ha 

Termin 

zabiegu 

Plon handlowy/przyrost w stosunku 

do kontroli (t∙ha -1 ) 

Udział plonu handlowego w plonie 

ogólnym (%) 

lata 

2006 r. 2007 r. średnia 2006 r. 2007 r. średnia 

HumiPlant – 05 l + T 2 

45,62 

HumiPlant – 30 l + T 1 

AlgaminoPlant – 1 l 

3,63 

T 

(4 zabiegi co 7–14 dni) 3 

-T 6 

AlgaminoPlant – 1 l 

(4 zabiegi co 7–14 dni) 

T 2 

-T 5 

45,94 

3,95 

85,64 

0,98 

87,40 

2,78 

65,63 

2,31 

66,67 

3,47 

85,5 94,3 89,9 

85,7 94,0 89,0 

Kontrola - 41,99 84,66 63,31 81,0 91,9 83,9 

Objaśnienia: T1 – po siewie; T2 – faza 1–2 liści marchwi; T3, T4, T5, T6 – co 7–14 dni od zabiegu T2. 

Syntetyczne dane przedstawiono w tabeli 9. Wynika z niej, że użyźniacz glebowy stosowany 

w uprawie ziemniaka, Festulolium brauni i kukurydzy przyniósł największe przyrosty 

plonu – około 54% w uprawie ziemniaka oraz 30% w uprawie Festulolium brauni. 

W zbożach stosowano również preparaty: Bactofil A oraz Phylazonit M i EM. Odziaływanie 

tych biopreparatów było różne, od obniżenia plonu kukurydzy w wyniku zastosowania 

Bactofil A do wzrostu o 43% plonów w uprawie pszenicy jarej w wyniku zastosowania preparatu 

EM. 

Wielokrotnie biopreparaty stosowano w uprawie takich warzyw, jak: kapusta pekińska, 

pomidor drobnolistny, brokuł i marchew. Najkorzystniejsze wyniki uzyskano w uprawie 

pomidora drobnolistnego (przyrost o 21,4%) w wyniku zastosowania biopreparatu 

Goëmar Goteo. Ten sam preparat natomiast zastosowany łącznie z HumiPlantem 

w uprawie brokułu spowodował obniżkę plonu prawie o 10%. Na uwagę zasługuje też, 

że te dwa preparaty stosowane oddzielnie powodowały przyrost plonu brokułu od około 

2% do 6,5%. 

49


Tabela 9. Sumaryczne zestawienie przyrostu plonu w % różnych roślin w stosunku do kontroli 

Table 9. The summary of yield increase in % of various crops in relation to control 

Gatunek 

rośliny 

Ziemniaki 

Festulolium 

brauni 

Kukurydza 

Pszenica 

jara 

Kapusta 

pekińska 

Pomidor 

drobnolistny 

+ 7,1 

[17] 

+53,9 

[18] 

+ 30 

[20] 

+9,4 

[14] 

UGmax 

Bactofil 

A Phylazonit 

M 

EM 

Biopreparaty 

Goëmar 

Goteo 

Amino 

Plant 

Goëmar 

Goteo 

+ 

Amino 

Plant 

Algamino 

Plant 

Algamino 

Plant + 

Humi- 

Plant 

x x x x x x x x 

x x x x x x x x 

-1,6 

[11] 

+1,0 [11] 

x x x 

+1,1 

[11] 

+43,0 

[25] 

+18,8 

[24] 

x x x x 

x x x x 

Brokuł x x x x 

x x x x x 

x x x x x 

+4,6 

[28] 

+21,4 

[29] 

+6,5 

[31] 

x x x x 

x x x x 

+1,9 

[31] 

Marchew x x x x x x x 

Objaśnienia: + wpływ dodatni, - wpływ ujemny, x – brak danych. 

-9,9 

[31] 

x 

+5,0 

[7] 

x 

+3,5 

[7] 

4. WNIOSKI 

1. Istnieje wiele biopreparatów o różnym składzie, zarówno mikrobiologicznym, jak i chemicznym, 

które są bardzo dobrą alternatywą dla środków chemicznych poprawiających 

plonowanie różnych roślin, a także znakomitym obiektem badań. 

2. Wyniki działania biopreparatów w uprawie różnych roślin były różne i uzależnione od 

rodzaju uprawy oraz składu biopreparatu. 

3. Zastosowane biopreparaty dały istotne zwyżki plonów niektórych warzyw, traw i zbóż. 

Preparaty zwiększały również zdrowotność roślin przez zwiększenie odporności na 

patogeny glebowe, co zwiększyło konsumpcyjną jakość plonów. 

50



BADURA L. 2004. Czy znamy wszystkie uwarunkowania funkcji mikroorganizmów w ekosystemach 

lądowych? Kosmos Problemy Nauk Biologicznych, t. 53 nr 3–4: 264–265; 

373–379. 

BLUNDEN G., JENKINS T., LIU Y.W. 1997. Enhanced leaf chlorophyll levels in plants treated 

with seaweed extract. J. Appl. Phycol. 8: 535–543. 

BOLIGŁOWA E. 2005. Ochrona ziemniaka przed chorobami i szkodnikami przy użyciu 

Efektywnych Mikroorganizmów (EM) z udziałem ziół. Wybrane zagadnienia ekologiczne 

we współczesnym rolnictwie. Red. Z. Zbytek PIMR, Poznań: 165–170. 

BOLIGŁOWA E., GLEŃ K. 2008. Assessment of effective microorganism activity (EM) in 

Winter wheat protection against fungal diseases. Ecological chemistry and engineering, 

vol. 15, No 1–2: 23–27. 

DALY M.J., STEWART D.P.C. 1999. Influence of „effective microorganisms” (EM) on vegetable 

production and carbon mineralization – a preliminary investigation. J. of Sustainable 

Agriculture, vol. 14(2/3): 15–25. 

DOBROMIRSKA R., MIKICIUK M., GUBAREWICZ K. 2008. Evaluation of cherry tomato 

yielding and fruit mineral composition after using of Bio-algeen S90 preparation. J. Elementol. 

13(4): 491–499. 

DOBRZAŃSKI A., ANYSZKA Z., ELKNER K. 2008. Reakcja marchwi na ekstrakty pochodzenia 

naturalnego z alg z rodzaju Sargassum AlgaminoPlant i z leonardytu HumiPlant. 

J. Res. Appl. Agr. Eng. 53(3): 53–58. 

FRĄCKOWIAK-PAWLAK K. 2008. Wpływ Użyźniacza Glebowego UGmax na wzrost plonów. 

Nasza Rola 1: 42. 

GOLINOWSKA M., PYTLARZ-KOZICKA M. 2008. Efektywność ekonomiczna ochrony 

ziemniaków w różnych systemach uprawy. Postępy w ochronie roślin 48 (1): 11–19. 

GRABOWSKA A., KUNICKI E. 2009. Wpływ wybranych biopreparatów na plonowanie 

brokułu w uprawie wiosennej. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych z.539: 

193–197. 

HIGA T., PARR J.F. 1994. Beneficial and effective microorganisms for a sustainable agriculture 

and environment. International Nature Farming Research Center Atami, Japan. 

KALISZ A. 2009. Efekty stosowania biostymulatora Goemar Goteo w jesiennej produkcji 

kapusty pekińskiej Brassica pekinensis RUPR. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk 

Rolniczych, z. 539: 281–289. 

KAWKA B. 2009. Goëmar Goteo w produkcji rozsady warzyw. Program poprawy jakości 

warzyw. Arysta LifeScience. 

PIETKIEWICZ S., KOŁPAK R., WIETRZYŃSKA A., ŁOBODA T., OSTROWSKA D. 2004. 

Wpływ efektywnych mikroorganizmów na wzrost i plonowanie ziemniaków rozmnażanych 

z mini bulw. Roczniki Glebowe t. 55, nr 1: 285–290. 

51


PISKIER T. 2006. Reakcja pszenicy jarej na stosowanie biostymulatorów i absorbentów 

glebowych. J. Res. Appl. Agr. Eng, vol. 51(2): 136–138. 

Plan Działań dla Żywności i Rolnictwa Ekologicznego w Polsce na lata 2011–2014. 

2011. MRiRW. 

Raport o Stanie Rolnictwa Ekologicznego w Polsce w latach 2009–2010. 2011. IJHARS. 

Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2010. 2011. GUS. 

SOSNOWSKI J. 2011. Wpływ użyźniacza glebowego na kształtowanie się biomasy nadziemnej 

Festulolium Brauni (K. Richt.) W: A. Camus. Łąkarstwo w Polsce 14: 115–125. 

SOSNOWSKI J. 2012. Reaction of Dactylis glomerata L., Festuca pratensis Huds. and 

Lolium perenne L. to microbiological fertilizer and mineral fertilization. Acta Sci. Pol., 

Agricultura 11(1): 91–98. 

SOSNOWSKI J., JANKOWSKI K. 2010. Wpływ użyźniacza glebowego na skład florystyczny 

i plonowanie mieszanek Festulolium Braunii z kończyną łąkową i lucerną mieszańcową. 

Łąkarstwo w Polsce 13: 157–166. 

SULEWSKA H., PTASZYŃSKA G. 2005. Reakcja kukurydzy uprawianej na ziarno na stosowanie 

preparatów mikrobiologicznych. Pamiętnik Puławski, z. 40: 271–285. 

SULEWSKA H., SZYMAŃSKA G., PECIO A. 2009. Ocena efektów stosowania użyźniacza 

glebowego UGmax w uprawie kukurydzy na ziarno i kiszonkę. J. Res. Appl. Agr. 

Eng. vol. 54(4): 120–125. 

SZCZEPANEK M., WILCZEWSKI E. 2011. Effect of humic substances on germination of 

wheat and barley under laboratory conditions. Acta Sci. Pol., Agricultura 10(1): 79–86. 

SZWED A. 2009. Próby kompostowania odpadów organicznych z wykorzystaniem szczepionki 

mikrobiologicznej. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z. 535: 

435–444. 

SZYMCZAK-NOWAK J. 2009. Wpływ biostymulatorów na zdrowotność i plonowanie buraka 

cukrowego. Postępy w Ochronie Roślin 49 (4): 2031–2037. 

TRAWCZYŃSKI C., BOGDANOWICZ P. 2007. Wykorzystanie użyźniacza glebowego 

w aspekcie ekologicznej uprawy ziemniaka. J. Res. Appl. Agr. Eng. vol. 52(4): 94–97. 

TYBURSKI J. 2004. Nawożenie i żyzność gleby w gospodarstwie ekologicznym. Materiały 

dla rolników. Krajowe Centrum Rolnictwa Ekologicznego – Regionalne Centrum Doradztwa 

Rozwoju Rolnictwa i Obszarów Wiejskich w Radomiu. Radom. 

WIELGOSZ E., DZIAMBA S., DZIAMBA J. 2009. Wpływ biopreparatu EM na plonowanie 

pszenicy jarej oraz mikroorganizmy glebowe. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk 

Rolniczych, z. 542: 593–601. 

ZARZECKA K., GUGAŁA M., MILEWSKA A. 2011. Oddziaływanie Użyźniacza Glebowego 

UGmax na plonowanie ziemniaka i zdrowotność roślin. Postępy w Ochronie Roślin 

51(1): 153–157. 

52


Kazimierz Jankowski*, Jacek Sosnowski*, Jolanta Jankowska*, 

Wiesław Czeluściński* 

WPŁYW GŁĘBOKOŚCI UMIESZCZENIA HYDROŻELU W PODŁOŻU 

ORAZ RODZAJU OKRYWY GLEBOWEJ NA JAKOŚĆ MURAW 

TRAWNIKOWYCH 

EFFECT OF THE SUBSOIL KIND AND SOIL COVER ON THE QUALITY 

OF TURF LAWNS 

Słowa kluczowe: jakość muraw, hydrożel, rodzaj okrywy glebowej, trawniki. 

Key words: turf quality, hydrogel, kind of soil cover, lawns. 

Streszczenie 

Zastosowanie w podłożach superabsorbentów, zwanych także hydrożelami, przyczynia się 

do znacznej oszczędności wody. Celem pracy jest ocena jakości różnych muraw trawnikowych 

w zależności od głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy 

glebowej. 

Badania oparto na dwóch doświadczeniach polowych założonych w trzech powtórzeniach 

i prowadzonych w układzie split-plot. Jednostką doświadczalną było poletko o powierzchni 

1m 2 . 

Pierwsze doświadczenie dotyczyło trawnika monokulturowego. W siewie czystym badano 

cztery gatunki traw gazonowych. W drugim doświadczeniu wysiano cztery mieszanki tych 

samych gatunków traw. W każdej mieszance wysiano jeden gatunek trawy jako dominującego 

(40%) mieszanki, każdy zaś z pozostałych trzech gatunków stanowił 20% mieszanki. 

I tak: M 1 – życica trwała 40%; M 2 – kostrzewa czerwona 40%; M 3 – wiechlina łąkowa 

40%; M 4 – mietlica pospolita 40%. 

* Prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr Jacek Sosnowski, dr inż. Wiesław Czeluściński – 

Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, dr inż. Jolanta Jankowska – Pracownia 

Agrometeorologii i Podstaw Melioracji, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny 

w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; e-mail: laki@uph.edu.pl 

53

Kazimierz Jankowski i in. 

W każdym z doświadczeń zastosowano następujące czynniki badawcze: 

1) rodzaj podłoża: 

a) bez hydrożelu, „ 0”– kontrola, 

b) z dodatkiem hydrożelu umieszczonego na głębokościach: 5cm; 10 cm i 15cm; 

2) okrywa glebowa: 

a) gleba uprawna –(P), 

b) torf ogrodniczy–(T). 

Jakość badanych muraw trawnikowych zależała głównie od składu gatunkowego murawy 

trawnikowej oraz od rodzaju podłoża glebowego. Wszystkie murawy trawnikowe najlepszą 

jakość miały przy umieszczeniu hydrożelu w podłożu na głębokości 5 i 10 cm. Rodzaj okrywy 

glebowej nie miał istotnego wpływu na badaną cechę. 

Summary 

Application of superabsorbents in the subsoil, also called hydrogels, contributes to significant 

water savings. Evaluation of quality of different turf lawns depending on the depth of 

the hydrogel in the subsoil and the type of soil cover was the aim of this study. 

There were carried out two field experiments, which were established in triplicate, and conducted 

in a split-plot system. The experimental unit was a plot with an area of 1m 2 . 

The first experiment was a lawn where were studied four species of lawn grasses sown as 

monocultures. In the second experiment were used four mixtures of the same grass species. 

In each mixture was applied one grass species as the dominant (40%) and the other 

three species accounted for 20%. There were: M 1 – 40% Perennial ryegrass, M 2 – 40% 

Red fescue, M 3 – Kantucky bluegrass 40%; M 4 – 40% Common bent. 

In each experiment, the following research factors were applied: 

1) the type of subsoil: 

a) without hydrogel - “0”, control, 

b) with the addition of hydrogel placed at a depth: 5cm, 10cm and 15cm; 

2) Soil cover: 

a) cultivation soil – (P), 

b) horticultural peat – (T). 

The quality of studied turf lawns depended mainly on lawn grass species composition and 

the kind of subsoil. All tested turf lawns the best quality achieved by placing the hydrogel in 

the ground at a depth of 5 and 10 cm. The type of soil cover had no significant effect on the 

value of this feature. 

54

Wpływ głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy glebowej... 


W ostatnich latach susze, a co za tym idzie niedobory wody, są coraz częstsze i trwają 

znacznie dłużej. Zmieniający się klimat stawia przed światem nauki wymagania dotyczące 

rozwiązania tego problemu. Stosowanie nowoczesnych systemów nawodnieniowych 

nie jest bowiem rozwiązaniem doskonałym. Przeważnie są to urządzenia bardzo kosztowne 

i nie każde gospodarstwo stać na taką inwestycję. Konieczne było zatem szukanie innych 

rozwiązań. Zastosowanie w podłożach superabsorbentów, zwanych także hydrożelami 

przyczynia się do znacznej oszczędności wody. Hydrożele są to związki chemiczne 

zdolne do zatrzymywania znacznej ilości wody i łatwego udostępniania jej roślinom [Martyn 

i Onuch-Amborska 1993]. Pęcznieją one pod wpływem wody, tworząc galaretowaty 

żel, kurczą się natomiast do objętości wyjściowej w chwili oddawania tej wody roślinom. 

Jakość muraw trawnikowych zależy w dużym stopniu od częstego podlewania, a co za tym 

idzie od wydatków związanych z utrzymaniem muraw trawnikowych [Jankowski i in. 2010, 

2011a – d, Wolski 2003]. 

Dodanie hydrożelu do podłoża glebowego [Łuczak 1995] zwiększa jego pojemność 

wodną do tego stopnia, że możliwe jest ograniczenie nawodnienia nawet o 70%. W wyniku 

cyklicznego procesu pęcznienia i kurczenia się substancji czynnej zwiększa się porowatość 

gleby i jej napowietrzenie [Sady, Domagała 1995]. 

Hydrożel stosowany w podłożu trawników wzbudził zainteresowania wśród wielu autorów 

[Eliot 1992, Austin i Bonderik 1992, Fontano i Bilderback 1993]. Hydrożele produkowane 

są głównie w USA, Japonii oraz w Europie Zachodniej, chociaż inne kraje, w tym Polska, 

również mają swój udział w ich produkcji [Michalak i Hetman 2002]. 

Celem tego opracowania jest ocena jakości różnych muraw trawnikowych zarówno 

w zależności od głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu, jak i od rodzaju okrywy 

glebowej. 

2. MATERIAŁY I METODY 

W roku 2007 na terenie obiektu doświadczalnego Uniwersytetu Przyrodniczo - Humanistycznego 

w Siedlcach rozpoczęto badania dotyczące stosowania hydrożelu w celu 

ograniczenia zapotrzebowania i zużycia wody do nawodnień. Doświadczenia były prowadzone 

do 2009 roku. 

Badania były oparte na dwóch doświadczeniach polowych założonych w trzech powtórzeniach 

i prowadzonych w układzie split-plot. Jednostką doświadczalną było poletko 

o powierzchni 1m 2 . 

Pierwsze doświadczenie dotyczyło trawnika monokulturowego, gdzie w siewie czystym 

badano cztery gatunki traw gazonowych (tab. 1). 

55


Tabela 1. Monokultury traw zastosowane w doświadczeniu 

Table 1. Monocultures of grasses used in the experiment 

Oznaczenie 

monokultury 

Gatunek trawy 

Odmiana 

Wysiew nasion 

[g/1m 2 ] 

G1 Życica trwała Inka 3,10 

G2 Kostrzewa czerwona Nil 3,90 

G3 Wiechlina łąkowa Alicja 2,40 

G4 Mietlica pospolita Tolena 1,10 

W drugim doświadczeniu zastosowano cztery zaprojektowane mieszanki tych samych 

gatunków traw – M1, M2, M3 i M4. W każdej mieszance 40% stanowił jeden gatunek trawy, 

jako dominujący, a trzy pozostałe gatunki stanowiły natomiast w mieszance po 20%. Jako 

gatunki dominujące stosowano: M1: życicę trwałą (40%); M2: kostrzewę czerwoną (40%); 

M3: wiechlinę łąkową (40%); M4: mietlicę pospolitą (40%). 

W każdym z doświadczeń zastosowano następujące czynniki badawcze: 

1) rodzaj podłoża: 

a) bez hydrożelu – „0” kontrola, 

b) z dodatkiem hydrożelu umieszczonego na głębokościach: 5 cm; 10 cm i 15 cm; 

2) okrywa glebowa: 

a) gleba uprawna (P), 

b) torf ogrodniczy (T); 

3) lata badań: 2007–2009. 

Hydrożel zastosowano w ilości 50g/m 2 w wierzchniej warstwie gleby na głębokości 

5; 10 i 15 cm. Nasiona wysiano pod koniec kwietnia 2007 roku. Po wysiewie nasion traw 

powierzchnię gleby przysypano w sposób losowy cienką warstwą torfu ogrodniczego lub 

gleby uprawnej. 

W latach 2007–2009 dokonano oceny wybranych cech użytkowych traw gazonowych 

[Prończuk 1993, Domański 1997], decydujących o jakości muraw trawnikowych, m.in. 

oceniano kolorystykę, zadarnienie, ogólny aspekt, przezimowanie i doskonałość liścia. 

Stosowano dziewięciostopniową skalę bonitacyjną, w której cyfra 9 oznaczała największą 

wartość cechy. Cechy użytkowe oceniano raz w miesiącu (w dniach 15–20 każdego miesiąca), 

przez cały okres wegetacyjny, od maja do października włącznie. 

Doświadczenia zostały przeprowadzone na glebie zaliczanej do działu gleb antropogenicznych, 

rzędu kulturoziemnych, typu hortisoli, wytworzonej z piasku słabo 

gliniastego. Badaną glebę charakteryzował odczyn zasadowy, duża zawartość magnezu 

(8,4 mg Mg /100 g) i fosforu (90 mg P 2 

O 5 

/100 g) oraz mała zawartość potasu 

(19 mg K 2 

O/100g). 

56


W badaniach wykorzystano zmienność czynników meteorologicznych, które miały 

wpływ na przebieg wegetacji oraz rozwój roślin w latach 2007–2009, na podstawie których 

obliczono współczynnik hydrotermiczny Sielianinowa [Bac i in. 1993]. Wartość tego współczynnika 

przedstawiono w tabeli 2. 

Tabela 2. Współczynnik hydrotermiczny Sielianinowa w poszczególnych miesiącach okresu 

wegetacyjnego 2007–2009 

Table 2. Hydrometrical Sielianinow indexes (K) in individual months of vegetation seasons of 

2007–2009 

Lata 

Miesiące 

IV V VI VII VIII IX X 

2007 0,24 0,40 0,32 0,37 0,16 0,51 0,20 

2008 0,30 0,67 0,28 0,37 0,40 0,51 0,01 

2009 0,07 0,53 0,92 0,13 0,45 0,17 1,45 

Poszczególne wartości współczynnika hydrotermicznego oznaczają: 

1) do 0,5 – silną posuchę, 

2) 0,51 – 0,69 – posuchę, 

3) 0,70 – 0,99 słabą posuchę, 

4) > 1 – brak posuchy. 

W roku założenia doświadczenia (2007) wartości współczynnika hydrotermicznego 

Sielianinowa wskazują na silną posuchę w miesiącach od kwietnia do października. 

W okresie wegetacyjnym dominowała silna posucha. W roku 2008, w miesiącach kwiecień, 

czerwiec, lipiec, sierpień i październik, stwierdzono silną posuchę, a w roku 2009 silna 

posuchę odnotowano w miesiącach kwiecień, lipiec, sierpień oraz wrzesień. 

Uzyskane wyniki badań poddano analizie statystycznej, przeprowadzając analizę wariancji. 

W odniesieniu do istotnych źródeł zmienności (czynników i interakcji) szczegółowo 

porównano średnie testem Tukey’a, przy poziomie istotności P ≤ 0,5 [Trętowski i Wójcik 

1992]. 

3. WYNIKI BADAŃ 

Analiza współczynników korelacji wykazała, że największy wpływ na ogólny aspekt 

(OA) miało przezimowanie (tab.3). W badanych murawach trawnikowych zależność tej cechy 

koncentrowała się wokół r = 0,72. Na kolejnym miejscu ważności znalazło się zadarnienie 

(r = 0,66) oraz kolorystyka (r = 0,64). Z kolei w badaniach Prończuka i in. [1997], największy 

wpływ na ogólny aspekt murawy miało zadarnienie, a na drugim miejscu powolne 

ich odrastanie. Najmniejszy istotny wpływ miała doskonałość liścia (r = 0,36). Wyniki te 

znalazły potwierdzenie również w badaniach innych autorów [Prończuk i in. 1997]. 

57


Oceniając poszczególne współczynniki korelacji można stwierdzić, że na ogólny 

aspekt muraw trawnikowych w wyższym stopniu oddziaływało zadarnienie monokultur niż 

mieszanek, odwrotnie jak w razie przezimowania. Z kolei kolorystyka muraw mieszankowych 

w większym stopniu wpływała na aspekt wizualny trawników niż kolorystyka gazonów 

monokulturowych. Analiza współczynników korelacji wykazała, że istnieją różnice – 

zarówno gatunkowe, jak i mieszankowe – zależności ogólnego aspektu od przezimowania 

i zadarnienia muraw. Określenie współczynników korelacji pozwoliło na syntetyczne ujęcie 

jakości badanych muraw (wskaźnik Q) i skonstruowanie następującej formuły: 

, 

gdzie: 

Za – zadarnienie, 

DL – doskonałość liścia, 

Prz – przezimowanie, 

K – kolorystyka. 

Zdaniem Laudańskiego i in. [2004] zgromadzone wieloletnie wyniki oceny muraw 

trawnikowych stanowią z jednej strony obszerny materiał umożliwiający obiektywną ocenę 

wartości gatunków lub odmian, z drugiej strony jednak stwarzają duże kłopoty przy 

wnioskowaniu o ich przydatności. Opierając się na ogólnej średniej z obserwacji trudniej 

jest wytypować gatunki (odmiany) bezwzględnie najlepsze, ponieważ uzyskane wyniki są 

obciążone zmiennością w sezonach i latach, są także powiązane z innymi cechami, np. 

podatnością na choroby [Prończuk i in. 1997, 2003, Prończuk 2002]. Z tego powodu proponuje 

się opracowanie formuł syntetycznego ujęcia niektórych cech, co pozwala przeprowadzić 

całościową ocenę jakości badanych muraw. 

Według Prończuka i in. [1997] wyliczony wskaźnik jakości darni mieścił się w granicach 

od 6,1 do 8,6. Z danych zestawionych w tabeli 3 wynika, że z badanych monokultur 

trawnikowych najwyższą jakość murawy posiadał trawnik kostrzewy czerwonej (7,3 o ) 

a najniższą wiechliny łąkowej (4,0 o ). 

Analiza statystyczna wykazała również istotną zależność jakości muraw między 

wszystkimi badanymi monokulturami. Uwzględniając rodzaj podłoża glebowego wykazano, 

że murawy monokulturowe najwyższą jakość uzyskały na obiekcie z hydrożelem 

umieszczonym na głębokości 5 cm (6,4 o ) i nieco gorszą (6,3 o ) przy głębokości umieszczenia 

hydrożelu wynoszącej 10 cm. W badaniach tych wykazano istotny wpływ współdziałania 

rodzaju monokultury i rodzaju podłoża glebowego. Z analizy tej wynika, że najwyższą 

jakość (7,8 o ) uzyskała murawa kostrzewy czerwonej uprawiana na obiektach z hydrożelem 

umieszczonym na głębokości 5 cm. Najniższą jakość uzyskały natomiast murawy wszystkich 

badanych gatunków traw uprawianych na obiektach z hydrożelem na głębokości 15 

cm. W ocenie tej wykazano, że rodzaj okrywy glebowej nie miał istotnego wpływu na jakość 

badanych muraw trawnikowych. Jedynie istotny okazał się wpływ współdziałania ro- 

58


dzaju okrywy i rodzaju monokultury. Z przeprowadzonych badań wynika, że niezależnie 

od rodzaju podłoża najwyższą jakość uzyskały murawy kostrzewy czerwonej (7,3°), a najniższą 

wiechliny łąkowej (4,0°). Analizując mieszanki trawnikowe można stwierdzić, że najwyższą 

jakość murawy (7,7°) uzyskano stosując mieszankę M2, z dominacją kostrzewy 

czerwonej. Najgorsza jakość murawy (5,2°), istotnie niższa od pozostałych muraw, charakteryzowała 

murawę mieszanki M3, z dominacją wiechliny łąkowej. 

W omawianych badaniach wykazano także istotne różnice w jakości muraw w zależności 

od rodzaju podłoża glebowego. Najwyższą jakość (7,3°) w porównaniu do jakości 

murawy na obiekcie kontrolnym uzyskały murawy mieszanek uprawianych na podłożu, 

w którym głębokość umieszczenia hydrożelu wynosiła 10 cm. 

Wprowadzenie hydrożelu do podłoża powodowało istotną poprawę jakości muraw 

mieszankowych (niezależnie od głębokości jego umieszczenia). Również istotne okazało 

się współdziałanie rodzaju mieszanki i głębokości umieszczenia hydrożelu. Najwyższą 

jakość murawy (8,5°) uzyskała mieszanka M2 z dominacją kostrzewy czerwonej, uprawiana 

na podłożu, w którym głębokość umieszczenia hydrożelu wynosiła 10 cm. Jakość tej 

murawy była istotnie wyższa niż murawy tej mieszanki uprawianej na obiekcie kontrolnym 

(6,8°), czy też na podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 15 cm (7,1°). 

Na uwagę zasługuje fakt, że na obiekcie kontrolnym wszystkie murawy badanych mieszanek 

trawnikowych miały istotnie gorszą jakość niż na obiektach z podłożem hydrożelowym. 

W badaniach wykazano ponadto, że rodzaj zastosowanej okrywy glebowej nie powodował 

istotnego zróżnicowania jakości tych muraw. Istotne okazało się jedynie współdziałanie 

rodzaju okrywy glebowej i rodzaju mieszanki trawnikowej. Najlepsza jakość odznaczała 

mieszankę M2, z dominacją kostrzewy czerwonej (7,8°), uprawianą na obiekcie 

z okrywą z gleby uprawnej, najniższa zaś (5,1°) mieszankę M3 z dominacją wiechliny łąkowej, 

uprawianą pod tym samym rodzajem okrywy co mieszanka M2. 

Tabela 3. Współczynniki korelacji zależności między ogólnym aspektem a innymi cechami 

użytkowymi traw gazonowych 

Table 3. Correlation indexes of dependence between general aspect and the other features of 

lawn grasses 

Monokultury gatunków traw 

Mieszanki gatunków traw 

G1 G2 G3 G4 M1 M2 M3 M4 

Średnia 

N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=192 

Za 0,79* 0,54* 0,67* 0,50* 0,53* 0,57* 0,31* 0,49* 0,66* 

Prz 0,37* 0,66* 0,29* 0,80* 0,46* 0,93* 0,42* 0,66* 0,72* 

Dl n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. 0,34* n.i. 0,36* 

K 0,34* 0,62* 0,49* 0,16* 0,45* 0,59* 0,84* 0,29* 0,64* 

Objaśnienia: n.i – zależność nieistotna statystycznie, * – istotne przy p=0,05, N – wielkość próby, G1–G4 

– jak w tab. 1; M1 – mieszanka z dominacją życicy trwałej; M2 – mieszanka z dominacją kostrzewy czerwonej; 

M3 – mieszanka z dominacją wiechliny łąkowej; M4 – mieszanka z dominacją mietlicy pospolitej. 

59


Tabela 4. Syntetyczna ocena jakości badanych muraw trawnikowych (w skali 9 punktowej) 

w zależności od rodzaju podłoża oraz okrywy glebowej (średnio z lat 2007–2009) 

Table 4. Synthetic estimation of quality of turf lawns (in 9 0 scale) in depend on kind of subsoil 

GUH 

w cm 

and kind of soil cover (average from 2007–2009) 

Monokultura 

Rodzaj podłoża 

Mieszanka 

G1 G2 G3 G4 Średnie M1 M2 M3 M4 Średnie 

„0” 5,8 7,2 3,4 5,7 5,5 6,5 6,8 4,2 5,9 5,9 

5 6,4 7,8 4,4 7,1 6,4 7,6 8,4 5,5 7,0 7,1 

10 6,6 7,3 4,4 7,0 6,3 7,7 8,5 5,8 7,2 7,3 

15 5,8 7,1 3,8 6,5 5,8 6,9 7,1 5,2 7,1 6,6 

Rodzaj okrywy glebowej 

Rodzaj P 6,1 7,3 4,0 6,6 6,0 7,2 7,8 5,1 6,8 6,7 

okrywy T 6,2 7,3 4,0 6,6 6,0 7,2 7,6 5,2 6,8 6,7 

Średnia 6,1 7,3 4,0 6,6 7,2 7,7 5,2 6,8 

NIR ≤ 0,05 

dla: 

Monokultura (A): - 0,43 

GUH (B): - 0,27 

Rodzaj okrywy (C): - n.i. 

Współdziałanie: 

(BxA): - 0,46 

(CxA): - 0,41 

NIR ≤ 0,0 

dla: 

Mieszanka (A): - 0,39 

GUH (B): - 0,19 

Rodzaj okrywy (C): - n.i. 

Współdziałanie: 

(BxA): - 0,45 

(CxA): - 0,37 

Objaśnienia: GUH – głębokość umieszczenia hydrożelu; n.i. – zależność nieistotna statystycznie. 

Z badań Prończuka i in. [1997] wynika, że wartości 5–6° w stosowanej skali należy 

uznać przy ocenie odmian za wynik zadowalający, a oceny 3–4° za często spotykane 

w okresach działania stresów (susza, choroby, mróz i inne). Najwyższe oceny, 8–9°, zdarzają 

się sporadycznie, jedynie w okresach najbardziej sprzyjających pod względem termiczno-wilgotnościowym 

i eksploatacyjnym rozwojowi traw. 

Nawiązując do uzyskanych wyników badań (tab.4) można stwierdzić, że wartość najwyższą 

według stosowanej skali uzyskała mieszanka M2 z dominacją kostrzewy czerwonej 

uprawiana na podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 5 i 10cm. Najgorszą 

jakość posiadała murawa wiechliny łąkowej uprawiana w siewie czystym lub w mieszance 

M3, niezależnie od rodzaju podłoża czy okrywy glebowej. 

4. WNIOSKI 

1. Analiza współczynników korelacji wykazała, że największy wpływ na aspekt ogólny 

badanych muraw trawnikowych miały w kolejności przezimowanie, kolorystyka, zadarnienia 

i w mniejszym stopniu doskonałość (smukłość liścia). 

2. Stwierdzono, że istnieją zarówno gatunkowe, jak i mieszankowe różnice zależności 

ogólnego aspektu muraw od ocenianych cech. 

60


3. Jakość muraw trawnikowych zależała głównie od rodzaju murawy i zastosowanego 

podłoża glebowego. Najlepsza jakość odznaczała murawy kostrzewy czerwonej wysianej 

zarówno w siewie czystym, jak i w mieszance z jej dominacją. 

4. Niezależnie od rodzaju murawy najlepszą jakość miały te murawy, które założono na 

podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 5 i 10cm. Rodzaj okrywy glebowej 

(gleba uprawna lub torf ogrodniczy) nie miał natomiast żadnego wpływu na poprawę 

jakości badanych muraw trawnikowych – zarówno monokulturowych, jak i mieszankowych. 


AUSTIN M., BONDERIK K. 1992. Hydrogel as a field medium amendment for blueberry 

plants. Hort Science 27: 973–974. 

BAC S., KOŹMIŃSKI C., ROJEK M. 1993. Agrometeorologia. PWN, Warszawa. 

DOMAŃSKI P. 1992. System badań i oceny traw gazonowych w Polsce. Biuletyn IHAR, 

183: 251–263. 

DOMAŃSKI P. 1998. Metodyka badań wartości gospodarczej odmian (WGO) roślin uprawnych. 

COBORU, Słupia Wielka. Wyd. I: 1–33. 

ELIOT G.C. 1992.Inhibition of water by rockwool-peat container media amended with hydrophilic 

gel or welting agent. Journal of American. Society for Horticultural Science 

117 (5): 757–761. 

FONTANO W.C., BILDERBACK T.E. 1993.Impact of hydrogel on physical properties of coarse-structured 

horticultural substrates. Journal of the American Society for Horticultural 

Science 118 (2): 217–222. 

JANKOWSKI K, KOLCZAREK R, CIEPIELA G. 1999. Ocena wybranych gatunków traw 

gazonowych uprawianych ekstensywnie. ZN AR Szczecin 75: 147–152. 

JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J., CIEPIELA G. A. 2010. Wpływ hydrożelu 

na początkowy rozwój muraw trawnikowych oraz estetykę ich w latach użytkowania. 

Jour. of Agric. Applic. Eng. Vol. 55(2): 36–41. 

JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J. 2011a. Wpływ hydrożelu i rodzaju 

nawozu mineralnego na zadarnienie muraw trawnikowych o zróżnicowanym udziale 

życicy trwałej. Fol. Pom. Univ. Techn. Stetin, Agricultura 286(18): 13–22. 

JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J., SOSNOWSKI J. 2011b. Wpływ 

hydrożelu oraz różnych rodzajów nawozów na tempo odrostu runi trawników założonych 

na bazie życicy trwałej. Woda, środowisko, obszary wiejskie. T.11, 2(34): 

73–82. 

JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J., SZCZYKUTOWICZ A. 2011c. Zadarnienie muraw trawnikowych 

założonych na bazie kostrzewy czerwonej przy zastosowaniu hydrożeli 

w podłożu. Wiadomości Mel. i Łąk. 2: 89–92. 

61


JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J., JANKOWSKA J. 2011d. Effect of Hydrogel and different 

types of fertilizers on the numer of turf shoots In lawns created by monocultures 

of red fescue (Festuca rubra L.) Cultivars and its mixtures. Acta Agrobotanica. Vol . 

64(3): 109–118. 

LAUDAŃSKI Z., PROŃCZUK M., PROŃCZUK M. 2004. Propozycja syntezy cech użytkowych 

w ocenie wartości trawnikowej odmian Festuca spp. Biuletyn IHAR Nr 233: 

181–192. 

ŁUCZAK P. 1995.Zastosowanie superabsorbentów w rolnictwie. Poradnik gospodarski nr 

3, 38. 

MARTYN W., ONUCH-AMBORSKA J. 1993. Ocena tempa wysychania podłoży ogrodniczych 

w zależności od udziału w nich hydrożelu. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 461: 

291–298. 

MICHALAK B., HETMAN J. 2002. Hydrożele jako składniki podłoży ogrodniczych stosowane 

w produkcji rozsady jednorocznych roślin kwietnikowych. Zesz. Prob. Post. Nauk 

Roln. 485: 217–229. 

PROŃCZUK S. 1993. System oceny traw gazonowych. Biuletyn IHAR Radzików: 127–132. 

PROŃCZUK S., PROŃCZUK M., ŻYŁKA D. 1997. Metody syntetycznej oceny wartości 

użytkowej traw gazonowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 451: 125–133. 

PROŃCZUK S. 2002. Uwarunkowania technologiczne w uprawie i ocenie trawników. 

Przeg. Nauk. Inż. i Kszt. Śr. (24): 70–78. 

PROŃCZUK M., LAUDAŃSKI Z., PROŃCZUK S. 2003. Porównanie gatunków i odmian 

Festuca ssp. w wieloletnim użytkowaniu trawnikowym. Biuletyn IHAR: 225, 239–257. 

SADY W., DOMAGAŁA I. 1995.Ekożel MI może być przydatny do zakładania trawników. 

Ogrodnictwo I: 26–27. 

TRĘTOWSKI J., WÓJCIK A.R. 1992. Metodyka doświadczeń rolniczych. WSR-P Siedlce. 

WOLSKI K. 2003. Znaczenie traw w życiu człowieka i ochronie środowiska. Polskie Towarzystwo 

Nauk Agronomicznych, Wrocławskie Towarzystwo Naukowe: 1–10. 

62


Artur Szwalec*, Paweł Mundała* 

ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn i Cu W GLEBACH WYBRANYCH PARKÓW 

MIEJSKICH KRAKOWA 

CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN SOIL OF SELECTED PARKS OF 

CITY OF KRAKóW 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, gleba, parki miejskie, Kraków. 

Key words: heavy metals, topsoil, city parks, Kraków. 

Streszczenie 

W pracy dokonano oceny zawartości Cd, Pb, Zn i Cu w powierzchniowej warstwie (0–0,20 

m) gleb dziewięciu wybranych parków miejskich Krakowa. Oznaczenie wyżej wymienionych 

metali w zebranym materiale glebowym po mineralizacji na mokro wykonano metodą 

atomowej spektrometrii absorpcyjnej FASA, na aparacie Solaar M6 firmy Unicam. Zanieczyszczenie 

ołowiem stwierdzono w glebach Parku Krakowskiego i Parku Jordana, cynk 

w ponadnormatywnych wartościach według rozporządzenia Ministra Środowiska [2002], 

występował w glebie Parku Krakowskiego. Gleby w Parkach: Wyspiańskiego, Bednarskiego 

i Jerzmanowskich wykazywały naturalną zawartość wszystkich badanych metali. 

Summary 

Contents of Cd, Pb, Zn and Cu in topsoil of nine Kraków City parks were determinated. Soli 

samples were mineralized on wet method. Metals were determinated on FAAS, Solaar M6. 

Lead contamination was stated in soil of Krakowski and Jordan Parks. Zinc concentration in 

Krakowski Park didn’t fulfil Regulation of Ministry of Environment [2002]. On the other hand 

soil in Parks: Wyspianski, Bednarski or Jerzmanowskich had natural metal concentrations 

of all examined metals. 

* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała – Katedra Ekologii, Klimatologii i Ochrony 

Powietrza – Wydział Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Rolniczy im. 

H. Kołłątaja w Krakowie, Al. A. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; tel.: 607 76 20 35; 

e-mail: rmszwale@cyf-kr.edu.pl, rmmundal@cyf-kr.edu.pl 

63



W ciągu ostatnich dziesięcioleci nastąpił dynamiczny rozwój cywilizacji, w wyniku, którego 

równowaga ekologiczna w przyrodzie i gospodarce uległa zakłóceniu. Rozwój przemysłu, 

komunikacji oraz rolnictwa przyczynia się do nadmiernego nagromadzenia pierwiastków 

śladowych w glebach oraz roślinach. Niezależnie od źródła, z którego pochodzą 

metale ciężkie, po dostaniu się do gleby bardzo szybko stają się one jednym z elementów 

łańcucha pokarmowego człowieka [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Gruca-Królikowska, 

Wacławek 2006]. Jednym z elementów środowiska, w którym może nastąpić depozycja 

pierwiastków śladowych, są parki miejskie [Xiangdong i in. 2004]. Obiekty te stanowią najstarszą 

świadomą formę zieleni miejskiej, która jest nieodzownym elementem terenów zurbanizowanych. 

W dużej mierze są tworami sztucznymi, projektowanymi przez człowieka. 

Tereny zielone w mieście pełnią rolę nie tylko estetyczną i rekreacyjną. Przyczyniają 

się również do obniżenia stężenia cząstek pyłów poprzez ich wychwytywanie, co wpływa 

na poprawę jakości powietrza i samopoczucie mieszkańców. Parki miejskie stają się swoistego 

rodzaju „filtrem biologicznym”, który gromadzi w sobie różnego rodzaju zanieczyszczenia, 

także metale toksyczne, takie jak: kadm, ołów, rtęć, chrom, cynk, miedź i inne. Dlatego 

ważne staje się monitorowanie zanieczyszczeń gleb w tych obiektach, odgrywających 

obecnie bardzo ważną rolę w życiu ludności dużych miast [Grzebisz 2002, Greinert 2003]. 

Celem prezentowanej pracy była ocena zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi 

w glebach wybranych parków miejskich miasta Krakowa. 

2. Metodyka badań 

Badania terenowe przeprowadzono w październiku w roku 2009, w parkach miejskich 

Krakowa. Próbki gleb pobrano z dziewięciu wybranych obiektów zlokalizowanych 

w różnych częściach miasta: w Parku Krowoderskim i w Parku Wyspiańskiego położonych 

w dzielnicy Prądnik Biały, w Parku Krakowskim i w Parku Jordana leżących w dzielnicy 

Krowodrza, w Parku Lotników Polskich (dawniej Parku Kultury i Wypoczynku) i w Parku 

Żeromskiego zlokalizowanych w dzielnicy Nowa Huta, w Parku Bednarskiego położonym 

w dzielnicy Podgórze, w Parku Strzeleckim leżącym w dzielnicy Grzegórzki oraz w Parku 

Jerzmanowskich zlokalizowanym w dzielnicy Bieżanów – Prokocim. 

Każdy park podzielono na cztery sektory, w ramach których pobierano przy użyciu 

świdra glebowego po pięć próbek pierwotnych, z warstwy gleby 0,00–0,20 m. Próbki glebowe 

po zhomogenizowaniu tworzyły jednorodny materiał badawczy, z którego pobrana 

została próbka średnia o masie ok. 500g, przeznaczona do dalszych badań laboratoryjnych. 

W sumie pobrano 36 próbek średnich (po cztery z każdego parku). 

Próbki gleb po wysuszeniu rozdrobniono w moździerzu i przesiano przez sito o średnicy 

oczek 1mm. Do analizy pobrano 4g jednorodnego materiału glebowego, w którym 

64

Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach wybranych parków miejskich Krakowa 

przeprowadzono mineralizację w mieszaninie stężonych kwasów HClO 4 

i HNO 3 

. Oznaczenie 

kadmu, ołowiu, cynku i miedzi wykonano metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej 

FASA na aparacie Solaar M6 firmy Unicam. W pobranych próbkach oznaczono również pH 

w KCl, metodą potencjometryczną, oraz zbadano skład granulometryczny, metodą Cassagrande’a 

w modyfikacji Prószyńskiego. 

3. Wyniki badań i dyskusja 

Na wzbogacenie gleb miejskich w metale ciężkie i inne pierwiastki mają wpływ zarówno 

czynniki naturalne (rodzaj i skład chemiczny skał macierzystych gleb, właściwości 

chemiczne poszczególnych pierwiastków, topografia terenu, warunki hydrogeologiczne), 

jak i działalność człowieka – emisje z zakładów przemysłowych i środków komunikacji 

oraz odprowadzanie ścieków. Zanieczyszczenie środowiska glebowego metalami ciężkimi 

w warunkach wielowiekowej urbanizacji jest także związane z użytkowaniem gleb miejskich 

i nanoszeniem substratów naturalnych i technogennych zróżnicowanych pod względem 

ilości, pochodzenia i składu [Greinert 2003, Bielińska, Mocek 2010]. 

W odniesieniu do gleb parków miejskich trudno jest mówić o jednorodności materiału 

glebowego. Wynika to z faktu, iż obiekty te często były lokalizowane na terenach poddawanych 

silnym przeobrażeniom związanym z rozbudową, przebudową i rozwojem infrastruktury 

miejskiej w kolejnych wiekach. Generalnie zawartość metali ciężkich w glebach 

miejskich jest od dwu do kilkunastu razy większa niż w glebach na przyległych niezabudowanych 

terenach Pasieczna [2003]. 

Rys. 1. Zawartość Cd w glebach parków krakowskich 

Fig. 1. Content of Cd in soil of Krakow parks 

65


Zawartość kadmu w pobranych próbkach gleb występowała w przedziale 0,21–1,41 

mg∙kg -1 s.m. i mieściła się w wartościach dopuszczalnych stężeń zawartych w załączniku 

do rozporządzenia Ministra Środowiska [2002]. Najwyższą zawartość (śr. geom.) 

tego pierwiastka charakteryzowała glebę pobraną w Parku Żeromskiego, zlokalizowanym 

w Nowej Hucie (rys. 1). Bach i Pawłowska [2008] w prowadzonych na terenie Krakowa 

badaniach oznaczyły zawartość kadmu w glebach parków miejskich w zakresie 

0,35– 2,30 mg∙kg -1 s.m., przy czym podawana przez nie najwyższa zawartość wystąpiła 

w Parku Szwedzkim, który nie był objęty badaniami przeprowadzonymi w ramach niniejszej 

pracy. Podobny zakres wartości dla tego pierwiastka (0,2–2,6 mg∙kg -1 s.m.) podają 

Gąsiorek i Niemyska-Łukaszuk [2004] w badaniach gleb w ogrodach klasztornych Krakowa. 

Jak podaje Baran i in. [2010] zawartość kadmu w glebach polskich parków miejskich 

kształtuje się w dość szerokim zakresie od zawartości niskich (zbliżonych do naturalnych), 

np. 0,41 w parku na peryferiach Zamościa, nawet do 79,15 mg∙kg -1 s.m. w parku w centrum 

Miasteczka Śląskiego. Dla porównania przytoczono przedziały stężenia kadmu podawane 

przez Kabatę-Pendias i Pendias [1999], w glebach parków miejskich w Stanach 

Zjednoczonych: 0,02–13,6 mg∙kg -1 s.m., w Niemczech: 1–3,9 mg∙kg -1 s.m m. oraz w Wielkiej 

Brytanii: 1–17 mg∙kg -1 s.m. 

Rys. 2. Wartości wskaźnika nagromadzenia Cd, Pb, Zn i Cu w parkach krakowskich 

Fig. 2. Accumulation ratio for Cd, Pb, Zn and Cu in Krakow parks 

66


Analizując wskaźnik nagromadzenia wykorzystany przez Czarnowską i in. [1999, 2003], 

czyli iloraz oznaczonej średniej geometrycznej zawartości kadmu i zawartości w skałach macierzystych 

[Czarnowska 1996], należy stwierdzić, że najniższa wartość wskaźnika nagromadzenia 

Wn=1,8 dla kadmu stwierdzono w glebach Parku Wyspiańskiego. Parki Jerzmanowskich, 

Krowoderski, Pilotów i Jordana charakteryzował wskaźnik nagromadzenia: 3 ≤ Wn ≤ 4. 

Wskaźnik nagromadzenia kadmu w parkach Krakowskim i Strzeleckim wyniósł odpowiednio 

4,7 i 5, natomiast najwyższym wskaźnikiem potwierdzającym silną antropopresję, charakteryzował 

się Park Żeromskiego, w którym Wn = 6 (rys. 2). 

Ołów w badanej warstwie gleby występował w zakresie 14,2–169,4 mg∙kg -1 s.m., a jego 

najwyższe stężenie oznaczono w próbce gleby pobranej w Parku Krakowskim. Zawartość 

tego pierwiastka, zarówno w wymienionym parku, jak i w Parku Jordana (rys. 3), przekroczyła 

wartość dopuszczalną dla gruntów zadrzewionych i zurbanizowanych gr. B, podawaną 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002]. 

Rys. 3. Zawartość Pb w glebach parków krakowskich 

Fig. 3. Content of Pb in soil of Krakow parks 

W tym wypadku należy się jednak zastanowić, czy z racji lokalizacji opisywanych parków 

nie klasyfikować ich jako tereny komunikacyjne, w odniesieniu do których wartości dopuszczalne 

zawartości badanych pierwiastków są znacznie większe. Zarówno Park Krakowski, 

jak i Park Jordana, położone są w bezpośrednim sąsiedztwie ruchliwych arterii 

komunikacyjnych Krakowa, co bez wątpienia ma wpływ na wzbogacenie gleb tych parków 

w analizowane metale. Potwierdzają to również badania Bach i Pawłowskiej [2008], któ- 

67


re dla gleb z parków krakowskich podają zakres zawartości ołowiu 21,25–298,0 mg∙kg -1 

s.m., przy czym najwyższą zawartość tego pierwiastka oznaczono również w Parku Krakowskim. 

Wyższe zawartości ołowiu (5,0–548,9 mg∙kg -1 s.m) oznaczono w badaniach 

gleb ogrodów klasztornych Krakowa, prowadzonych przez Gąsiorka i Niemyską-Łukaszuk 

[2004]. Baran i in. [2010] podają, że w skali kraju najbardziej zanieczyszczony ołowiem był 

park w Miasteczku Śląskim – 1672 mg∙kg -1 s.m., a najmniej w Zamościu – 19,8 mg∙kg -1 s.m. 

Kabata-Pendias i Pendias [1999] zwracają uwagę, że zawartość omawianego pierwiastka 

w glebach parków miejskich w Wielkiej Brytanii jest znacznie wyższa niż w Krakowie i wynosi 

270–15 240 mg∙kg -1 s.m. i podobnie także w USA 220–10 900 mg∙kg -1 s.m. W przeciwieństwie 

do zawartości kadmu zawartości ołowiu są bardzo zróżnicowane – od niskich, 

wręcz naturalnych (Park Bednarskiego i Park Pilotów), do wysokich (parki Krakowski i Jordana). 

Antropopresja znajduje także potwierdzenie w obliczonych dla ołowiu wskaźnikach 

nagromadzenia (rys. 2.) Niskie i średnie wartości wskaźnika nagromadzenia ołowiu charakteryzują 

gleby parków: Bednarskiego, Wyspiańskiego, Jerzmanowskich, Pilotów i Żeromskiego 

(1,7≤Wn≤4), wysokie potwierdzające wpływ antroporesji gleby parków: Krowoderskiego 

(7,3), Strzeleckiego (9,5), Jordana (12,4) oraz Krakowskiego (Wn=15,9). 

Ryc. 4. Zawartość Zn w glebach parków krakowskich 

Fig. 4. Content of Zn in soil of Krakow parks 

Stężenie cynku w badanych glebach mieściło się w przedziale 59,3–402,6 mg∙kg -1 

s.m. (rys. 3). Podobnie jak stężenie ołowiu również stężenie cynku w glebie z Parku Krakowskiego 

przekroczyło wartość dopuszczalną podawaną w rozporządzeniu Ministra Śro- 

68


dowiska [2002]. Wysoka zawartość omawianego pierwiastka w glebach parków krakowskich 

potwierdzona została również w badaniach Bach i Pawłowskiej [2008] – 213 mg∙kg -1 

s.m. w Parku Krakowskim i aż 794 mg∙kg -1 s.m. w Parku Szwedzkim. Gleby w pozostałych 

parkach charakteryzowała zgodnie z przywołanym rozporządzeniem dopuszczalna zawartość 

cynku. Zróżnicowane zawartości cynku w glebach parków i ogrodów miejskich 

Polski (40–4554 mg∙kg -1 s.m.) wykazali w swoich badaniach Baran i in. [2010]. Zawartość 

tego pierwiastka w glebach parków w innych państwach podawana przez Kabatę-Pendias 

i Pendias [1999], przedstawia się następująco: 

●● 

●● 

oraz 

●● 

USA: 20–1200 mg∙kg -1 s.m., 

Wielka Brytania: 250–1800 mg∙kg -1 s.m. 

Kanada: 30–120 mg∙kg -1 s.m. 

Antropogeniczne wzbogacenie badanych gleb cynkiem, podobnie jak wcześniej omawianymi 

pierwiastkami cechuje duże zróżnicowanie (rys. 2 i 4) oraz wysokie wartości wskaźnika 

nagromadzenia Wn (rys. 2), który zmienia się w szerokim zakresie. W Parku Krakowskim 

wartość tego wskaźnika jest najwyższa (Wn=12,8), wysoka w Parku Żeromskiego 

(Wn=8,5) a najniższa natomiast w Parku Bednarskim (Wn=2,3). 

Ryc. 5. Zawartość Cu w glebach parków krakowskich 

Fig. 5. Content of Cu in soil of Krakow parks 

Gleby ze wszystkich parków krakowskich charakteryzowało stosunkowo niskie stężenie 

miedzi (4,9–58,7 mg∙kg -1 s.m.), odpowiadające wartościom dopuszczalnym określonym 

69


w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002], przy czym należy zauważyć, że podobnie 

jak w przypadku wcześniej omawianych pierwiastków najwyższe stężenie oznaczono 

w glebie z Parku Krakowskiego (tab. 1, rys. 4). Bach i Pawłowska [2008] w prowadzonych 

w parkach krakowskich badaniach stwierdziły również, że najwyższe zawartości tego pierwiastka 

(96,26 mg∙kg -1 s.m.) wystąpiły w glebie Parku Krakowskiego. Zawartości miedzi 

w glebach parków Śląska, oznaczone przez Baran i in. [2010], były również niskie i porównywalne 

z wynikami uzyskanymi w parkach krakowskich. Wynosiły odpowiednio: dla Zabrza 

45,7 mg∙kg -1 s.m., dla Miasteczka Śląskiego 69,5 mg∙kg -1 s.m. 

Wskaźniki nagromadzenia tego mikroelementu są stosunkowo niskie (rys. 2) najniższe 

ze wszystkich wyliczonych w niniejszej pracy, a ich zróżnicowanie jest bardzo małe. 

W Parkach Jerzmanowskich (1,9), Pilotów (1,3) i Bednarskiego (1,0) można mówić wręcz 

o deficytach miedzi. Wyższe zawartości miedzi występują w glebach parków miejskich 

położonych w USA – kształtują się one na poziomie 140 mg∙kg -1 s.m., w Kanadzie 11–130 

mg∙kg -1 s.m. w Japoni 31–300 mg∙kg -1 s.m. [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Z przeprowadzonych 

analiz wynika, że badane gleby należą do utworów gliniastych i ilastych, najczęściej 

średnich i ciężkich (w głównej mierze pył ilasty, piasek słabo gliniasty lub piasek 

gliniasty lekki), charakteryzujących się odczynem obojętnym i lekko zasadowym (pH 

w KCl 6,9 – 7,3), ta najwyższa wartość wystąpiła w Parku Bednarskiego położonym na wapiennym 

podłożu. W większości gleby te nie są utworami jednorodnymi i bardzo często są 

zanieczyszczone różnymi elementami, jak np. piasek, gruz, cegła, metale, plastik albo też 

inne zanieczyszczenia antropogeniczne. 

Tabela 1. Zawartości Cd, Pb, Zn i Cu w glebach parków krakowskich 

Table 1. Contents of Cd, Pb, Zn and Cu content in soil of Kraków parks 

Nazwa parku 

Stopień zanieczyszczenia oznaczony 

metodą IUNG [1993] 

Cd Pb Zn Cu 

Przekroczenie wartości 

dopuszczalnej wg 

rozporządzenia Ministra 

Środowiska [2002] 

Pierwiastek 

zanieczyszczający 

Krowoderski 0 I I 0 brak Pb, Zn 

Wyspiańskiego 0 0 0 0 brak brak 

Krakowski 0 I II I Pb, Zn Pb, Zn, Cu 

Jordana 0 I I 0 Pb Pb, Zn 

Bednarskiego 0 0 0 0 brak brak 

Jerzmanowskich 0 0 0 0 brak brak 

Pilotów 0 0 I 0 brak Zn 

Żeromskiego I 0 I 0 brak Cd, Zn 

Strzelecki 0 I I I brak Pb, Zn, Cu 

Analizując uzyskane wyniki badań można stwierdzić, że gleby parków: Wyspiańskiego, 

Bednarskiego oraz Jerzmanowskich charakteryzuje naturalna zawartość badanych 

pierwiastków (tab. 1). Podwyższona zawartość kadmu (I°) [Kabata-Pendias i in. 1993] wy- 

70


stąpiła jedynie w parku Żeromskiego, zlokalizowanym w Nowej Hucie w odległości około 

2 kilometrów od kombinatu metalurgicznego. Emisje zanieczyszczeń na wymienionym 

obiekcie, szczególnie wysokie w latach 70-tych i 80-tych ubiegłego wieku, bez wątpienia 

miały wpływ na zawartość badanych pierwiastków w jego sąsiedztwie [Szwalec i in. 2005]. 

Podwyższona zawartość ołowiu charakteryzowała gleby parków Krowoderskiego, Krakowskiego, 

Jordana oraz Strzeleckiego. Podwyższona zawartość miedzi wystąpiła w glebach 

Parków Krakowskiego i Strzeleckiego. W Parku Wyspiańskiego, Bednarskiego i Jerzmanowskich 

gleby wykazywały naturalną zawartość cynku, natomiast w glebach pozostałych 

parków krakowskich stwierdzono podwyższone stężenie tego pierwiastka (tab. 1). Małe 

zanieczyszczenie tym metalem (II°) charakteryzowało glebę Parku Krakowskiego. Fakt 

ten można tłumaczyć lokalizacją tego parku, który rozciąga się pomiędzy ulicami Czarnowiejską 

i Królewską wzdłuż Alei Słowackiego, jednej z najbardziej ruchliwych ulic Krakowa. 

Emisje motoryzacyjne z wymienionych ciągów komunikacyjnych mają niewątpliwie swój 

udział w podwyższonych zawartościach ołowiu, cynku i miedzi w glebie tego parku, co potwierdzają 

badania Bach i Pawłowskiej [2008]. Można zatem stwierdzić, że duży wpływ na 

kumulowanie badanych metali ciężkich w glebach ma lokalizacja poszczególnych parków 

miejskich. Im dalej od ruchliwych ulic i obiektów przemysłowych położony jest park, tym 

mniej zanieczyszczeń w glebie w tym parku pochodzących obecnie głównie z komunikacji, 

gromadzi się na jego obszarze. Doskonałym przykładem mogą być parki: Bednarskiego, 

Jerzmanowskich czy Wyspiańskiego, zlokalizowane z dala od centrum miasta i odsunięte 

od ruchliwych arterii komunikacyjnych w których gleby nie są zanieczyszczone na co zwróciły 

uwagę w swoich badaniach również Bach i Pawłowska [2008]. 

4. Wnioski 

1. Standardów jakości gleb według Ministra Środowiska nie spełniają gleby w Parku Krakowskim 

pod względem zawartości ołowiu i cynku oraz gleby w Parku Jordana pod 

względem zawartości ołowiu. 

2. Gleby Parku Krakowskiego uznano za zanieczyszczone cynkiem w słabym stopniu (II°). 

W odniesieniu do pozostałych pierwiastków w dwunastu przypadkach odnotowano zanieczyszczenie 

podwyższone (I°), odpowiednio: kadmem w glebach Parku Żeromskiego, ołowiem 

w glebach parków: Krowoderskiego, Krakowskiego, Jordana i Strzeleckiego, cynkiem 

w parkach: Krowoderskim, Jordana, Pilotów, Żeromskiego i Strzeleckim oraz miedzią 

w parkach: Krakowskim i Strzeleckim. W glebach parków: Wyspiańskiego, Bednarskiego 

i Jerzmanowskich stwierdzono naturalną zawartość wszystkich badanych metali (0°). 

3. Wysokie wskaźniki nagromadzenia badanych pierwiastków (Wn) potwierdzają wpływ zanieczyszczeń 

antropogenicznych w odniesieniu do gleb parków: Krakowskiego: WnPb=15,9; 

WnZn=12,8; WnCu=7,5; WnCd=4,7, Strzeleckiego: WnPb=9,5 WnZn=6,1; WnCu=5,8; 

WnCd=5, Żeromskiego: WnZn=8,5; WnCd=6,1 oraz Jordana: WnPb=12,4; WnZn=5,2. 

71



BACH A., PAWŁOWSKA B. 2008. Wpływ zanieczyszczenia środowiska na stan roślinności 

drzewiastej w Krakowie. Biblioteka cyfrowa Politechniki Krakowskiej. 

BARAN S., BIELIŃSKA E. J., KAWECKA-RADOMSKA M. 2010. Zawartość metali ciężkich 

w glebach parków miejskich podlegających zróżnicowanym wpływom antropogenicznym. 

Zesz. Nauk. Inż. Środ., Uniw. Zielonogórski. Nr 137(17): 131–137. 

BIELIŃSKA E.J., MOCEK A. 2010. Właściwości sorpcyjne i aktywność enzymatyczna gleb 

parków miejskich na terenach o zróżnicowanym wpływie antropopresji. Journal of Research 

and Applications in Agricultural Engineering. Vol. 55(3): 20–23. 

CZARNOWSKA K. 1999. Metale ciężkie w glebach zieleńców. Warszawy. Roczniki Gleboznawcze 

50, 1/2:31–39. 

CZARNOWSKA K., Kozanecka T. 2003. Akumulacja Zn, Pb, Cu i Cd w glebach antropogenicznych 

Warszawy. Roczniki Gleboznawcze 54, 4: 77–81. 

CZARNOWSKA K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako 

tło geochemiczne gleb. Roczniki Gleboznawcze T.XLVII supl.: 43–50. 

GĄSIOREK M., NIEMYSKA-ŁUKASZUK J. 2004. Kadm i ołów w glebach antropogenicznych 

ogrodów klasztornych Krakowa. Roczniki Gleboznawcze 55, 1: 127–134. 

GREINERT A. 2003. Studia nad glebami obszaru zurbanizowanego Zielonej Góry. Oficyna 

Wydawnicza Uniwersytetu Zielonogórskiego. Zielona Góra. 

GRUCA-KRÓLIKOWSKA S., WACŁAWEK W. 2006. Metale w środowisku, Cz. II. Wpływ 

metali ciężkich na rośliny. Chemia, Dydaktyka, Ekol., Metrologia R.11, 1–2: 41–56. 

GRZEBISZS W., CIEŚLA L., KOMISAREK J., POTARZYCKI J. 2002. Geochemical Assesment 

of Heavy Metals Pollution of Urban Soils. Polish Journal of Environmental Studies 

Vol. 11. 493–499. 

KABATA–PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych, Wydawnictwo 

Naukowe PWN, Warszawa. 

KABATA–PENDIAS A., MOTOWIECKA-TERELAK T., PIOTROWSKA M. TERELAK H., 

WITEK T. 1993. Ocena Stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi i siarką. Ramowe 

wytyczne dla rolnictwa. IUNG Puławy. 

PASIECZNA A. 2003. Atlas zanieczyszczeń gleb miejskich w Polsce. Państwowy Instytut 

Geologiczny, Warszawa. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości 

gleby oraz standardów jakości ziem (Dz. U. Nr 165, poz. 1359 z dnia 4.10.2002 r.). 

SZWALEC A., MUNDAŁA P., LASOŃ B., WÓJCIK R. 2005. Zawartość metali ciężkich (Cd, 

Pb, Zn) w glebach wybranych rejonów południowej Polski poddanych w różnym stopniu 

antropopresji. Zesz.Nauk.AR-Inż.Środ. Nr 26: 405–416. 

XIANGDONG L., SIU-LAN L., SZECHUNG W., WENZHONG S., IAN T. 2004. The study 

of metal contamination in urban soils of Hong Kong using a GIS-based approach. Environmental 

Pollution 129. 113–124. 

72


Łukasz Bratek*, Marianna Czaplicka*, Ryszard Kurowski* 


Methods for removal of arsenic compounds from 

aqueous solutions 

Słowa kluczowe: arsen, technologie usuwania, ścieki. 

Key words: arsenic, removal technologies, wastewater. 

Streszczenie 

W pracy przedstawiono metody usuwania związków arsenu z roztworów wodnych, takie jak 

koagulacja, koagulacja połączona z mikrofiltracją, adsorpcja, techniki membranowe oraz 

techniki zaawansowanego utleniania. Na podstawie danych literaturowych określono efektywności 

usuwania arsenu (As) za pomocą każdej z metod oraz podano optymalne warunki 

prowadzenia procesu. Zwrócono również uwagę na wpływ specjacji arsenu na efektywność 

omawianych procesów. 

Summary 

The paper shows methods for removal of arsenic compounds from aqueous solutions, such 

us coagulation combined with micro-filtration, adsorption, membrane techniques and advanced 

oxidizing methods. Based on literature data efficiency of As removal by each of the 

methods was determined and optimum process conditions were defined. Special attention 

was paid to influence of arsenic speciation on efficiency of the discussed processes. 


Arsen w środowisku naturalnym występuje w postaci związków na różnym stopniu 

utlenienia: As(V), As(III), As(0) i As(-III). Ze względu na właściwości toksykologiczne nieorganiczne 

związki arsenu zostały w 1987 r. wpisa ne na listę związków kancerogennych. 

* Mgr inż. Łukasz Bratek, dr hab. inż. Marianna Czaplicka, prof. IMN, mgr inż. Ryszard 

Kurowski – Instytut Metali Nieżelaznych, ul. Sowińskiego 5, 44-100 Gliwice; 

tel.: 32 238 02 00; e-mail lukaszb@imn.gliwice.pl 

73

Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski 

W większości krajów rozwiniętych dopuszczalne stężenie arsenu w wodzie przeznaczonej 

do spożycia zgodnie z zaleceniem WHO wynosi 10 µg/dm 3 . Przyczyny zwiększonego stężenia 

arsenu w środowisku mogą być zarówno naturalne, jak i antropogeniczne, związane 

z obecną i realizo waną w przeszłości działalnością gospodarczą i przemysłową. 

Arsen jest składnikiem ponad 300 minerałów i przeważnie występuje razem z rudami 

takich metali nieżelaznych jak: miedź, ołów, cynk, złoto i uran (np. Energit Cu 3 

AsS 4 

) [Dziubek 

2006]. 

W wodach naturalnych arsen występuje głównie w formie anionowej, nie tworzy związków 

kompleksowych z kwasami humusowymi. Liczne badania wód pozwoliły na identyfikację 

25 różnych związków tego pierwiastka. W środo wisku wodnym o pH zbliżonym do 

obojętnego arseniany(III) występują w postaci cząstek obojętnych H 3 

AsO 3 

(pK 9,2), a arseniany(V) 

jako jony H 2 

2- 

AsO 4- 

i HAsO 4 

(pK 2,2; 6,8; 11,6). 

W zależności od potencjału oksydacyjno-redukcyjnego (Eh) i pH arsen w wodach powierzchniowych 

może występować w różnych formach. Wysoki potencjał sprzyja występowaniu 

form stabilnych, takich jak: H 3 

3- 

AsO 4 

, H 2 

AsO 4- 

, HAsO 4 

. Przy średnim Eh, w warunkach 

lekko redukujących, dominują H 3 

2- 

AsO 4 

, H 2 

AsO 3- 

, HAsO 3 

, przy niższych wartościach 

Eh natomiast stabilną formą jest arsen metaliczny. Przy bardzo niskim Eh pierwiastek ten 

może tworzyć AsH 3 

. W wodach o charakterze kwaśnym i w obecności siarczków stwierdzono 

obecność HAsS 2 

. Przy pH powyżej 3,7 przeważa forma AsS 2- 

. 

Organiczne związki arsenu, takie jak: kwasy mono- i dimetyloarsenowe, arsenocholina 

oraz trimetyloarsyna i jej tlenki, a także substancje podobne do arsenobetainy [Thomas 

i in. 2007], są spotykane przede wszystkim w glebach, jednakże mogą znajdować się 

także w środowisku wodnym, częściej w ściekach i wodach powierzchniowych. W warunkach 

tlenowych arsen występuje głównie jako As(V), w warunkach beztlenowych zaś jako 

As(III). 

2. Technologie usuwania związków arsenu z wód i ścieków 

Techniki usuwania arsenu ze środowiska wodnego przedstawiane w literaturze obejmują: 

1) koagulację i flokulację, 

2) strącanie, 

3) adsorpcję, 

4) wymianę jonową 

oraz 

5) filtrację membranową (nanofiltracja). 

Inne techniki stosowane w tym celu to metody oparte na procesach utleniania lub pogłębionego 

utleniania (AOP), z użyciem ozonu i nadtlenku wodoru, oraz techniki elektrochemiczne 

i biotechnologiczne. 

74


2.1. Koagulacja 

Proces koagulacji. Koagulacja jest procesem wykorzystującym zjawisko adsorpcji 

koloidalnych zanieczyszczeń na powierzchni wodorotlenków me tali wielowartościowych, 

tworzących się w wyniku hydrolizy stosowanych w procesie koagulantów. Wspomaga mechaniczne 

oczyszczanie wody oraz umożliwia usuwanie zawiesin trudno opadających 

i metali ciężkich. Proces koagulacji przebiega w dwóch etapach: w etapie chemicznym, 

obejmującym hydrolizę dodanego koagulanta i reakcję z substancjami znajdującymi się 

w wodzie, oraz w etapie fizykochemicznym – polegającym na zobojętnieniu ładunków, łączeniu 

się cząstek koloidowych oraz powstawaniu kłaczków z jednoczesnym procesem 

adsorpcji i absorpcji. 

Arsen usuwa się stosując jako koagulanty sole żelaza lub glinu (FeCl 3 

, Fe 2 

(SO 4 

) 3 

lub 

Al 2 

(SO 4 

) 3 

). W procesie koagulacji wytrącane są nierozpuszczalne związki arsenu (FeAsO 4 

, 

AlAsO 4 

) oraz następuje proces współstrącenia, polegający na wbudowywaniu się rozpuszczalnych 

związków arsenu w rozrastające się „kłaczki” wodorotlenków metali wielowartościowych 

lub adsorpcja rozpuszczalnych związków arsenu na powierzchni cząstek 

wodorotlenków metali [Kowal, Świderska-Bróż 1997]. Powstające w wyniku hydrolizy wodorotlenki 

wydzielają się początkowo w postaci koloidalnej. Na skutek działania sił elektrostatycznych 

i adsorpcji skupiają się one w większe elementy kłaczkowate i wytracają 

z roztworu jako osad. 

Kłaczki osadu charakteryzuje duża zdolność sorpcyjna – adsorbują na swojej powierzchni 

koloidy, zawiesinę i związki organiczne. Liczne badania wskazują, że najlepszymi 

koagulantami do usuwania związków arsenu są sole żelaza, które mogą być stosowane 

w szerszym zakresie pH, w porównaniu do innych tego typu związków [Smedley, Kiniburgh 

2002, Shen 1973, Edwards 1994]. 

W pracy Shen [1973] porównano zastosowanie kolejno czterech koagulantów: FeCl 3 

, 

FeSO 4 

, Fe 2 

(SO 4 

) 3 

i A1 2 

(SO 4 

) 3 

do usuwania arsenu z wody gruntowej o pH 6,8. W zależności 

od rodzaju koagulanta uzyskano redukcję związków arsenu z wody wynoszącą 

odpowiednio 82%, 24%, 32% i 20%. Wyniki tych badań wskazują, że najwyższy stopień 

usuwania As uzyskano przy stosowaniu FeCl 3 

. 

Badania przepro wadzone w celu usuwania związków arsenu z wód o pH 7,2–7,8 wykazały, 

że możliwe jest usunięcie arsenu do 96% z użyciem chlorku żelaza(III) i do 77% 

z użyciem siarczanu(VI) glinu, przy czym dawka drugiego z koagulantów była dwukrotnie 

większa. Edwards [1994] w swojej pracy potwierdził przydatność chlorku żelaza(III) i siarczanu 

glinu przy pH poniżej 7,5 przy zastosowaniu jednakowych molowo dawek koagulantów. 

Przy wyższych wartościach pH – powyżej 7,5 – obserwowano większą skuteczność 

soli żelaza. Wyniki badań Hana i in. [2003] wskazują, że możliwe jest skuteczne usuwanie 

arsenu z wody za pomocą chlorku żelaza(III) i siarczanu żelaza(III). Optymalne warunki 

procesu ko agulacji arsenu z solami żelaza(III) są zapewnione przy pH poniżej 7,3, co jest 

75


+ 

związane z występowaniem wodorotlenku żelaza w formie Fe(OH) 2 

i Fe(OH) 3 

. Przy wyższym 

pH przeważa forma Fe(OH) 4 

- 

– nieaktywna w stosunku do arsenianów(V) [Han i in. 

2003]. Stopień redukcji stężenia związków arsenu w procesie koagulacji zależy od obecności 

innych jonów w uzdatnianej wodzie. Mogą one wpływać bezpośrednio na proces koagulacji, 

konkurując z jonami arsenianowymi o miejsca aktywne na powierzchni wodorotlenku 

żelaza(III), lub też w sposób pośredni, poprzez zmianę powierzchniowego ładunku 

wytrąconego Fe(OH) 3 

. Obecne w wodach gruntowych krzemiany mogą reagować z Fe(III), 

tworząc wysoko zdyspergowane koloidy, nieusuwalne metodą filtracji. W praktyce chlorek 

żelaza(III) jest częściej używany niż siarczan(VI) żelaza(III). Johnston i Hejin [2001] badając 

usuwanie arsenu(V) z kwaśnych roztworów stwierdził, że największą efektywność 

procesu można osiągnąć stosując żelazo(II) w połączeniu z wodorotlenkiem wapnia i magnezu. 

Ważnym czynnikiem wpływającym na ilość pozostałego w wodzie arsenu jest również 

sposób usuwania osadu powstałego w czasie procesu koagulacji. Z badań prezentowanych 

w pracach Johnston, Hejin [2001] oraz O’Connor, Gulledge [1973] wynika, że zastosowanie 

samego procesu sedymentacji nie pozwala na pełne wykorzystanie możliwości 

procesu, konieczne jest wprowadzenie etapu filtracji po procesie koagulacji i sedymentacji. 

W warunkach uzdatniania wód naturalnych, w których zwykle przeważają warunki redukujące 

sprzyjające występowaniu As(III), zalecane jest przeprowadzenie reakcji utleniania 

przed procesem koagulacji. 

Koagulacja połączona z mikrofiltracją. W celu zintensyfikowania procesu koagulacji 

wspomaga się go mikrofiltracją, w której w przeciwieństwie do tradycyjnej koagulacji nie jest 

wymagana faza flokulacji. Do uzyskania wysokiej skuteczności procesu wystarczy osiągnięcie 

przez powstające „kłaczki” średnicy 2–10µm, co zapewnia faza szybkiego mieszania. 

W technice tej wykorzystuje się koagulanty żelazowe, przede wszystkim FeCl 3 

. Po 

dodaniu koagulanta i szybkim mieszaniu oczyszczana woda jest kierowana na membranę 

filtracyjną o porach ok. 0,1µm [Hering i in. 2004]. Badania prowadzone w stacjach uzdatniania 

wody wykazały, że połączenie procesów koagulacji i mikrofiltracji umożliwia redukcję 

stężenia arsenu w 95 procentach, jeżeli stężenie początkowe arsenu kształtowało 

się na poziomie ok. 40 µg/dm 3 , do poziomu poniżej 2,0 µg/dm 3 [Hering i in. 2004]. 

2.2. Pośrednie metody usuwania arsenu z wód 

Odżelazianie i odmanganie. Techniką, która w sposób pośredni pozwala na usunięcie 

związków arsenu z roztworów wodnych, jest metoda odżelazienia i odmanganowania 

wody. Proces usuwania żelaza i manganu z wody polega na utlenieniu Fe(II) do 

Fe(III) i Mn(II) do Mn(IV). Reakcja utlenienia ma na celu przekształcenie rozpuszczalnych 

form tych pierwiastków w formy nierozpuszczalne, tj. w wodorotlenek żelaza(III) i uwodnione 

tlenki manganu MnO 2·H 2 

O. Proces ten przebiega przy udziale powietrza, ozonu lub do- 

76


datku innych utleniaczy (np. H 2 

O 2 

, chlor), a wytrącone związki są usuwane poprzez filtrację 

[Kowal, Świderska-Bróż 1997]. W trakcie procesu odmanganowania i odżelaziania wody 

następuje usuwanie arsenu w wyniku współstrącenia i adsorpcji na powstających nierozpuszczalnych 

związkach Fe(III) i Mn(IV). Zastosowanie procesu odżelaziania wody do 

oczyszczania wody ze związków arsenu, pozwala na usunięcie do 95% arsenu [McNeill, 

Edwards 1995]. Skuteczność usuwania związków arsenu z wody, przy zbliżonym stężeniu 

jonów Fe i Mn, zawierającej jedynie związki żelaza jest znacznie większa niż wody zawierającej 

tylko związki manganu. Badania McNeill i Edwardsa [1995] potwierdziły istotną rolę 

związków żelaza w procesie usuwania arsenu. W wodach zawierających żelazo w stężeniu 

od 1,5 do 3,6 mg/dm 3 i arsen w stężeniu od 0,9 do 20,5 µg/dm 3 stopień redukcji As wyniósł 

od 83,1 do 93%. Jeżeli natomiast procesowi oczyszczania poddano wody, w których 

stężenie żelaza wynosiło mniej niż 0,01 mg/dm 3 , manganu 0,08 mg/dm 3 , a arsenu 5,4 µg/ 

dm 3 , redukcji As nie stwierdzono [Hering i in. 2004]. 

Adsorpcja i współstrącanie arsenu. Innymi technikami stosowanymi do usuwania 

arsenu z wód są metody adsorpcyjne. W tym celu stosuje się takie materiały, jak: węgiel 

aktywny, aktywny tlenek glinu oraz tlenki, wodorotlenki i uwodnione tlenki żelaza. Usuwanie 

arsenu z roztworów wodnych następuje w wyniku tworzenia się kompleksów powierzchniowych 

poprzez wymianę ligandów jonów arsenianów(V) i arsenianów(III) – obecnych 

w roztworach wodnych – na grupy hydroksylowe, znajdujące się na powierzchni 

adsorbentu [Clifford, Ghurye 2002]. Węgiel aktywny jest stosowany jako podstawowy adsorbent 

w procesach uzdatniania wody; niestety wykazuje on niewielkie powinowactwo 

wobec arsenu, co ogranicza jego zastosowanie do usuwania tego pierwiastka, zwłaszcza 

związków As(III) [Daus i in. 2004]. Stwierdzono również wpływ właściwości fizycznych węgla 

na efektywność procesu. Huang i Fu [1984] zbadali przydatność do usuwania As(V) 

z roztworów wodnych 15 dostępnych na rynku węgli aktywnych granulowanych oraz pylistych. 

Użycie węgli granulowanych pozwalało na usunięcie od 7 do 15% arsenu (w jednym 

wypadku przekraczając nawet poziom 60%), przy użyciu węgli pylistych natomiast obserwowano 

30-procentowy spadek stężenia tego pierwiastka (w jednym wypadku o 80%). 

Znaczną poprawę właściwości adsorpcyjnych węgla aktywnego uzyskać można poprzez 

jego impregnację jonami metali, przede wszystkim żelaza i miedzi. Wyniki badań 

wskazują, że możliwe jest osiągnięcie w odniesieniu do węgli impregnowanych wyższej skuteczności 

procesu zarówno w stosunku do As(III), jak i As(V), porównywalnej z procesami 

sorpcji na granulowanym wodorotlenku żelaza lub krzemionce pokrytych tlenkiem żelaza 

[Huang, Fu 1984]. Rajakovic [1992] dowiódł, że węgiel poddany obróbce wstępnej jonami 

Ag + lub Cu 2+ zwiększył adsorpcję As(III), ale zmniejszył adsorpcję As(V). Innym adsorbentem 

stosowanym do usuwania As jest aktywny tlenek glinu, który jest mieszaniną amorficznego 

A1 2 

O 3 

i g-A1 2 

O 3 

, otrzymywaną w wyniku termicznej obróbki Al(OH) 3 

. Ma on postać granulek 

o średnicy 0,3–0,6 mm i powierzchni właściwej 50–300m 2 /g, wykazuje właściwości 

amfoteryczne, a parametrem decydującym o jego charakterze jest pH tzw. punktu zerowe- 

77


go ładunku ZPC (Zero Point of Charge), wynoszące 8,2. W środowisku o pH niewiększym 

niż 8,2 adsorbent wykazuje właściwości anionowymienne, a o pH powyżej 8,2 – kationowymienne. 

Mechanizm usuwania jonów arsenianowych z roztworów wodnych tego adsorbentu 

jest zbliżony do mechanizmu usuwania arsenianów na słabo zasadowych anionitach 

[Hering i in. 2004; McNeill, Edwards 1995]. Poniżej przedstawiono podstawową reakcję usuwania 

As za pomocą tlenku glinu: 

Al-OH + H + + H 2 

AsO 4 

- 

→ Al- H 2 

AsO 4 

+ H 2 

O (1) 

Jednym z ważniejszych czynników, który ma bezpośredni wpływ na przebieg procesu 

adsorp cji jest pH oczyszczanej wody. Testy Gupty i Chena [1978] dowiodły, że skuteczna 

adsorpcja As(V) z wody na tym adsorbencie występuje przy pH równym 7, a As(III) dopiero 

przy pH powyżej 9. Aktywny tlenek glinu posiada większe powinowactwo do As(V) i lepiej 

adsorbuje As(V) niż As(III). Stwierdzono również, że w ciągu pierwszych 10 minut procesu 

stężenie arsenu obniżyło się o 50% w przypadku As(V), a jedynie o 6% dla As(III) [Kartinen, 

Martin 1995]. A zatem w celu zwiększenia efektywności procesu oczyszczania wody 

korzystne jest utlenienie obecnego w wodzie As(III) do As(V). Kartinen i Martin [1995] przeprowadzili 

próby usuwania arsenu z wody zawierają cej As(III) na poziomie 100 µg/dm 3 , 

używając jako adsorbentu aktywny tlenek glinu. Wyniki tych badań wskazują na możliwość 

50-procentowej redukcji stężenia As, a ponadto wcześniejsze utlenienie As(III) do As(V) 

umożliwia 70-krotne zwiększenie pojemności złoża adsorbenta. 

Kolejnym adsorbentem sorbującym związki arsenu z roztworów wodnych jest aktywna 

krzemionka, pokryta tlenkiem żelaza IOCS (Iron Oxide Coated Sand). Adsorbent ten 

uzyskuje się przez pokrycie ziaren piasku warstwą uwodnionego tlenku żelaza(III) – getytu 

(a-FeOOH), wykazującego zdolność wiązania As(III) i As(V) z roztworów wodnych [Thirunavukkarasu 

i in. 2003] poprzez tworzenie kompleksów. 

Uwodniony tlenek żelaza(III) charakteryzuje wyższa wartość pH zpc 

(8,6) w porównaniu 

do pH tlenku glinu, w związku z czym możliwe jest prowadzenie procesów adsorpcji anionów 

w szerszym zakresie pH. W ostatnich latach wzrosło zainteresowanie tym adsorbentem, 

głównie ze względu na zbliżoną zdolność usuwania z wody As(III) i As(V) oraz prostą, 

nie zmniejszającą pojemności sorpcyjnej, regenerację adsorbentu. Badania usuwania arsenu 

z wód o pH 7,6 i stężeniu As(III) 500 µg/dm 3 lub stężeniu As(V) 500 µg/dm 3 , prowadzone 

w adsorberze kolumnowym metodą dynamiczną, wykazały, że w pierwszym cyklu stężenie 

As(III) (arsen) w wycieku z kolumny osiągnęło wartość 5,0 µg/dm 3 , po przepuszczeniu wody 

w ilości równej 1403 objętości złoża. Regeneracja adsorbentu 1,2-procentowym roztworem 

NaOH, a następnie wodą demineralizowaną, dopiero w piątym cyklu spowodowała obniżenie 

pojemności sorpcyjnej adsorbentu o 38% As(III) i 28% As(V) [Thirunavukkarasu i in. 

2003]. Piasek pokryty tlenkiem żelaza stanowi alternatywę w odniesieniu do droższych adsorbentów, 

stosowanych do usuwania zawiązków arsenu z roztworów wodnych, jednakże, 

78


ze względu na czynnik adsorbujący (cienka warstwa na powierzchni ziaren), charakteryzuje 

go stosunkowo mała pojemność sorpcyjna. Adsorbentem, który stosuje się w wielu zakładach 

uzdatniania wody w Europie, jest granulowany wodorotlenek żelaza(III) – GFH (Granulated 

Ferric Hydroxide). Jest to uwodniony tlenek żelaza(III) – b-FeOOH, otrzymywany przez 

alkaliczne strącanie Fe(OH) 3 

z roztworu chlorku żelaza(III) i odwodnienie powstałego osadu. 

Handlowy produkt ma postać granulatu o uziarnieniu 0,3–2 mm, powierzchni właściwej 

250–300 m 2 /g i stopniu uwodnienia około 45% [Clifford i in. 2003]. Adsorbent ten wykazuje 

znacznie większą skuteczność w usuwaniu As(III) i As(V) z roztworów wodnych w porównaniu 

do aktywnego tlenku glinu, zwłaszcza przy pH wody powyżej 7,6. 

Granulowany wodorotlenek żelaza ma dobre właściwości hydrauliczne i mechaniczne 

oraz dużą pojemność sorpcyjną – umożliwia usunięcie arsenu do poziomu poniżej 10 µg/dm 3 

z objętości wody wynoszącej do 200 tys. objętości złoża. Złoże sorbentu wymaga jedynie regularnego 

spulchniania wodą, nie jest konieczny proces regeneracji, po wykorzystaniu pojemności 

sorpcyjnej konieczna jest natomiast wymiana złoża [Clifford i in. 2003; Technologies 

and costs (US EPA) 2000]. Clifford i Ghurye [2002] w swoich badaniach porównali skuteczność 

usuwania As(V) z wody o pH 7,5 z wykorzystaniem aktywnego tlenku glinu i granulowanego 

wodorotlenku żelaza. Jeżeli jako adsorbentu używano aktywnego tlenku glinu, stężenie 

arsenu w wycieku z kolumny, po przepuszczeniu wody w ilości równej 2250 objętości złoża, 

osiągnęło wartość 10 µg/dm 3 . Używając jako adsorbentu wodorotlenek żelaza (GFH) poziom 

stężenia arsenu 10 µg/dm 3 został osiągnięty po oczyszczeniu wody w ilości równoważnej 

6750 objętości złoża [Clifford i in. 2003]. Wykazano ponadto, że obecność w roztworach 

wodnych krzemianów, fosforanów i fluorków, ze względu na wysokie powinowactwo do uwodnionego 

tlenku żelaza (III), ma negatywny wpływ na przebieg procesu adsorpcji związków arsenu. 

Wpływ jonów siarczanowych i chlorków jest pomijalnie niski. Adsorbentem wykorzystującym 

podatność na redukcję związków arsenu z roztworów wodnych jest żelazo na zerowym 

stopniu utlenienia – ZVI (Zero-Valent Iron). Złoże adsorbentu stanowi w tym wypadku metaliczne 

żelazo w postaci wiórów, włókien lub granulek, niekiedy wymieszane z piaskiem w celu 

poprawy parametrów hydraulicznych [Technologies and costs... (US EPA), 2000]. Żelazo ZVI 

stosowano do usuwania z wody wielu zanie czyszczeń organicznych i nieorganicznych (m.in. 

chlorowych pochodnych węglowodorów). Mechanizm usuwania tych zanieczysz czeń opiera 

się głównie na redukcyjnym strącaniu [Nikolaidis i in. 2003]. W związku z tym mechanizm absorpcji 

związków arsenu polega na współstrąceniu arsenu z żelazem lub z żelazem i siarką. 

Metaliczne żelazo w środowisku wodnym podlega procesowi korozji, zarówno w warunkach 

tlenowych, jak i beztlenowych, pokrywając się w początkowej fazie warstwą wodorotlenku żelaza(II), 

zgodnie z równaniami 2–4: 

Fe 0 + 2 H 2 

O ® Fe 2+ + H 2 

+ 2 OH - (2) 

2 Fe 0 + 2 H 2 

O + O 2 

→ 2 Fe 2+ + 4 OH - (3) 

4 Fe 2+ + O 2 

+ 10 H 2 

O → 4 Fe(OH) 3 

+ 8 H + (4) 

79


Powstały wodorotlenek żelaza (II) przekształca się kolejno w magnetyt (Fe 3 

O 4 

), hematyt 

(Fe 2 

O 3 

), getyt (a-FeOOH) i maghemit (g-Fe 2 

O 3 

) [Farell i in. 2001]. W końcowym efekcie 

tworzy się na powierzchni adsorbentu warstwa uwodnionych tlenków żelaza, będących 

właściwymi czynnikami adsorpcyjnymi. 

Usuwanie arsenianów(V) i arsenianów(III) odbywa się poprzez reakcję tworzenia kompleksów 

powierzchniowych, której towarzyszy uwalnianie grup wodorotlenowych. Ciągły 

proces korozji przyczynia się do stałego zwiększania powierzchni właściwej adsorbentu 

i powstawaniu kolejnych miejsc aktywnych, mających zdolność wiązania As(III) i As(V). 

Właściwość ta gwarantuje w długim okresie jednakowo wysoką efektywność usuwania arsenu 

z wo dy bez konieczności regeneracji złoża sorbentu [Thirunavukkarasu i in. 2003]. 

Melitas i in. [2002] wykazali, że szybkość usuwania arsenu z wody jest uzależniona od 

szybkości korozji żelaza. Autorzy opisują proces usuwania arsenu realizowany przez 

współstrącenie, m.in. z wodorotlenkiem żelaza(III), oraz strącanie, np. w postaci skorodytu 

FeAsO 4·2H 2 

O. W warunkach beztlenowych proces korozji żelaza może przebiegać również 

w drodze redukcji arsenu i siarczanów, w efekcie czego strącany jest arsenopiryt (Fe- 

AsS)(5) [Ramaswami i in. 2001]: 

14 Fe 2+ + SO 4 

2- 

+ AsO 4 

3- 

+ 16 H + → FeAsS + 13 Fe 3+ + 8 H 2 

O 0(5) 

Potwierdzono również poprawę skuteczności procesu wytrącania arsenu w obecności 

siarczanów. Z drugiej strony dowiedziono, że jony krzemu i fosforu niekorzystnie wpływają 

na wytrącanie związków arsenu. Optymalne pH środowiska do adsorpcji As(V) przy użyciu 

ZVI zawiera się w granicach od 7,5 do 8, w odniesieniu do As(III) natomiast optymalnym 

zakresem pH jest 8–9 [Su, Puls 2005]. Z kolei Balarama i jego współpracownicy [Balarama 

i in. 2001] badając zdolności adsorbujące ZVI zastosowali do wstępnego utlenienia As(III) do 

As(V) przed procesem sorpcji na złożu metalicznego żelaza odczynnik Fentona. Wprowadzenie 

do 1 dm 3 wody 100 mg Fe(II) i 10 ml 30% roztworu H 2 

O 2 

, a następnie przepuszcze nie 

tej wody przez złoże adsorbentu ZVI pozwoliło na obniżenie stężenia As(III) z 2,5 mg/dm 3 do 

poniżej 10 µg/dm 3 [Balarama i in. 2001]. Wzrost zainteresowania opisaną technologią usuwania 

zawiązków arsenu z roztworów wodnych wiąże się z wysoką skutecznością usuwania 

zarówno As(III), jak i As(V), stałą efektywnością w długim okresie, wynikającą z ciągłego 

zwiększania się powierzchni właściwej złoża, łatwością eksploatacji i brakiem konieczności 

prowadzenia dodatkowych operacji, takich np. jak regeneracja lub spulchnianie złoża, a także 

z niskim kosztem eksploatacji. Wadą tej technologii jednak jest wprowadzanie do oczyszczanej 

wody związków żelaza oraz konieczność zagospodarowania zużytego adsorbentu. 

Adsorbentami arsenu, które łączą w sobie cechy wysokiej skuteczności uwodnionych 

tlenków metali wielowartościowych, dużej odporności na ścieranie, trwałości i znakomitych 

właściwości hydraulicznych oraz syntetycznych wymieniaczy jonowych o strukturze makro- 

-porowatej, są jonity zawierające tlenki metali (HIX - Hybride Ion Exchangers). Adsorbenty 

80


takie otrzymano wprowadzając do makroporowatego kationitu sulfonowego uwodnione tlenki 

żelaza. Istota procesu polega na obsadzeniu miejsc aktywnych jonitu kationami Fe(III), 

a następnie desorpcji i strąceniu Fe(OH) 3 

wewnątrz porów wymieniacza. Po przeprowadzeniu 

dodatkowej obróbki termicznej uzyskano aglomeraty krystalicznego FeOOH unieruchomione 

w makroporach kationitu. Tak otrzymany adsorbent jest skuteczny zarówno w usuwaniu 

As(III), jak i As(V). Oczyszczana woda nie wzbogaca się w związki żelaza, a zużyty 

adsorbent może być regenerowany roztworem NaOH, bez utraty pojemności sorpcyjnej. 

Suzuki i in. [2000] wprowadzili uwodniony tlenek cyrkonu do sferycznej, makroporowatej 

matrycy polimerowej pozbawionej grup funkcyjnych. Otrzymany materiał wyróżniało 

wysokie powinowactwo do As(V) w zakresie pH 5–6 oraz do As(III) przy pH 9–10. Uzyskany 

adsorbent umożliwiał redukcję stężenia arsenu w roztworach modelowych do wartości 

mniejszych niż 10 µg/dm 3 . 

Wymiana jonowa. Inną ważną techniką, która umożliwia usunięcie związków arsenu 

z roztworów wodnych jest wymiana jonowa. Wymiana jonowa jest procesem wymiennej 

adsorpcji, w której jony związane ze stałym adsorbentem są wymieniane na jony z roztworu. 

Zjawisko wymiany jonowej występuje w niektórych naturalnych ciałach stałych, takich 

jak uwodnione glinokrzemiany litowców, dolomity, ligniny, torf i węgiel brunatny. 

Zdolność wymiany jonów posiadają także różnorodne substancje jonowymienne, zwane 

jonitami, otrzymywane w drodze syntezy chemicznej. Jonity wymieniające kationy nazywane 

są kationitami, jonity wymieniające aniony – anionitami. W procesie usuwania 

związków arsenu z roztworów wodnych są stosowane przede wszystkim mocno zasadowe 

anionity o usieciowanym szkielecie polistyrenowym, posiadające jako grupy funkcyjne 

czwartorzędowe grupy anioniowe. W większości dostępnych na rynku anionitów grupy te 

występują w formie chlorkowej. Właściwości jonowymienne każdej żywicy jonowymiennej, 

w tym także tych żywic specjalnych, charakteryzuje tzw. powinowactwo, przedstawione 

w postaci ciągu jonów (anionów bądź kationów) uszeregowanego od najchętniej i najsilniej 

wiązanego przez jonit do wiązanego najsłabiej. W przypadku jonitów selektywnych, przeznaczonych 

do usuwania z roztworów wodnych związków arsenu, szereg ten przedstawia 

się następująco [Clifford, Ghurye 2002]: 

SO 4 

2- 

> HAsO 4 

2- 

> CO 3 

2- 

, NO 3 

- 

> Cl - > H 2 

AsO 4- 

, HCO 3 

- 

>>> H 3 

ASO 3 

(6) 

W większości przypadków stężenie siarczanów(VI) w oczyszczanej wodzie jest wyższe 

niż arsenianów(V), co zgodnie z przedstawionym wyżej szeregiem powinowactwa stawia 

siarczany(VI) w pozycji uprzywilejowanej w stosunku do arsenianów(V). Uniemożliwia to 

usunięcie arsenu poniżej pewnego progu, wynikającego (w dużym uproszczeniu) ze stosunku 

arsenianów do sumy anionów występujących w szeregu przed nimi. Stąd w miarę trwania 

procesu obecne w uzdatnianym roztworze jony siarczanowe wypierają związane przez jonit 

jony arsenianowe, zajmując ich miejsce. W skrajnym przypadku może to doprowadzić do 

81


sytuacji, w której stężenie arsenu w wycieku z kolumny może przewyższać stężenie arsenu 

w roztworach wyjściowych, wprowadzanych na złoże jonowymienne [Clifford, Ghurye 2002]. 

Po wyeksploatowaniu zdolności sorpcyjnej jonitu niezbędna jest jego regeneracja. Wykonuje 

się ją przemywając złoże roztworem NaCl o stężeniu 0,5–2 mol/dm 3 , a następnie 

wodą. Korngold i in. [2001] po każdej regeneracji złoża usuwali z roztworu poregeneracyjnego 

arsen poprzez koagulację z FeCl 3 

i filtrację. Poziom usunięcia związków arsenu z roztworu 

wynosił ponad 99%. Stwierdzono, że wielokrotne stosowanie tego samego roztworu 

regenerującego nie pogorszyło znacząco skuteczności procesu wymiany jonowej. Clifford 

i Ghurye [2002] przeprowa dzili badania wielokrotnego wykorzystania solanki regeneracyjnej 

bez redukcji z niej związków arsenu. Jednakże po każdej regeneracji uzupełniano zawartość 

NaCl w roztworze, tak aby stężenie wynosiło ok. 1 mol/dm 3 . Autorzy ci zaobserwowali 

nieznaczne pogorszenie skuteczności wymiany jonowej dopiero po siedemnastu 

cyklach. Stężenie arsenu w roztworze poregeneracyjnym wynosiło 18,6 mg/dm 3 , natomiast 

siarczanów(VI) 162 g/dm 3 . Dowiedziono również możliwości usunięcia, ponad 99,7% arsenu 

obecnego w roztworze regeneracyjnym, metodą koagulacji z użyciem FeCl 3 

[Clifford i in. 

2003]. Odpowiedni zakres pH dla przedstawionego proce su mieści się w granicach od 6,5 

do 9,0. W tym zakresie zmiany pH mają znikomy wpływ na kinetykę procesu, jednakże ze 

2- - 

względu na większe powinowactwo do jonitu HAsO 4 

w porównaniu do H 2 

AsO 4 

optymalne 

dla metod jonitowych jest pH powyżej 8,5 [Technologies and costs (US EPA) 2000]. 

Techniki membranowe. Procesy membranowe możemy zdefiniować jako mechaniczny 

rozdział strumienia gazu lub cieczy, polegający na przepuszczaniu roztworu przez 

cienkie przegrody posiadające zdolności selektywnego zatrzymania składników roztworu. 

Wszystkie metody separacji można zdefiniować jako przynależne do jednej z nastepujących 

grup: mikrofiltracji, ultrafiltracji, nanofiltracji oraz odwróconej osmozy. Technikami 

umożliwiającymi usunięcie arsenu z wody do poziomu wymagań normatywnych stężenia 

arsenu w wodzie pitnej są metody membranowe, a w szczególności techniki odwróconej 

osmozy nanofiltracji [Geucke i in. 2009; Brandhuber, Amy 1998; Sato i in. 2002; Waypa 

i in. 1997]. Procesy odwróconej osmozy i nanofiltracji cechuje duża sku teczność usuwania 

As(V). Przeprowadzone testy wykazały, że efektywność obu metod jest podobna i przekracza 

usunięcie tego pierwiastka w 95 procentach. Przy usuwaniu As(III) skuteczność odwróconej 

osmozy w zależności od rodzaju membrany zawierała się w przedziale od 60 do 

87,5%, a nanofiltracji od 20 do 52% [Brandhuber, Amy 1998; Geucke i in. 2009]. Sato i in. 

[2002] przeprowadzili badania wpływu ciśnienia na efektywność usuwania As(III) i As(V) 

z wody z wykorzystaniem membran nanofiltracyjnych. Stwierdzili, że w zakresie od 0,3 do 

1,1 MPa skuteczność procesu usuwania arsenu(V) dla wszystkich membran prze kraczała 

85%, w przypadku arsenu(III) natomiast zawierała się w granicach od kilku do 81% [Sato 

i in. 2002]. Technika ta posiada jednak takie ograniczenia, jak: występowanie zjawiska tzw. 

foulingu, czyli blokowania membran przez obecne w wodzie substancje organiczne, oraz 

82


wysokie koszty. Problemem jest także niska selektywność, tzn. usuwanie wraz z arsenem 

innych składników obecnych w wodzie. Ponadto, w procesach membranowych oprócz 

oczyszczonej wody powstaje solanka o wysokiej zawartości zanieczyszczeń, w tym arsenu, 

której objętość może stanowić do 10% oczyszczanej wody [Kartin, Martin 1995]. 

Procesy zaawansowanego utleniania. Z danych literaturowych wynika, że usuwanie 

z roztworów związków arsenu(III) jest trudniejsze niż usuwanie arsenu(V), dlatego też 

zasadnym i stosowanym powszechnie procesem poprzedzającym usuwanie związków arsenu 

z roztworów jest przeprowadzenie techniką utleniania arsenu(III) w arsen(V). W stacjach 

uzdatniania wody wykorzystuje się szereg utleniaczy, tj. tlen, ozon, chlor, ditlenek 

chloru, nadmanganian potasu lub nadtlenek wodoru. Jednym z związków niegenerującym 

toksycznych produktów reakcji, a jednocześnie posiadający wysoki potencjał utleniający, 

jest nadtlenek wodoru. Wykazano, że ilość nadtlenku wodoru niezbędna do całkowitego 

utlenienia As(III) w roztworze o stężeniu 750 µg/dm 3 jest zależna głównie od pH 

roztworu i osiąga maksymalnie 10-krotną wartość zapotrzebowania stechiometrycznego 

[Lenoble i in. 2003, Molnar i in. 1994]. Zależność ta jest wynikiem większej szybkości reakcji 

nadtlenku wodoru z cząsteczkami zdysocjowanymi, w porównaniu do form niezdysocjowanych. 

Stwierdzono, że przy 100% nadmiarze utleniacza efektywność procesu utleniania 

arsenu(III) w zakresie stężeń od 0,3 do 15 g/dm 3 w każdym wypadku przekraczała 

95% [Molnar i in. 1994]. Badając zależność szybkości utleniania As(III) od pH stwierdzono 

znaczny wzrost szybkości reakcji w środowisku o pH powyżej 10. Zastosowanie jako utleniacza 

odczynnika Fentona (H 2 

O 2 

+ Fe(II)) pozwoliło na zmniejszenie stężenia As(III) z 2,5 

mg/dm 3 do poniżej 20 µg/dm 3 w czasie 10 min, nawet bez stosowania jego dużego nadmiaru 

[Balarama i in. 2001]. 

Kolejnym czynnikiem umożliwiającym utlenienie As(III) do As(V) jest ozon. Głównym 

celem procesu ozonowania wody jest jej dezynfekcja, która w przypadku wody pitnej nie 

powoduje powstawania produktów ubocznych. Ozon dodany do wody zawierającej arsen 

i rozpuszczalne żelazo, utlenia zarówno arsen jak i żelazo. Powstające w procesie micele 

wodorotlenku żelaza(III) o rozwiniętej powierzchni adsorbują arsen. Wodorotlenek żelaza- 

(III) wraz z zaadsorbowanym arsenem, może być usunięty w procesie filtracji. Kim, Nriagu 

[2000] badali efektywność utlenienia i usuwania występującego w próbkach wód gruntowych 

arsenu w obecności ozonu, powietrza oraz czystego tlenu. Stwierdzono, że ozon może 

skutecznie utleniać związki arsenu obecne w wodach gruntowych. W badaniach, w wyniku 

ozonowania wody gruntowej zawierającej As(III) na poziomie 40 mg/dm 3 w czasie 20 minut, 

stwierdzono całkowite utlenienie As(III) do As(V) [Smedley, Kiniburgh 2002]. Trzykrotny nadmiar 

ozonu w stosunku do ilości stechiometrycznej As(III) pozwala na ponad 95-procentowe 

utlenienie obecnego w wodzie As(III) już po 15 sekundach. Stwierdzono również, że na szybkość 

utleniania arsenu negatywnie wpływa obecność siarczków i węgla organicznego, natomiast 

temperatura i pH wody w zakresie od 6 do 9 mają niewielkie znaczenie. 

83


W pracy Nishimura i Umetsu [2001] przedstawiono możliwości usuwania arsenu z roztworów 

wodnych w zakresie pH 0,4–5,0, stosując utlenianie ozonem w obecności jonów 

manganu(II) oraz żelaza(II). Wyniki badań wykazały, że reakcja utleniania arsenu(III) do 

arsenu(V) poprzedza reakcję utleniania manganu(II). Arsen(V) reaguje z jonami Mn(III) 

tworząc osad o stosunku molowym Mn/As bliskim jedności, prawdopodobnie będącym 

MnAsO 4·nH 2 

O. Ponadto stwierdzono, że odpowiednia ilość jonów żelaza(II) obecna w roztworach 

wodnych zawierających arsen i mangan poprawia efektywność usuwania arsenu, 

szczególnie przy pH od 1 do 3. 

Kolejną techniką stosowaną w celu usuwania arsenu z roztworów wodnych jest metoda 

utleniania w obecności promieniowania UV/VIS [Garcia i in. 2004; Wegelin i in. 2005; Mareet 

i in. 2001; Myint Zaw i in. 2002; Bissen i in. 2001; Nguyen i in. 2008]. Fotoutlenianie As 

(III) zachodzi pod wpływem wy soce reaktywnych rodników jak OH·,·O 2 

, ·HO 2 

powstających 

w wyniku fotolizy związków absorbujących promieniowanie w zakresie UV/VIS. Wolne rodniki 

szybko utleniają As(III) do As(V), wykorzystując w tym celu tlen rozpuszczony w wodzie. 

Ważną rolę w tym procesie odgrywa tworzący się nadtlenek wodoru, posiadający zdolność 

bezpośredniego utleniania arsenu oraz generowania rodników OH·. W kilku pracach dokładnie 

omówiono mechanizmy fotokatalitycznego utleniania As(III). Koniecznym warunkiem reakcji 

fotoutleniania As(III) jest obecność w wodzie związ ków mających zdolności absorpcji 

promieniowania. W naturalnych wodach taką rolę pełnić mogą siarczany(IV), związki żelaza 

oraz kwasy fulwowe i huminowe. Fotoutlenianie As(III) w roztworach syntetycznych niezawierających 

żadnych innych związków jest możliwe jedynie przy promieniowaniu o długości 

fali mniejszej niż 240 nm, ze względu na to, że arseniany(III) nie absorbują promieniowania 

o większej długości fali [Mareet i in. 2001, Myint Zaw i in. 2002]. Potwierdzono również możliwość 

prowadzenia procesu fotoutleniania As(III) w obecności jonów żelaza(III) na poziomie 

280 mg/dm 3 , w kwaśnych roztworach o pH 1,5. Całkowite utlenienie As(III) o stężeniu w roztworze 

początkowym 150 mg/dm 3 osiągnięto w czasie 30 min [Mareet i in. 2001]. W pracy 

[Myint Zaw i in. 2002] przeprowadzono badania nad fotoutlenianiem arsenu z wykorzystaniem 

promieniowania o długości fali 185 nm, osiągając skuteczność procesu równą 75%. 

Dodatek do roztworu siarczanów(IV) spowodował wzrost szybkości reakcji. Naświetlanie 

roztworu As(III) o stężeniu początkowym 0,47 mg/dm 3 promieniowaniem UV o długości fali 

254 nm umożliwiło utlenienie jedynie śladowych ilości arsenu w czasie 20 min. Dodatek siarczanów(IV) 

pozwolił na utlenienie całkowitej ilości As(III) w tym samym czasie, natomiast podwojenie 

stężenia siarczanów(IV) skróciło czas utleniania do 3–4 min [Myint Zaw i in. 2002]. 

Garcia i in. [2004] przedstawili proces utleniania połączonego z naświetlaniem promieniowaniem 

światłem słonecznym jako alternatywną technologię eliminacji arsenu z wód gruntowych. 

Proces opiera się na fotochemicznym utlenianiu As(III) do As(V), po którym następuje 

wytrącanie oraz filtracja arsenu(V) zaadsorbowanego przez wodorotlenek żelaza(III). 

W ramach projektu o akronimie WATSAN opracowano metodę usuwania związków arsenu 

z roztworów wodnych techniką fotoutleniania [Wegelin i in. 2005]. Wyniki badań usuwa- 

84


nia arsenu z roztworów wodnych (syntetycznych, odpadowych wód kopalnianych oraz wód 

gruntowych z Bangladeszu) technikami fotoutleniania opisano szczegółowo w pracach [Garcia 

i in. 2004; Wegelin i in. 2005; Mareet i in. 2001; Myint Zaw i in. 2002; Bissen i in. 2001; 

Nguyen i in. 2008]. Wykazano powstawanie silnie utleniających rodników, pod wpływem promieniowania 

słonecznego, w wodzie zawierającej związki żelaza i tlen. Związkami ulegającymi 

reakcjom fotochemicznym są kompleksy Fe(III), w których następuje przejście elektronu 

z ligandu do centralnego atomu Fe [Technologies and costs... (US EPA) 2000]. W wyniku 

absorpcji kwantu promieniowania następuje redukcja Fe(III) do Fe(II) i wytworzenie wolnych 

rodników. W warunkach niskiego pH (1,0–2,5) kompleksy FeOH 2+ i FeCl 2+ absorbują promieniowanie 

słoneczne, natomiast do wód naturalnych o pH zbliżonym do obojętnego konieczne 

jest wprowadzenie dodatkowo kwasów organicz nych, np. kwasu cytrynowego, tworzących 

z żelazem kompleksy ulegające fotolizie [Wegelin i in. 2005]. W reakcji tej następuje również 

wytrącanie tlenków żelaza, które charakteryzuje właściwość adsorpcji As(V) z roztworu, co 

pozwala na jednoczesne utlenienie i usunięcie z roztworu arsenu. Na rysunku 1 przedstawiono 

schemat ideowy wykorzystanego w badaniach systemu SORAS. 

Rys. 1. Zasada działania urządzenia SORAS z naświetlaniem promieniami słonecznymi – fotochemiczne 

powstawanie reaktywnych utleniaczy dla utleniania As(III) do As(V) i wytrącenie 

wodorotlenku żelaza (III) z zaabsorbowanym As(V) [Wegelin i in. 2005] 

Fig. 1. Principle of SORAS equipment operation with exposure to sunrays – photochemical formation 

of reactive oxidizers for oxidation of AS(III) to As(V) and precipitation of iron(III) 

hydroxide with absorbed As(V) [Wegelin et al. 2005] 

85


3. Podsumowanie 

Przedstawione powyżej technologie usuwania arsenu charakteryzuje różna efektywność 

usuwania tego pierwiastka z roztworów wodnych. Zastosowanie technik membranowych 

umożliwia usunięcie związków arsenu z roztworów wodnych w granicach od 20% do 87%. 

Użycie technik promieniowania UV/VIS umożliwia usunięcie związków arsenu z wysoką 

skutecznością na poziomie 95%, jednakże należy tu zwrócić uwagę na warunki brzegowe 

procesu, które determinują skuteczność usuwania arsenu techniką promieniowania, tj. długość 

fali promieniowania UV poniżej 240 nm oraz wcześniejsze utlenianie As(III) do As(V). 

Techniki adsorpcji i współtrącenia umożliwiają usunięcie związków arsenu z roztworów 

wodnych do poziomu 10µg/dm 3 . Należy zauważyć, ze czynnikiem istotnym w każdej 

z metod jest pH roztworu oraz obecność innych jonów w roztworze, zwłaszcza Fe(II), Fe- 

(III) oraz Mn(II). 

Metodą koagulacji można w zależności od warunków procesu usunąć związki arsenu 

w granicach od 25 do 80%, natomiast stosowanie sprzężonych technik wymiany jonowej 

i koagulacji FeCl 3 

zwiększa skuteczność tego procesu do poziomu 99%. 

W opracowaniu zwrócono również uwagę na zróżnicowanie efektywności usuwania 

As w zależności od formy występowania pierwiastka. 


BALARAMA KRISHNA M.V., CHANDRASEKARAN K., KARUNASAGAR D., ARUNACHA- 

LAM J. 2001. A combined treatment approach using Fenton’s reagent and zero valent 

iron for the removal of arsenic from drinking water. Journal Hazard. Mater. B84, 229. 

BISSEN M., VIEILLARD-BARON M., SCHINDELIN A.J., FRIMMEL F.H. 2001. TiO 2 

-catalyzed 

photooxidation of arsenite to arsenate in anqueous samples. Chemosphere 44: 

751–757. 

BRANDHUBER P., AMY G. 1998. Alternative methods for membrane filtration of arsenic 

from drinking water. Desalination Volume 117, Issues 1–3, 20 September: 1–10. 

CLIFFORD D.A., GHURYE G.L. 2002. W W.T. Frankenberger (red.). Environmental chemistry 

of arsenie. Marcel Dekker, New York: 217. 

CLIFFORD D.A., GHURYE G., TRIPP A.R. 2003 Arsenic Removal from Drinking Water 

Using Ion-Exchange with Spent Brine Recycling. Journal Amer. Water Works Assoc. 

V. 35, No. 6: 119–130. 

CUMBAL L., SENGUPTA A.K. 2005. Arsenic removal Rusing Polymer-supported Hydrated 

Iron(III) Oxide. Environ. Sci. Technolog. 39: 608–615. 

DAUS B., WENNRICH R., WEISS H. 2004. Sorption materials for arsenic removal from 

water a comparative study. Water Res. 38: 2948–2954. 

DZIUBEK J. 2006. Badania technologiczne nad usuwaniem związków arsenu ze ścieków 

86


przemysłowych. Ochrona Środowiska nr 4. 

EDWARDS M. 1994. Chemistry of arsenic removal during coagulation and Fe-Mn oxidation. 

American Water Works Association 6, 64. 

FARRELL J., WANG J., O’DAY P., CONKLIN M. 2001. Electrochemical and Spectroscopic 

Study of Arsenate Removal from Water Using Zero-Valent Iron Media. Environ. Sci. 

Technol. 35, 2026. 

GARCÍA M.G., D’HIRIART J., GIULLITTI J., LIN H., CUSTO G., DEL M., HIDALGO V., LIT- 

TER M.I., BLESA M.A. 2004. Solar light induced removal of arsenic from contaminated 

groundwater: the interplay of solar energy and chemical variables. Solar Energy 77 

(2004): 601–613. 

GEUCKE T., DEOWAN S.A., HOINKIS J., PÄTZOLD CH. 2009. Performance of a smallscale 

RO desalinator for arsenic removal. Desalination Volume 239, Issues 1–3, April 

2009: 198–206. 

GUPTA K., CHEN K.Y. 1978. Arsenic removal by adsorption. Journal Water Pollution Control 

Fed. 50: 493–506. 

HAN B., ZIMBRON J., RUNNELS T.R., SHEN Z. 2003. New arsenic standard spurs search 

for costeffective removal techniques. Journal American Water Works Assoc. 95, 109. 

HERING J.G., CHEN P., WILKIE J.A., ELIMELECH M., LIANG S. 2004. Arsenic removal 

from drinking water durin coagulation. American Water Works Assoc. 96: 106. 

HUANG C.P., FU P.L.K. 1984. Treatment of arsenic (V) containing water by the activated 

carbon process. Journal Water Pollut. Control Fed. 56 233–242. 

JOHNSTON R., HEJIN H. 2001. Mat. z Sympozjum: Technologies for arsenic removal from 

drinking water. Safe Water Technology for Arsenic Removal – 1 Dhaka, Bangladesz 

5–7 maja 2001; http: citeseerx.ist.psu.edu/viewdoc/download 

KARTIN CH., MARTIN J. 1995. An overview of arsenic removal processes. Desalination 103: 79. 

KIM M.J., NRIAGU J. 2000. Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen. 

Sci. Total Environ. 247: 71–79. 

KORNGOLD E., BELAYEV N., ARONOV L. 2001. Removal of arsenic from drinking water 

by anion exchangers. Desalination 141, 81. 

KOWAL A., ŚWIDERSKA-BRÓŻ M. 1997. Oczyszczanie wody PWN, Warszawa. 

LENOBLE V., V DELUCHAT B., SERPAUD J., BOLLINGER J. 2003. Arsenite oxidation and arsenate 

determination by the molybdene blue metod. Talanta. Vol. 61, Issue 3, 4: 267–276. 

MAREET T., EMETT, GING H. KHOE. 2001. Photochemical oxidation of arsenic by oxygen 

and iron in acidic solutions. Wat. Res. Vol. 35, No. 3: 649–656. 

Mc NEILL L.S., EDWARDS M. 1995. Predicting arsenic removal during metal hydroxide 

Precipitation. American Water Works Association. 87, 105. 

MELITAS N., WANG J., CONKLIN M., O’DAY P., FARRELL J. 2002. Understanding Soluble 

Arsenate Removal Kinetics by Zerovalent Iron Media. Environ. Sci. Technol. 36, 2074. 

MOLNÁR L., VIRČÍKOVA E., LECH P. 1994. Experimental study of As(III) oxidation by hy- 

87


drogen peroxide. Hydrometallurgy vol. 35, Issue 1: 1–9. 

MYINT ZAW, MAREET T. EMETT 2002. Arsenic removal from water using advanced oxidation 

processes. Toxicology Letters. Vol. 133, Issue 1, 7: 113–118. 

NGUYEN T.V., VIGNESWARAN S., NGO H.H., KANDASAMY J., CHOI H.C. 2008. Arsenic 

removal by photo-catalysis hybrid system. Separation and Purification Technology, 

vol. 61, Issue 1, 6: 44–50. 

NIKOLAIDIS N.P., DOBBS G.M., CHEN J., LACKOVIC J.A. 2003. Arsenic Removal by Iron 

Fillings: Field, Laboratory and Modeling Studies. Water Research 37 (6): 1417–1425. 

NISHIMURA T., UMETSU Y. 2001. Oxidative precipitation of arsenic(III) with manganese(II) 

and iron(II) in dilute acidic solution by ozone. Hydrometallurgy 62: 83–92. 

O’CONNOR J.T., GULLEDGE J.H. 1973. Removal of Arsenic (V) from Water by Adsorption on 

Aluminum and Ferric Hydroxides. Journal American Water Works Assoc. 65, 8: 548–552. 

RAMASWAMI A., TAWACHSUPA S., ISLEYEN M. 2001. Batch-mixed iron treatment of 

high arsenic waters. Water res. 35: 4474. 

RAJAKOVIC L.V. 1992. The sorption of arsenic onto activated carbon impregnated with 

metallic silver and copper. Sep. Sci. Technol. 27: 1423–1433. 

SATO Y., KANG M., KAMEI T., MAGARA Y. 2002. Performance of nanofiltration for arsenic 

removal. Water Res. 36: 3371–3377. 

SHEN Y.S. 1973. Study of arsenic removal from drinking water. American Water Works Association. 

65: 543. 

SMEDLEY PL., KINIBURGH D.G., APPL. 2002. Review of the source, behaviour and distribution 

of arsenic in natural Walters. Geochem. 17: 517. 

SU CH., PULS R. W. 2003. In situ remediation of arsenic in simulated groundwater using 

zerovalent iron: laboratory column tests on combined effects of phosphate and silicate. 

Environ Sci Technol. 1, 37(11): 2582–7. 

SUZUKI T.M., BOMANI J.O., MATSUNAGA H., YOKOYAMA T. 2000. Preparation of porous 

resin loaded with crystalline hydrous zirconium oxide and its application to the removal 

of arsenic. React. Funct. Polym. 43 (1–2): 165–172 

THIRUNAVUKKARASU O.S., VIRARAGHAVAN T., SUBRAMANIAN K.S. 2003. Arsenic Removal 

from Drinking Water using Iron Oxide-Coated Sand. Water, Air, Soil Pollution 142, 135. 

THOMAS S.Y., CHOONGA, CHUAH T.G., ROBIAHA Y., GREGORY KOAY F.L., AZNI I. 

2007. Arsenic toxicity, health hazards and removal techniques from water: an overview. 

Desalination 217: 139–166. 

Technologies and costs for removal of arsenic from drinking water. 2000. U.S. Environmental 

Protection Agency (US EPA), EPA-815-R-00-028. 

WAYPA J.J., ELIMELECH M., HERING J.G. 1997. Arsenic removal by RO and NF membranes. 

Journal AWWA 89: 102–114. 

WEGELIN M., GECHTER D., HUG S., MAHMUD A., MOTALEB A. 2005. SORAS – a simple 

arsenic removal process, in Rural and Peri-urban Water Treatment. EAWAG. 

88


Ewa Kucharczak*, Andrzej Moryl** 

WPŁYW ŚRODOWISKA NA ZAWARTOŚĆ ARSENU I GLINU 

W NARZĄDACH MIĄŻSZOWYCH ZWIERZĄT ŁOWNYCH 

INFLUENCE OF ENVIRONMENT ON CONTENT OF ARSENIC AND 

ALUMINIUM IN HUNTING ANIMALS PARENCHYMAL ORGANS 

Słowa kluczowe: środowisko, zwierzęta łowne, narządy miąższowe, arsen, glin. 

Key words: environment, hunting animals, parenchymal organs, arsenic, aluminium. 

Streszczenie 

Celem badań było określenie wpływu środowiska na zawartość arsenu i glinu w tkankach 

saren, dzików i zajęcy, pochodzących z różnych pod względem zanieczyszczenia rejonów 

Polski (aglomeracji miejskich, rejonów przemysłowych i rolniczych). Do badań pobierano 

próbki wątroby i nerek, które mineralizowano na sucho w piecu muflowym w temperaturze 

450°C. Metale oznaczano bezpośrednio w mineralizacie metodą ICP-AES, na spektrofotometrze 

firmy Varian. Przeprowadzone badania wykazały, że problem zanieczyszczenia 

arsenem i glinem dotyczy głównie rejonów przemysłowych, a w mniejszym stopniu okolic 

aglomeracji miejskich. Świadczą o tym podwyższone zawartości arsenu w nerkach dzików 

i saren oraz glinu w obydwu narządach miąższowych u dzików i saren bytujących w rejonie 

Legnicko-Głogowskiego Okręgu Miedziowego. 

Niepokojąco wysokie ilości arsenu w wątrobie zajęcy oraz nerkach dzików pochodzących 

z rejonów rolniczych mogą być prawdopodobnie spowodowane obecnością lokalnych, niekontrolowanych 

źródeł ich emisji do środowiska. W związku z tym konieczne jest prowadzenie 

badań zawartości tych metali w tkankach zwierząt łownych również w rejonach, gdzie 

* Dr nauk wet. Ewa Kucharczak – Katedra Biochemii, Farmakologii i Toksykologii, Wydział 

Medycyny Weterynaryjnej, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Norwida 31, 

50-375 Wrocław; tel.: 71 320 54 31; e-mail: ewa.kucharczak@up.wroc.pl 

** Dr Andrzej Moryl – Instytut Inżynierii Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy 

we Wrocławiu, pl. Grunwaldzki 24, 50-363 Wrocław; tel.: 71 320 55 48; 

e-mail: andrzej.moryl@up.wroc.pl 

89

Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl 

nie istnieje wpływ dużych zakładów przemysłowych (przemysł wydobywczy, spalanie węgla), 

w znacznym stopniu zmuszonych do stosowania ekologicznie bezpiecznych technologii, 

zapewniających czystość środowiska. 

Summary 

The purpose of the study was to determine the influence of the environment on concentration 

of arsenic and aluminium in tissues of roe deer, wild boars and brown hares coming from different 

in consideration of contamination regions of Poland (urban, industrial and agricultural 

areas). Liver’s and kidneys’ samples were taken and mineralized dry in a muffle furnace at 

450°C. Metals were determined directly in mineralizate by the ICP-AES method on the Varian 

spectrophotometer. Carried out studies proved that the problem of contamination by aluminium 

and arsenic concerns especially industrial areas, and in a small degree urban areas. Increased 

levels of arsenic in kidneys of wild boars and roe deer, as well as aluminium in both parenchymal 

organs of wild boars and roe deer living in LGOM region, show about that. Disturbing high 

levels of arsenic in livers of brown hares and kidneys of wild boars coming from agricultural areas 

could be probably caused by existence of local, out of control source of their emission into 

environment. In connection with that it is necessary to conduct studies of metals’ contents in 

tissues of hunting animals also in areas, where there is no influence of large industrial plants 

(extractive industry, burning of carbon), to a significant degree forced to apply ecologically safe 

technologies, assured clarity of the environment. 


Prace prowadzone przez wielu autorów dowodzą, że u zwierząt żyjących w naturalnym 

ekosystemie zawartości w narządach wielu ksenobiotyków, w tym metali ciężkich, 

są o wiele większe niż stwierdzane w narządach zwierząt hodowlanych [Kramarowa i in. 

2005, Krupa 1997, Michalska i in. 1992, Włostowski i in. 2006]. Spowodowane jest to 

przede wszystkim ściślejszym powiązaniem zwierząt żyjących w środowiskach naturalnych 

z układami geochemicznymi tego środowiska, w związku z czym narażenie na działanie 

niekorzystnych czynników zachodzi zarówno poprzez system łańcucha pokarmowego, 

jak i poprzez emisję pyłów, gazów i spalin samochodowych. Ponadto leśne środowisko 

bytowania, którego gleby cechuje o wiele większe zakwaszenie naturalne, powodować 

może zwiększenie mobilności wielu metali i kumulację dawek subtoksycznych, m.in. w narządach 

miąższowych tych zwierząt. Działanie czynników pochodzenia antropogenicznego, 

dodatkowo zakwaszających gleby, przyczynia się do spotęgowania tego procesu. Do 

terenów o znacznej degradacji środowiska naturalnego należy m.in. obszar Legnicko-Głogowskiego 

Okręgu Miedziowego (LGOM) oraz rejon zgorzelecko-bogatyński. Dymy i pyły 

przemysłowe emitowane przez zlokalizowane na tych terenach kopalnie, huty oraz elektrownie, 

jak również spaliny z samochodów, pyły pochodzące ze zbiorników poflotacyjnych 

90

Wpływ środowiska na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych 

i dymy z elektrociepłowni, niewątpliwie przyczyniają się do znacznego zanieczyszczenia 

tych rejonów. Mimo prowadzonej przez duże zakłady przemysłowe (Kopalnia i Elektrownia 

„Turów”, Huta Miedzi „Głogów”) zdecydowanej polityki proekologicznej, województwo dolnośląskie 

nadal znajduje się w „czołówce” kraju pod względem emisji zanieczyszczeń do 

powietrza. I tak, działalność Elektrowni „Turów” stawia powiat zgorzelecki na pierwszym 

miejscu w regionie dolnośląskim pod względem emisji zanieczyszczeń gazowych (62,9% 

zanieczyszczeń emitowanych do powietrza w całym województwie, w tym SO 2 

– 59%, tlenków 

azotu – 63%, a zanieczyszczeń pyłowych – 45%) [Raport… 2010]. Również w pobliżu 

aglomeracji miejskich są obserwowane zwiększone emisje wielu ksenobiotyków, co związane 

jest głównie ze spalaniem paliw płynnych i stałych, a dodatkowym, istotnym źródłem 

metali ciężkich mogą być składowiska odpadów komunalnych i przemysłowych [Łoźna i in. 

2008, Węglarzy 2007]. 

Ponieważ narządy miąższowe pozyskane od zwierząt łownych są jednym z surowców 

do produkcji wyrobów z dziczyzny, do pełnej oceny tej żywności pochodzenia zwierzęcego 

konieczne jest również przeprowadzenie badań dotyczących zawartości metali. Istotny 

wpływ na ich zawartość ma niewątpliwie miejsce bytowania zwierząt łownych, o wiele ściślej 

powiązanych ze środowiskiem niż zwierzęta hodowlane [Hoydal i in. 2005, Pełczyńska 

1995, Żmudzki 2008]. 

Celem pracy była ocena wpływu środowiska, zróżnicowanego pod względem emisji 

zanieczyszczeń, na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych 

– saren, dzików oraz zajęcy i na tej podstawie próba odpowiedzi, czy dany gatunek zwierząt 

może być wykorzystany jako indykator skażenia środowiska metalami. 

2. METODYKA BADAŃ 

Materiał badawczy stanowiły próbki wątroby i nerek pochodzące od zwierząt łownych 

(saren, dzików i zajęcy), pobrane przez Inspekcję Weterynaryjną bezpośrednio 

w punktach skupu dziczyzny. Obejmowały one obwody łowieckie zlokalizowane w rejonach 

przemysłowych (A) – Legnicko-Głogowskim Okręgu Miedziowym (LGOM) oraz 

rejonie Elektrowni i Kopalni „Turów”; w rejonach aglomeracji miejskich (B) – okolice 

Wrocławia, Krakowa, Kielc oraz w rejonach rolniczych (C) – miejscowość Łęczyca w województwie 

łódzkim i Piaseczno w województwie dolnośląskim. 

Łącznie badaniom na zawartość metali poddano materiał pobrany od 40 saren w wieku 

około 3 lat, 20 dzików w wieku około 2 lat (15 sztuk loszek i 5 sztuk odyńców) oraz 36 

sztuk zajęcy (24 samice i 12 samców). 

Próbki narządów miąższowych o masie 5–10 gramów poddano po homogenizacji mineralizacji 

na sucho w piecu muflowym w temperaturze 450°C przez 24 godziny. W uzyskanym 

mineralizacie oznaczano – metodą ICP-AES na aparacie firmy Varian model 220– 

zawartość arsenu i glinu. 

91


Stosowane procedury analityczne są na bieżąco sprawdzane w badaniach wewnątrzlaboratoryjnych 

i międzylaboratoryjnych, z użyciem próbek kontrolnych wzmocnionych 

metalami o zróżnicowanych stężeniach, a także certyfikowanych materiałów 

referencyjnych (NIST-Standard Reference Material-firmy Merck). Uzyskane wyniki wyrażono 

w mg/kg świeżej masy tkanki, obliczając średnią arytmetyczną (x) i odchylenie 

standardowe (SD). 

3. WYNIKI I DYSKUSJA 

Arsen zaliczany jest do metali typowo toksycznych. Na wzrost jego koncentracji w środowisku 

naturalnym duży wpływ ma działanie czynników pochodzenia antropogenicznego 

związanych z przemysłem metalurgicznym lub górnictwem metali nieżelaznych oraz spalanie 

węgla. W pobliżu aglomeracji miejskich i podmiejskich główną przyczyną wzrostu zawartości 

arsenu było wieloletnie stosowanie wycofanych już pestycydów arsenowych. Toksyczność 

tego metalu wynika z jego powinowactwa do enzymów z grupą sulfhydrylową, 

zaburzającego metabolizm tłuszczów i węglowodanów. Szczególnie niebezpieczne jest 

działanie kancerogenne i teratogenne subtoksycznych dawek tego metalu. Jego obecność 

w środowisku ludzi i zwierząt jest nie tylko problemem ekologicznym, ale przede wszystkim 

zdrowotnym [Łoźna 2008, Węglarzy 2007]. 

Normatywna zawartość arsenu w wątrobie i nerkach zwierząt wynosi 0,5 mg/kg 

[Rozporządzenie…. 2003, Rozporządzenie… 2006]. Wyniki uzyskane w badaniach własnych 

nie wykazały w żadnym wypadku przekroczenia zawartości normatywnej. Najwyższy 

poziom tego metalu stwierdzono w wątrobie dzików i saren (okolice Wrocławia) 

oraz zajęcy (Łęczyca), a także w nerkach zajęcy z okolic Krakowa i dzików z rejonu Piaseczna 

(tab. 1 i 2). Stwierdzone podwyższone poziomy arsenu również u zwierząt z rejonów 

rolniczych są prawdopodobnie związane z obecnością lokalnych, niekontrolowanych 

źródeł jego emisji do środowiska. 

Tabela 1. Średnia zawartość arsenu w narządach miąższowych (średnia ± odchylenie standardowe) 

w mg·kg -1 m.m. 

Table 1. The average content of arsenic in parenchymal organs (mean ± standard deviation) in 

mg·kg -1 w.w. 

A 

Dziki 

n = 20 

Sarny 

n = 40 

Rejon badań 

wątroba nerki wątroba nerki 

Bogatynia 0,033± 0,02 0,026± 0,01 0,012± 0,001 0,013±0,003 

LGOM 0,033± 0,015 0,038± 0,01 0,030± 0,01 0,039± 0,023 

B Wrocław 0,034± 0,02 0,032± 0,02 0,059± 0,02 0,038± 0,01 

C Piaseczno 0,028± 0,015 0,056± 0,01 0,014± 0,005 0,013± 0,003 

Objaśnienia: A – rejony przemysłowe, B – rejon aglomeracji miejskich, C – rejony rolnicze. 

92


Tabela 2. Średnia zawartość metali w narządach miąższowych zajęcy (średnia ± odchylenie 

standardowe, n=36) w mg·kg -1 m.m. 

Table 2. The average metals΄ content in parenchymal organs of brown hares (mean ± standard 

deviation, n=36) in mg·kg -1 w.w. 

Rejony badań 

Arsen 

Glin 

Wątroba Nerki Wątroba Nerki 

Wrocław 0,024± 0,01 0,059± 0,01 1,58± 0,62 0,71± 0,21 

B Kraków 0,016± 0,007 0,078± 0,07 1,58± 0,62 3,60± 1,50 

Kielce 0,01± 0,004 0,021± 0,003 2,86± 0,29 3,15± 0,43 

C Łęczyca 0,047± 0,007 0,044± 0,005 1,06± 0,53 1,59± 0,73 

Objaśnienia: jak w tabeli 1. 

Analiza wpływu środowiska na zawartość arsenu prowadzona przez innych autorów 

wykazała zwiększone jego poziomy u zwierząt hodowlanych pochodzących z okręgów 

przemysłowych [Krupa 1997, Monkiewicz 1988, Monkiewicz 1994]. 

Znacznie większą niż w Polsce koncentrację arsenu w nerkach saren zaobserwowano 

na terenie Słowenii i Słowacji [Piskorova i in. 2003, Pokorny 2002]. Średnie ilości tego metalu 

u zwierząt pozyskanych z rejonów oddziaływania przemysłu metalurgicznego i elektrotechnicznego 

wynosiły 0,23 mg/kg, a dla porównania u zwierząt z rejonu rolniczo-przemysłowego 

– 0,20 mg/kg i typowo rolniczego – 0,14 mg/kg. Cytowani autorzy zauważyli 

również wysokie stężenie arsenu w nerkach saren pochodzących z rejonu Parku Narodowego, 

tj.0,20 mg/kg [Pokorny 2002]. 

W ciągu ostatnich kilku lat istotnie zmienił się pogląd na rolę glinu w prawidłowym funkcjonowaniu 

zwierząt i ludzi, a opublikowane prace dotyczyły przede wszystkim etiopatogenezy 

zaburzeń neurologicznych, wpływu na procesy biochemiczne i molekularne oraz 

układ kostny i krwiotwórczy [Gromysz-Kałkowska i in. 1999, Langauer-Lewowicka 2005]. 

Nierozpuszczalne związki glinu dostają się do organizmów drogą erogenną. Wchłaniają 

się bardzo powoli, będąc toksyczne tylko dla płuc, zaś przyjęte drogą doustną wykazują 

szczególne powinowactwo do tkanki łącznej. 

Z danych zawartych w tabeli 3 wynika, że najwyższe stężenie glinu stwierdzono w narządach 

miąższowych dzików oraz w nerkach saren pochodzących z rejonu legnicko-głogowskiego. 

Stosunkowo wysokie poziomy tego metalu zaobserwowano także w nerkach 

zajęcy bytujących w okolicach Krakowa (tab. 2). Z pewnością jest to związane z intensywnym 

uwalnianiem z gleb kwaśnych, a dodatkowe działanie czynników antropogenicznych 

obniżających pH gleby – nawozów sztucznych oraz kwaśnych deszczy potęguje ten proces 

[Węglarzy 2007]. Jest to problem szczególnie widoczny w rejonach narażonych na oddziaływanie 

kwaśnych opadów. Należy do nich właśnie rejon legnicko-głogowski oraz okolice 

Krakowa, czego przyczynami są: nadmierna emisja dymów i pyłów przemysłowych, 

jak również spaliny samochodów i pyły pochodzące ze zbiorników poflotacyjnych. 

93


Tabela 3. Średnia zawartość glinu w narządach miąższowych dzików i saren (średnia ± odchylenie 

standardowe) w mg·kg -1 m.m. 

A 

Table 3. The average content of aluminium in parenchymal organs (mean ± standard deviation) 

in mg·kg -1 w.w. 

Dziki 

n = 20 

Sarny 

n = 40 

Rejon badań 

wątroba nerki wątroba nerki 

Bogatynia 0,83± 0,22 1,19± 0,63 0,59± 0,32 0,77± 0,12 

LGOM 6,88± 4,09 6,71± 3,70 2,20± 0,84 4,51± 0,41 

B Wrocław 3,20± 2,40 3,10± 1,28 1, 21± 0,73 1, 98± 0,96 

C Piaseczno 1,01± 0,29 1,44± 0,72 0,41± 0,15 0,96± 0,29 

Objaśnienia: jak w tabeli 1. 

Ponieważ dużą zdolność kumulacji tego metalu mają rośliny nieprzetworzone, dlatego 

są one istotnym źródłem glinu, zwłaszcza dla zwierząt łownych. Dotychczas nie opracowano 

norm zawartości tego metalu w produktach pochodzenia zwierzęcego. Według niektórych 

autorów dopuszczalny maksymalny limit zawartości glinu w tkance mięśniowej wynosi 

10 mg/kg, a w większości badań produktów zwierzęcych wartości te nie przekraczają 

6 mg /kg [Gromysz-Kałkowska i in. 1999]. Dlatego też konieczna jest wnikliwa kontrola ilości 

tego pierwiastka w tkankach zwierząt łownych, zwłaszcza pochodzących z rejonów 

o zwiększonej emisji ksenobiotyków, przyczyniającej się do nadmiernego uwalniania glinu 

ze środowiska naturalnego. W konsekwencji bowiem dochodzić może do nadmiernej koncentracji 

tego metalu w tkankach zwierząt łownych, a produkty pochodzące od nich stają 

się kolejnym, dodatkowym źródłem glinu również dla człowieka. 

4. POSUMOWANIE 

Przeprowadzone badania wskazały przede wszystkim na celowość wyboru zwierząt 

łownych jako bioindykatorów skażenia środowiska arsenem i glinem. Potwierdzeniem 

tego są zaobserwowane wyższe stężenia analizowanych pierwiastków w tkankach tych 

zwierząt niż w tkankach zwierząt hodowlanych pochodzących z podobnych rejonów badawczych. 

Uzyskane wyniki badań świadczą o wpływie zanieczyszczonego środowiska miejskiego 

i przemysłowego. Wskazały również na konieczność prowadzenia badań zawartości 

tych metali w tkankach zwierząt łownych w rejonach, gdzie nie istnieje wpływ dużych 

zakładów przemysłowych (przemysł wydobywczy, spalanie węgla), w znacznym stopniu 

zmuszonych do stosowania ekologicznie bezpiecznych technologii, zapewniających czystość 

środowiska. 

94


PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE 

GROMYSZ-KAŁKOWSKA K., SZUBARTOWSKA E. 1999. Glin, występowanie w przyrodzie 

oraz wpływ na organizmy roślin, zwierząt i człowieka. Wydawnictwo UMCS, Lublin. 

HOYDAL K., DAM M. 2005. AMAP Faroe Islands heavy metals and POPs Core programme 

2004. Food Vet.Environ.Agency,Faroe Islands. Raport 2, Torshavn. 

KRAMAROWA M., MASSANYI P., JANCOVA A., TOMAN R., SLAMECKA J., TATARUCH 

F., KOVACIK J., GASPARIK J., NAD P., SKALICKA M., KORENEKOVA B., JURCIK 

R., CUBON J., HASCIK P. 2005. Concentration of cadmium in the liver and kidneys of 

some wild and farm animals. Bull.Vet.Inst.Pulawy, 49: 465–469. 

KRUPA J. 1997. Badania bioakumulacji metali ciężkich w mięśniach i narządach wewnętrznych 

zwierząt gospodarskich z południowo-wschodniego makroregionu Polski. Praca 

dokt., AR Kraków. 

LANGAUER-LEWOWICKA H. 2005.Glin – zagrożenia środowiskowe. Medycyna Środ. 8: 

59–64. 

ŁOŹNA K., BIERNAT J. 2008. Występowanie arsenu w środowisku i w żywności. Roczn. 

PZH. 59: 19–31. 

MICHALSKA K., ŻMUDZKI J. 1992. Zawartość metali w tkankach dzików, saren i jeleni 

w regionie wielkopolskim. Medycyna Wet. 4: 160–162. 

MONKIEWICZ J. 1988. Analiza skutków oddziaływania legnicko-głogowskiego okręgu 

miedziowego na organizm i użytkowość krów. Praca hab. Wydział Zootechniczny Akademii 

Rolniczej, Wrocław. 

MONKIEWICZ J., GERINGER H., NICPOŃ J. 1994. Wpływ specyficznych zagrożeń środowiskowych 

na krowy użytkowane w Okręgu Miedziowym. Medycyna Wet. 50: 162–166. 

PEŁCZYŃSKA E. 1995. Zwierzęta łowne w Polsce i ich ocena sanitarno-weterynaryjna. 

Medycyna Wet. 51: 23–26. 

PISKOROVA L., VASILKOVA Z., KRUPICER I. 2003. Heavy metal residues in tissues of 

wild boar (Sus Scrofa) and red fox (Vulpes vulpes) in the Central Zemplin region of the 

Slovak Republic. Czech. J. Anim. Sci. 48: 134–138. 

POKORNY B. 2002. Roe deer Capreolus capreolus as an accumulative bioindicator of heavy 

metals in Slovenia.Web.Ecology. 1: 54–62. 

Raport o stanie środowiska w województwie dolnośląskim w 2010 roku. 2010. Inspekcja 

Ochrony Środowiska. Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska we Wrocławiu, 

Wrocław. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku w sprawie maksymalnych 

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować 

się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, 

substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni 

żywności (Dz.U. 2003. Nr 37, poz.326; zał.1). 

95


Rozporządzenie Komisji 2006/1881/WE z dnia 19 grudnia 2006 r. ustalające najwyższe 

dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych 

(Dz.U.2006, L. 364, 5–24). 

WĘGLARZY K. 2007. Metale ciężkie – źródła zanieczyszczeń i wpływ na środowisko. 

Wiad. Zootech. 45(3): 31–38. 

WŁOSTOWSKI T., BONDA E., KRASOWSKA A. 2006. Free-ranging European bisons accumulate 

more cadmium in the liver and kidneys than domestic cattle in north-eastern 

Poland. Sci. Total.Environm. 1–3: 295–300. 

ŻMUDZKI J. 2008. Kontrola pozostałości chemicznych w tkankach zwierząt i żywności – 

ważny element w ochronie zdrowia publicznego. Post.Nauk Roln. 2: 49–59. 

96


Milena Truba*, Kazimierz Jankowski*, Jacek Sosnowski*, 

Janusz Deska* 

BEZPIECZEŃSTWO PRZECIWPOWODZIOWE MIESZKAŃCÓW 

WOJEWÓDZTWA MAZOWIECKIEGO 

FLOOD SECURITY OF MAZOVIA VOIVODSHAFT CITIZEN 

Słowa kluczowe: bezpieczeństwo przeciwpowodziowe, powodzie zimowe, powodzie opadowe. 

Key words: flood security, snowmelt floods, rain floods. 

Streszczenie 

Zgodnie z Dyrektywą Powodziową, powódź jest to czasowe pokrycie terenu wodą, który 

normalnie nie jest nią pokryty. Zjawisko to jest więc klęską żywiołową, czyniącą szkody 

przez zalanie terenów przyległych do rzeki. W dzisiejszych czasach powodzie i podtopienia 

są przyczyną strat plonów, degradacji gleb oraz wielomiliardowych strat. 

Celem tego opracowania jest przedstawienie terenów zagrożonych powodzią, czego znajomość 

może zapobiec wielu stratom zarówno na terenach zamieszkałych, jak i na polach 

uprawnych. Na terenie analizowanego województwa występują przede wszystkim powodzie 

zimowe i roztopowe, rzadziej opadowe. Obszarami najbardziej narażonymi na straty 

powodziowe na analizowanym obszarze są: miasto Płock nad Wisłą, Siedlce nad Liwcem 

oraz całe powiaty pułtuski, wyszkowski i grójecki, które leżą przede wszystkim w dolinach 

rzek: Bug, dolny odcinek Bzury, Liwiec, Narew powyżej Pułtuska, Orzyc oraz Pilica. Jednym 

z działań ograniczających szkodliwość tych cieków jest lokalizacja polderów. Częstą przyczyną 

ponoszenia przez ludzi strat materialnych w wyniku wystąpienia powodzi jest osadzanie 

się oraz rozwój gospodarczy na terenach narażonych na niebezpieczeństwo powodzi. 

Zadaniem priorytetowym ze względu na uchronienie analizowanego regionu przed powodzią 

powinno być utrzymanie istniejących obiektów (wałów przeciwpowodziowych i zbiorni- 

* Mgr inż. Milena Truba, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr inż. Jacek Sosnowski, 

dr inż. Janusz Deska – Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, Uniwersytet 

Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; 

e-mail: laki@uph.edu.pl 

97

Milena Truba i in. 

ków) w należytym stanie oraz rozpoczęcie realizowania nowych inwestycji (m.in. polderów). 

Niezwykle istotną rolę odgrywają działania prewencyjne, w zakres których wchodzi zwiększenie 

lesistości, przywrócenie rzekom obszarów zalewowych w ich dolinach, przestrzeganie 

miejscowych planów zagospodarowania przestrzennego lub w razie jego braku ograniczenie 

zabudowy na terenach zalewowych. 

Summary 

According to the Floods Directive [2007], the Flood is a temporary covering of land with water, 

which normally is not cover. This phenomenon is a natural disaster doing the damage by 

flooding of areas near the river. Nowadays, floods and flooding are the cause of crops loss, 

soil degradation and the multibillion-dollar losses. The purpose of this paper is to provide 

of flood-risk areas, what the knowledge can prevent many losses, both in urbanized areas 

and cultivated plants. Within the analyzed region are mainly winter and snowmelt floods, 

less rain’s one. The greatest risk of flood losses in the analyzed region stated are: Płock 

city on the Wisła river, Siedlce on the Liwiec river and all caunties pułtuski, wyszkowski and 

grójecki, that stated thou the major rivers such as the Wisła, Narew, Bug, Pilica and Bzura. 

One of the measures for reducing the harmfulness of these courses is the location of polders. 

Often caused of people material losses due to floods is building up and economic development 

in areas exposed to flood hazards. A priority order to save the analyzed region 

from flooding should be to maintain existing objects (dikes, reservoirs) in good condition and 

starting with the new projects (among others polders). An extremely important role played 

the preventive activity, which fall within increasing of forest cover, the restoration of floodplains 

for rivers in the valleys, compliance with local land use plans or if there is no, limitation 

of development in flood areas. 


Województwo Mazowieckie ułożone w centralnej Polsce należy do strefy klimatu 

umiarkowanego. Zarówno lokalizacja województwa, jak i jego klimat, nie stanowią jednak 

czynników decydujących o bezpieczeństwie przeciwpowodziowym [Mioduszewski 2011]. 

Szacuje się, że tereny zagrożone tym zjawiskiem stanowią łącznie ok. 6,5% powierzchni 

danego województwa [Program Ochrony… 2007]. 

Zgodnie z Dyrektywą Powodziową powódź jest to czasowe pokrycie terenu wodą, który 

normalnie nie jest nią pokryty. Zjawisko to jest więc klęską żywiołową, czyniącą szkody 

przez zalanie terenów przyległych do rzeki. Powodzią może być wezbranie, podczas którego 

poziom zwierciadła wody przekracza stan brzegowy lub przelewa się przez koronę 

wału, zalewając przy tym dolinę rzeki [Jarzębińska 2006]. Szkoda powodziowa ma inne 

znaczenie niż strata powodziowa. Szkodą jest wielkość powstałych zniszczeń podczas 

klęski i wyraża się ją na przykład w powierzchni uszkodzonych upraw lub w ilości uszko- 

98

Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego 

dzonych budynków. Strata powodziowa określa poniesione szkody ilością pieniędzy wyłożoną 

na usunięcie tych szkód [Program małej retencji… 2008]. 

Obszarem zagrożonym jest teren doliny rzecznej narażony na zalanie podczas wezbrania. 

Wyróżnić można obszar bezpośredniego zagrożenia powodziowego, czyli teren 

doliny niechroniony wałami, narażony na zalew przy każdym wystąpieniu wód rzeki z brzegów, 

oraz obszar potencjalnego zagrożenia powodziowego, czyli teren chroniony wałami, 

zagrożony zalewem w wyniku zawodności istniejącego zabezpieczenia [Program małej 

retencji… 2008]. 

Człowiek nie od zawsze starał się przeciwstawiać zjawiskom wywołanym przez ekstrema 

hydrometeorologiczne, by ograniczyć ich skutki. Mieszkańcy tarasów zalewowych 

potrafili znaleźć dobre strony powodzi, ponieważ nanosiły one na ich gleby muł. Podejmowane 

były także działania w celu zatrzymania jak największej ilości tej żyznej materii na 

polu [Mioduszewski 2011]. W dzisiejszych czasach powodzie i podtopienia są przyczyną 

strat plonów, degradacji gleb oraz wielomiliardowych strat [Kaca 2011]. Celem opracowania 

jest określenie i wskazanie terenów zagrożonych powodzią, czego znajomość może 

zapobiec wielu stratom, zarówno na terenach zamieszkałych, jak i na polach uprawnych. 

2. powodzie występujące na terenie Województwa Mazowieckiego 

2.1. Rodzaje powodzi występujących na terenie Województwa Mazowieckiego 

Na terenie analizowanego województwa występują przede wszystkim powodzie zimowe 

i roztopowe, rzadziej natomiast opadowe. 

Powodzie zimowe są spowodowane nasileniem zjawisk lodowych. Wyróżnić tu można 

powodzie śryżowe, zatorowe oraz lodowe. Pierwsze wywołane są przez szybkie i obfite 

tworzenie się śryżu lub lodu dennego, który osadza się na dnie rzeki, zmniejszając 

jej przekrój. W wyniku tego działania zwierciadło wody w rzece ulega spiętrzeniu. Jest 

to zjawisko występujące najczęściej w grudniu i styczniu [Byczkowski 1999]. Powódź zatorowa 

wywołana jest spiętrzeniem zwierciadła wody przez zator lodowy. Ma to miejsce 

w zwężeniach koryta, na płyciznach i zakrętach, gdzie zatrzymująca się i nawarstwiająca 

kra uniemożliwia sprawny przepływ wody w rzece [Jarzębińska 2006, Program 

Ochrony… 2007]. 

Powódź roztopowa spowodowana jest spływem wiosennych wód powstałych w wyniku 

gwałtownego topnienia pokrywy śnieżnej. Często zasilana jest dodatkowo opadem 

atmosferycznym [Byczkowski 1999, Program Wisła… 2001]. Wielkość i zasięg tego typu 

powodzi zależy od grubości pokrywy śnieżnej, zawartości wody w śniegu i ukształtowania 

terenu. Czasem wezbranie roztopowe zdarza się w środku zimy. Ma to przeważnie charakter 

lokalny i nie jest zjawiskiem groźnym [Jarzębińska 2006]. Powodzie roztopowe występują 

przeważnie w marcu i kwietniu [Byczkowski 1999]. 

99


Powodzie opadowe występują latem, od czerwca do sierpnia. Wywołane są intensywnymi, 

nawalnymi opadami deszczu, którym często towarzyszą burze [Program Wisła…2001]. 

W ostatnich latach pojawiło się nowe określenie – „powodzie miejskie”. Jest to zjawisko 

zależne od działalności człowieka oraz zagospodarowania przez niego zlewni rzeki. Antropopresja 

ma znaczący wpływ na zmiany hydrologiczne w zlewni, gdzie rozwój infrastruktury 

przeciwpowodziowej często nie nadąża za rozwojem otoczenia [Jarzębińska 2006]. 

2.2. Przyczyny występowania powodzi i działania zapobiegające 

Na terenie Województwa Mazowieckiego występują różne formy ochrony przyrody. 

Miedzy innymi chronią one walory przyrodnicze rzek i ich dolin. Dlatego też jakiekolwiek 

techniczne działania przeciwpowodziowe powinny być zaplanowane w sposób przyjazny 

dla środowiska [Program małej retencji… 2008]. Według Projektu Polityki Wodnej [2010] 

główną przyczyną występowania powodzi bowiem jest utrata naturalnej retencji zlewni. Postępujący 

rozwój gospodarczy sprzyja urbanizacji terenów jeszcze niezagospodarowanych. 

W konsekwencji zmniejsza się ilość wody magazynowanej, a zwiększa się odpływ z danego 

obszaru. Jest to spowodowane zwiększającą się powierzchnią terenów nieprzepuszczalnych. 

Obecnie grunty zurbanizowane i zabudowane zajmują około 5% ogólnej powierzchni 

województwa. Największe zagrożenie powodziowe w analizowanym regionie stwarzają 

duże rzeki, Wisła, Narew, Bug, Pilica oraz Bzura. Jednym z działań ograniczających szkodliwość 

tych cieków jest lokalizacja polderów [Program małej retencji… 2008]. Poldery są to 

obszary przeznaczone pod kontrolowany zalew przy przejściu fal wezbraniowych. Tworzą 

je pastwiska oraz łąki użytkowane ekstensywnie, nie ma również możliwości tworzenia zabudowy 

na tym terenie [Mioduszewski 2010]. Niewystarczającą okazała się również pojemność 

istniejących zbiorników retencyjnych, których zadaniem jest zatrzymanie przepływów 

powodziowych większych od przepływu dozwolonego. W tabeli 1 zamieszczono zestawienie 

większych zbiorników retencyjnym w analizowanym województwie. 

Tabela 1. Zestawienie większych zbiorników retencyjnych w Województwie Mazowieckim [Program 

małej retencji… 2008] 

Table 1. The list major retention reservuars in Mazovia Voivodship [Program of small retention… 

2008] 

Nazwa zbiornika 

Rzeka 

Pojemność 

przy max PP 

[mln m 3 ] 

Powierzchnia 

przy max PP 

[km 2 ] 

Wysokość 

piętrzenia 

[m] 

Włocławek Wisła 370,0 75,0 13,9 

Dębe Narew 90,0 33,0 5,8 

Domaninów Radomka 12,9 5,0 8,6 

Nowe Miasto Sona 2,2 0,1 2,2 

Soczewka Skrwa Lewa 1,2 0,5 4,4 

Ruda Mławka 0,8 0,4 5,2 

100


Zbiornik Włocławek jest drugim co do wielkości w kraju, poprzedza go obiekt starszy 

o dwa lata – Solina na rzece San, którego pojemność przy maksymalnym piętrzeniu wynosi 

472,4 mln m 3 (woj. Podkarpackie). Pozostałe zbiorniki Województwa Mazowieckiego 

mieszczą się poza pierwszą dziesiątką największych tego typu obiektów w Polsce. Trzecim 

co do wielkości zbiornikiem w Polsce jest zbiornik Czorsztyn-Niedzica na rzece Dunajec, 

o pojemności 231,9 mln m 3 (woj. Małopolskie) [Mały Rocznik... 2012]. 

Podczas wezbrania nadmiar wody jest przetrzymywany w zbiorniku do chwili ustąpienia 

niebezpieczeństwa. Działanie to wpływa na spłaszczenie oraz przesunięcie w czasie 

fali wezbraniowej. Woda jest następnie stopniowo wypuszczana i użytkowana w zależności 

od potrzeb [Winter 2011]. 

Województwo Mazowieckie posiada w swoim obrębie około 7,2 tysiące km rzek i strumieni. 

Długość cieków obwałowanych wynosi około 0,67 tysięcy km, co daje powierzchnię 

obszaru chronionego wielkości ponad 116 tysięcy ha. Duża część wałów chroni miasta 

i osiedla, inne chronią przed zalaniem tereny użytkowane rolniczo [Mioduszewski 2010]. 

Zalecana jest modernizacja istniejących wałów, a także budowa nowych, między innymi na 

Narwi, Bugu, Bzurze i mniejszych rzekach. W niektórych wypadkach wskazane jest przeprowadzenie 

w korytach prac utrzymaniowych [Program małej retencji... 2008]. 

Częstą przyczyną ponoszenia przez ludzi strat materialnych w wyniku wystąpienia powodzi 

jest osadzanie się oraz rozwój gospodarczy na terenach narażonych na niebezpieczeństwo 

powodzi. Miejscowości położone nad rzekami mają swoje korzenie w czasach, 

w których osadzenie się w dolinie rzeki i gospodarowanie na jej żyznych glebach było warunkiem 

zapewnienia dostatniej ilości pożywienia [Mioduszewski 2011]. Dziś dąży się do 

przywrócenia naturalnego stanu doliny rzeki, a nawet wskazane jest, aby dolina ta była 

podczas powodzi zalewana, co w konsekwencji zmniejsza wielkość fali kulminacyjnej. 

W celu zminimalizowania strat należy ograniczyć zabudowę terenów zalewowych 

[Program małej retencji… 2008]. Powinno być to uwzględnione w wojewódzkich i miejscowych 

planach zagospodarowania przestrzennego oraz bezwzględnie przestrzegane [Bereszyński 

2011]. W miarę możliwości powinno się realizować przesiedlenia oraz wykup 

nieruchomości z terenów zagrożonych oraz dotkniętych klęską. 

Aby tereny zagrożone powodzią nie były zagospodarowywane w sposób nie właściwy, 

potrzebny jest sprawny system regulacji prawnych dotyczących oceny ryzyka powodziowego. 

W zależności od prawdopodobieństwa wystąpienia powodzi rozróżnia się następujące 

strefy zagospodarowania doliny rzeki (rys. 1): 

• strefę małego zagrożenia A – jest to obszar pomiędzy istniejącymi wałami przeciwpowodziowymi 

lub w razie ich braku między linią zalewu przez wody miarodajne Q m 

a linią zalewu maksymalnego przepływu rocznego Q max 5% 

, tereny te mogą być przeznaczone 

i zagospodarowane pod rekreację oraz pod uprawę roli, zabrania się natomiast 

stawiania na tych terenach budynków mieszkalnych, gospodarczych czy przemysłowych; 

101


• strefę średniego zagrożenia B – strefa ta rozciąga się pomiędzy liniami zalewu wywołanego 

przepływami maksymalnymi o prawdopodobieństwie wystąpienia p=5% a prawdopodobieństwie 

wystąpienia p=50%, tereny te są przeznaczone przede wszystkim 

pod użytki zielone i grunty orne; w obszarze miejskim dopuszcza się możliwość przeznaczenia 

terenu pod parki i zieleńce, jakiekolwiek budynki są niedopuszczalne; 

• strefę wielkiego zagrożenia C – jest to obszar położony pomiędzy liniami zalewu wodami 

przepływu maksymalnego rocznego o p=50% a linią wody brzegowej; zaleca się 

zagospodarowanie tej strefy pod użytki zielone (łąki, pastwiska), niedopuszczalna jest 

natomiast uprawa rolna oraz jakiekolwiek zabudowania [Banasik 2011]. 

Rys. 1. Strefy zagrożeń powodziowych [Banasik 2011] 

Fig. 1. Areas of flood risks [Banasik 2011] 

Kolejnym działaniem prewencyjnym jest renaturyzacja przekształconych odcinków 

rzek oraz przywrócenie ich terenów zalewowych tam, gdzie nie spowoduje to istotnych 

strat [Bereszyński 2011, Program małej retencji… 2008]. Renaturyzacja jest długotrwałym 

procesem polegającym na przywróceniu rzece postaci, którą miała przed jej uregulowaniem 

lub nadaniu jej naturalnego charakteru. Roboty w korycie rzek na odcinkach, które 

nie zostały uregulowane, powinny być ograniczone do niezbędnych działań polegających 

na zabezpieczeniu brzegów koryta [Program Wisła… 2001]. 

Ważnym czynnikiem sprzyjającym powodzi są niedrożne odwadniające systemy melioracyjne. 

W analizowanym w niniejszym opracowaniu województwie zdrenowanych zostało 

512,1 tysięcy ha gruntów ornych, co stanowi 12,9% zdrenowanych gruntów ornych całego 

kraju oraz 25,7 tys. ha użytków zielonych, tj. 6,4% w skali kraju [Rocznik Statystyczny… 

2011]. Funkcją systemu odwadniającego jest odprowadzenie nadmiaru wody z danego terenu 

w celu jego zagospodarowania. Często jednak są to już systemy zaniedbane, wyłączone 

z eksploatacji, które uległy zniszczeniu i nie pełnią swej pierwotnej funkcji. Odprowadzanie 

wody z terenu zmeliorowanego przyczynia się jednak do pomniejszania retencji danego 

obszaru, dlatego korzystniejszym rozwiązaniem są systemy odwadniająco-nawadniające. 

Dzięki układowi zastawek na sieci można regulować poziom wody w zależności od potrzeb 

102


np. przed koszeniem użytku zielonego należy zastawki podnieść w celu obniżenia zwierciadła 

wody, co umożliwi wjazd na teren. Po skończonych pracach na polu zastawki należy 

opuścić w celu spiętrzenia wody, co podniesie stan zwierciadła wody. 

Dobrze utrzymane urządzenia melioracji wodnych przyczyniają się do biernej ochrony 

przeciwpowodziowej, zmniejszają ryzyko wystąpienia oraz natężenie negatywnych skutków 

powodzi [Kaca 2011]. 

Bardzo ważnym elementem walki z powodziami jest także zwiększenie lesistości. Ich 

stosunkowo mała powierzchnia potęguje bowiem wielkość powodzi. Województwo Mazowieckie 

jest jednym z najsłabiej zalesionych regionów Polski, powierzchnia pokryta lasami 

w Województwie Mazowieckim wynosi 22,7% i jest to przedostatni wynik zaraz po Województwie 

Łódzkim (21,1%). Najbardziej zalesionym regionem w kraju jest Województwo 

Lubuskie, gdzie lasy zajmują 49,0% powierzchni [Lasy w Polsce 2011]. Największe kompleksy 

leśne znajdują się w północnej i południowej części analizowanego regionu, stanowią 

je puszcze: Kampinoska, Kozienicka, Kurpiowska, Biała i Bolimowska [Program małej 

retencji… 2008]. Istotne znaczenie mają także zadrzewienia śródpolne, które również stanowią 

element małej retencji wodnej. 

Niezwykle ważne jest również dobre prognozowanie możliwości wystąpienia powodzi 

oraz wczesne ostrzeganie o powodzi. Z tego powodu dlatego powołano przeciwpowodziową 

osłonę hydrologiczno-meteorologiczną, centra reagowania kryzysowego oraz 

system monitoringu i osłony kraju SMOK. Zadaniem tego systemu jest gromadzenie i rozpowszechnianie 

danych informujących o aktualnym oraz przewidywalnym stanie hydrosfery 

oraz atmosfery, co stwarza możliwość prognozowania i ostrzegania przed niebezpiecznymi 

zjawiskami pogodowymi. System ten obejmuje cały kraj i skupia się głównie na 

ochronie przed powodzią [Program Ochrony… 2007]. 

Zgodnie z przepisami ostrzeżenia o zagrożeniu powodzią są sporządzane przez 

IMGW, a następnie wysyłane do centrów wojewódzkich, które mają obowiązek powiadomić 

powiaty, a te z kolei gminy. Mieszkańcy poszczególnych gmin są powiadamiani o zagrożeniu 

przez samorządy za pomocą syren alarmowych lub dodatkowo przez ochotniczą 

straż pożarną, straż miejską lub policję [Konieczny i Siudak 2011]. 

Szacuje się, że usunięcie skutków powodzi z roku 2010 kosztowało Województwo Mazowieckie 

około 32 mln. zł. W skali kraju powódź ta przyniosła straty wysokości około 12,5 

mld zł [Bogucka 2011, Rachoń 2011]. Po powodzi powstaje także wiele szkód pozaekonomicznych 

takich, których wartości nie sposób oszacować. Mogą to być przerwy w funkcjonowaniu 

lub całkowita upadłość przedsiębiorstw, na skutek utraconej dokumentacji oraz 

danych. Gospodarstwa rolne prócz straty plonów borykać się mogą z problemem skażenia 

gleby, która przez długi okres nie wróci do dawnej formy. Najbardziej dotkliwą szkodą, 

nie do oszacowania, jest jednak utracone zdrowie oraz silny stres i napięcie powodzian, 

czego następstwem bywa często depresja. Szacuje się, że 10–20% ludzi dotkniętych powodzią 

nie jest w stanie poradzić sobie bez pomocy psychologa [Konieczny i Siudak 2011]. 

103


2.3. Miejsca występowania powodzi w Województwie Mazowieckim 

Największe zagrożenie powodziowe w Województwie Mazowieckim stwarza fala wezbraniowa 

na Wiśle. Powodują ją obfite opady deszczu lub roztopy w południowej części 

kraju. Powodzie w dorzeczu Wisły pojawiają się regularnie i jest to zjawisko występujące 

co około 5 – 6 lat. Zagrożeniem są również fale wezbraniowe na średnich rzekach, takich 

jak Bug, Narew czy Pilica. 

Rys. 2. Obszary narażone na niebezpieczeństwo powodzi [Program małej retencji… 2008] 

Fig. 2. Areas with flood risk [Programm of small retention... 2008] 

Mniejsze cieki nie stanowią na ogół niebezpieczeństwa dla mieszkańców i budynków 

w dolinach. Długo utrzymujące się rozlewiska powodują jednak szkody w rolnictwie [Mioduszewski 

i Nasiadko 2006]. Ogólną tendencją jest występowanie na południu wojewódz- 

104


twa wezbrań powodziowych o charakterze roztopowym i opadowym, w północnej części 

zaś – wezbrań roztopowych. 

Zgodnie z mapą na rys. 2 obszarami narażonymi na niebezpieczeństwo powodzi okazały 

się doliny rzek: Bugu, dolnego odcinka Bzury, Liwca, Narwi powyżej Pułtuska, Orzyca 

oraz Pilicy [Program małej retencji... 2008]. 

Powodzie wyrządzają najwięcej szkód na terenach zurbanizowanych oraz rozwiniętych 

gospodarczo. Jak pokazano na rysunku 3 są to przede wszystkim tereny miast Płocka 

nad Wisłą i Siedlec nad Liwcem oraz całe powiaty: pułtuski, wyszkowski i grójecki, gdzie 

powierzchnia intensywnie zagospodarowana na terenie zagrożonym powodzią przekracza 

1000 ha. 

Rys. 3. Powierzchnia [ha] w powiatach obszarów intensywnie zagospodarowanych w strefie zalewów 

powodziowych [Program malej retencji… 2008] 

Fig. 3. Surface [ha] in parisbes of intensiv development areas in flooding region [Programm of 

small retention... 2008] 

105


Zagrożone są także obszary intensywnie użytkowane (500–1000 ha) w powiatach: 

ostrołęckim, makowskim, ostrowskim, sochaczewskim, nowodworskim, wołomińskim, mińskim, 

siedleckim, otwockim, garwolińskim, kozienickim i lipskim oraz miasto Warszawa 

[Program Małej Retencji… 2008]. 

3. WNIOSKI 

Niniejsze opracowanie przybliżyło istniejącą sytuację bezpieczeństwa przeciwpowodziowego 

mieszkańców Województwa Mazowieckiego, z uwzględnieniem skutków powodzi 

oraz działań zapobiegających powodziom na omawianym terytorium. Nie mniej jednak 

plany działań przeciwpowodziowych powinny obejmować przede wszystkim granice hydrograficzne 

regionu a nie granice administracyjne. 

Obszarami narażonymi na straty powodziowe są tereny miast: Płocka nad Wisłą i Siedlec 

nad Liwcem oraz całe powiaty: pułtuski, wyszkowski i grójecki, które leżą przede 

wszystkim w dolinach rzek: Bug, dolny odcinek Bzury, Liwiec, Narew powyżej Pułtuska, 

Orzyc oraz Pilica. 

Zadaniem priorytetowym w celu uchronienia analizowanego regionu przed powodzią 

powinno być utrzymanie istniejących wałów przeciwpowodziowych i zbiorników w należytym 

stanie oraz rozpoczęcie realizacji nowych inwestycji (m.in. budowy polderów). 

Niezwykle istotną rolę odgrywają działania prewencyjne, w zakres których wchodzi 

podnoszenie lesistości, przywrócenie rzekom obszarów zalewowych w ich dolinach, przestrzeganie 

miejscowych planów zagospodarowania przestrzennego lub w razie jego braku 

ograniczenie zabudowy na terenach zalewowych. 

Brak współpracy pomiędzy jednostkami administracyjnymi oraz brak koordynacji nad 

całością działań ma swoje odzwierciedlenie w coraz to większych stratach podczas kolejnych 

powodzi [Bereszyński 2011], dlatego też niezbędne jest ciągłe doskonalenie działań 

organizacyjnych oraz procedur obowiązujących w razie wystąpienia powodzi. 


BANASIK K. 2011. Materiały wykładowe z przedmiotu Ocena Zagrożeń Powodziowych, SGGW. 

BERESZYŃSKI A. 2011. Stanowisko Państwowej Rady Ochrony Przyrody w sprawie koniecznej 

reformy ochrony przeciwpowodziowej w Polsce, z 21 czerwca 2010 r. Wiad. 

Mel. i Łąk. 54, 1: 42–43. 

BOGUCKA D. 2011. Ekoinnowacje na Mazowszu cz. III. Warszawa: 25–27. 

BYCZKOWSKI A.1999. Hydrologia tom 2. Wyd. SGGW, Warszawa. 

Dyrektywa 2007/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 października 

2007 r. w sprawie oceny ryzyka powodziowego i zarządzania nim. Dz.U. Unii Europejskiej 

L 288/27 z 6.11.2007 r. 

106


FAL B. 1997. Powódź tysiąclecia? Wiedza i życie 10. 

JARZĘBIŃSKA T. 2006. Zagrożenie powodziowe. W: Vademecum Ochrony Przeciwpowodziowej. 

KZGW, Gdańsk: 11–37. 

KACA E. 2011. Melioracje wodne jako czynnik ograniczający skutki ekstremalnych zjawisk 

hydrometeorologicznych. Wiad. Mel. i Łąk. t. 54, 3: 115–119. 

KONIECZNY R., SIUDAK M. 2011. Życie i praca na terenach zagrożonych powodzią. W: 

Ekoinnowacje na Mazowszu cz. I. 

Lasy w Polsce. 2011. Centrum Informacyjne Lasów Państwowych. 

Mały Rocznik Statystyczny Polski. 2012. Warszawa. 

MIODUSZEWSKI W. 2010. Ochrona przed powodzią. Wiad. Mel. i Łąk. 53, 4: 152–159. 

MIODUSZEWSKI W. 2011. Powodzie i susze na obszarze Polski. Wiad. Mel. i Łąk. 54, 3: 

115–119. 

MIODUSZEWSKI W., NASIADKO J. 2006. Plan działań dla ograniczenia skutków susz 

i powodzi przy wykorzystaniu urządzeń i budowli na sieci melioracji podstawowych 

w Województwie Mazowieckim. IMUZ. Warszawa-Falenty. 

Program Ochrony Środowiska Województwa Mazowieckiego na lata 2007–2010 

z uwzględnieniem perspektywy do 2014 r. 2007. Samorząd Województwa Mazowieckiego, 

Warszawa. 

Program małej retencji dla Województwa Mazowieckiego. Tom 1, 2008 Warszawa. 

Program Wisła 2020. 2001. Ministerstwo Środowiska, Warszawa. 

Projekt Polityki Wodnej Państwa do roku 2030 (z uwzględnieniem etapu 2016). 2010. 

KZGW. 

RACHOŃ J. 2011. Słowo wstępne. W: Stan Gospodarki wodnej w Polsce – problematyka 

prawna i kompetencyjna (na przykładzie Dolnej Wisły). Warszawa: 5–12. 

Rocznik Statystyczny Rolnictwa. 2011. Warszawa. 

WINTER J. 2011. Rola dużych zbiorników wodnych i gospodarki wodnej w ograniczaniu 

ujemnych skutków powodzi i suszy. Wiad. Mel. i Łąk. 54, 4: 152–154. 

107


Paweł Wowkonowicz*, Anna Bojanowicz-Bablok* 

SKUTECZNOŚĆ PODATKU ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW 

KOMUNALNYCH – DOŚWIADCZENIA KRAJÓW UE 

EFFECTIVENESS OF LANDFILL TAXATION OF MUNICIPAL 

WASTE – UE EXPERIENCE 

Słowa kluczowe: podatek za składowanie, odpady komunalne, opłaty za składowanie, 

skuteczność opłat. 

Key words: landfill tax, landfill fee, effectiveness, municipal waste. 

Streszczenie 

Podatek za składowanie odpadów jest stosowany w wielu krajach Unii Europejskiej, w celu 

minimalizacji ilości składowanych odpadów oraz stymulowania rozwoju innych metod zagospodarowania 

odpadów. W niniejszym opracowaniu przedstawiono stawki podatku, termin 

ich wprowadzenia oraz opinie co do jego efektywności w wybranych państwach członkowskich 

Unii Europejskiej. W niektórych państwach Unii wprowadzono podatki za składowanie 

już pod koniec lat 80-tych i na początku 90-tych, w innych stosunkowo niedawno. Wysokość 

stawek tego podatku w państwach Unii różni się znacząco, natomiast co do jego skuteczności 

opinie są podzielone. 

Summary 

The landfill tax is well known instrument in the environmental politics and its main objective 

is to reduce amount of waste landfilled. Twenty EU countries have introduced landfill tax. 

A short literature survey was carried out to analyze the prices and the effectiveness of the 

landfill tax in seven UE countries. In some of the member states the level of landfill tax is 

as low as just few Euros per ton of waste, while in others 20–30 times more. Opinions of its 

effectiveness depend on the country. In many of EU countries after the introduction of the 

* Mgr inż. Paweł Wowkonowicz; mgr inż. Anna Bojanowicz-Bablok – Instytut Ochrony 

Środowiska – Państwowy Instytut Badawczy, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa; 

tel.: 48 22 622 90 98; e-mail: p.wowkonowicz@ios.edu.pl; e-mail: anna.bojanowiczbablok@ios.edu.pl 

108

Skuteczność podatku za składowanie odpadów komunalnych – doświadczenia krajów UE 

landfill tax the amount of waste landifilled decreased. Introduction of the high level of landfill 

tax generally stimulates other options of waste recovery i.e. recycling, reuse and incineration. 

It is very difficult to make a clear conclusion about the effectiveness of landfill tax 

in waste reduction and ladfilling due to introduction of other instruments and regulations i.e. 

bans or restrictions on landfilling. 


W wytycznych Unii Europejskiej w celu ochrony środowiska zaleca się stosowanie różnorodnych 

instrumentów ekonomicznych, takich np. jak podatek za składowanie odpadów. 

W wielu państwach Unii Europejskiej stosuje się narzędzia tego typu przede wszystkim 

w celu ograniczenia ilości składowanych odpadów oraz aby stymulować rozwój innych metod 

zagospodarowania odpadów, takich jak spalanie z odzyskiem energii, recykling i ponowne 

użycie. 

Wprowadzenie podatku za składowanie zmienia opłacalność i koszt recyklingu, spalania 

oraz składowania odpadów. W wielu krajach Unii Europejskiej odpady kierowane na 

składowiska zostały obłożone opłatami lub podatkami. W niektórych państwach wprowadzono 

podatki za składowanie już pod koniec lat 80-tych i na początku 90-tych, w innych 

stosunkowo niedawno. 

Wysokość opłat za składowanie odpadów różni się w sposób znaczący między poszczególnymi 

krajami Unii Europejskiej i zależy od wielu czynników, w tym od róźnych przepisów 

prawnych obowiązujących w gospodarce odpadami w poszczególnych państwach Unii. 

2. OPŁATY I PODATKI ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW W PAŃSTWACH – 

DOŚWIADCZENIA państw UE 

W rozdziale tym przedstawiono aktualną sytuację w zakresie opłat i podatków za składowanie 

odpadów w siedmiu wybranych państwach Unii Europejskiej. 

Austria. W Austrii podatek za składowanie odpadów został wprowadzony w roku 1989 

z myślą o pozyskiwaniu funduszy na remediację terenów zdegradowanych. Od roku 1996 

wysokości stawek za składowanie są zróżnicowane w zależności od stanu technicznego 

składowiska oraz od składu odpadów [Bartelings i in. 2005]. Stawki opłat za deponowanie 

odpadów na składowiskach nowoczesnych oraz zmodernizowanych są niższe niż za deponowanie 

odpadów na składowiskach z gorszymi zabezpieczeniami. W roku 2009 wprowadzono 

w Austrii zakaz składowania odpadów o zawartości całkowitego węgla organicznego 

(TOC) przekraczającego 5% [Fischer i in. 2012]. 

Wysokość podatku za tonę składowanych odpadów wynosi od 9,20 EUR/Mg za składowanie 

ziemii i odpadów budowlanych do 29,80 EUR/Mg za odpady niebezpieczne i po 

109

Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok 

wstępnej obróbce w procesach mechaniczno-biologicznych. W roku 2012 za składowanie 

odpadów z większą zawartością substancji organicznej (TOC > 5%) trzeba było zapłacić 

87 EUR/Mg [Fischer i in. 2012]. 

W latach 1989–1999 ogólna ilość składowanych odpadów zmniejszyła się z 75% 

do 43% ogólnej ilości odpadów. Ze względu na to, że w zakresie gospodarki odpadami 

obowiązują również inne przepisy, m.in. zachęcające do kompostowania i recyklingu 

odpadów, trudno jest określić na ile przyczyniło się do tego wprowadzenie podatku 

za składowanie [Bartelings i in. 2005]. Zróżnicowanie opłat za składowanie odpadów 

w zależności od stanu technicznego składowisk zdecydowanie jednak wpłynęło na modernizację 

składowisk w kraju [Study… 2001]. Austriacka Agencja Ochrony Środowiska 

ocenia obecnie, że wprowadzenie podatku wraz z innymi zarządzeniami związanymi 

z gospodarką odpadami miało znaczący wpływ na zwiększenie stopnia recyklingu i odzysku 

odpadów oraz ograniczenie ilości odpadów kierowanych na składowiska. Ilość 

odpadów z gospodarstw domowych kierowanych na składowiska zmniejszyła o 34% 

w latach 2004–2009, a całkowita ilość składowanych odpadów o 28% w latach 2003– 

2010 [Fischer i in. 2012]. 

Belgia (Flandria). W Belgii (Flandrii) podatek za składowanie został wprowadzony 

w roku 1990 i wynosił 10 EUR/Mg odpadów. Od roku 1998 zaczęły obowiązywać przepisy 

zakazujące składowania oraz spalania selektywnie zbieranych odpadów. 

W roku 2000 wprowadzono również całkowity zakaz składowania nieprzetworzonych 

odpadów komunalnych. Stawki podatku zostały zróżnicowane w zależności od rodzaju odpadu, 

w celu wsparcia działań dążących do ograniczania ilości składowanych odpadów 

oraz ekonomiczne uatrakcyjnienie innych procesów zagospodarowania odpadów. W roku 

2011 stawki podatku były określone dla 16 różnych kategorii odpadów, a ich wysokości wahały 

się od 11,67 EUR/Mg za odpady obojętne, przez 42,44 EUR/Mg za odpady niepalne, 

do 79,56 EUR/Mg za odpady palne [Fischer i in. 2012]. 

Bułgaria. Krajem, który wprowadził podatek za składowanie odpadów w roku 2011 

jest Bułgaria. Głównym celem tego działania było zmniejszenie ilości odpadów kierowanych 

na składowiska oraz zwiększenie stopnia recyklingu i ponownego wykorzystania odpadów. 

Ponadto zakładano, że wprowadzenie tego podatku powinno przyspieszyć rozwój 

i budowę infrastruktury do recyklingu odpadów. 

W roku 2011 stawka podatku za składowanie odpadów wynosiła 1,53 EUR/Mg na składowiskach 

zgodnych z wymogami dyrektywy 99/31/WE w sprawie składowania odpadów. 

Za składowanie odpadów na składowiskach niespełniających tych wymagań stawka była 

dwukrotnie wyższa. W chwili obecnej wysokość podatku za składowanie odpadów jest stosunkowo 

niska, przewiduje się jednak jej zwiększanie tak, aby do roku 2014 osiągnąć docelową 

stawkę w wysokości 18 EUR/Mg [Fischer i in. 2012]. 

110


Dania. W Danii podatek za składowanie odpadów wprowadzono już w roku 1987. Początkowo 

stawka podatku była niezmienna – 5,3 EUR/Mg i do roku 1993, kiedy to stawkę 

tę podwyższono, była równa wysokości stawki podatku za spalanie odpadów. W roku 1997 

stawka podatku za składowanie wzrosła do 45 EUR/Mg, a w roku 2010 wynosiła już 63,3 

EUR/Mg. Odpady niebezpieczne do 2010 roku były wyłączone z obowiązku podatkowego, 

natomiast od 2012 roku wymagana będzie opłata 21,3 EUR/Mg, a od 2015 roku opłata będzie 

równa opłacie za składowanie pozostałych odpadów. 

Pomiędzy rokiem 1996 a rokiem 1998 zanotowano zmniejszenie się ilości odpadów 

podlegających opodatkowaniu (za składowanie lub spalanie) o 0,5%, przy 7% wzroście 

gospodarczym, co przypisuje się znaczącej podwyżce podatku. W odniesieniu do odpadów 

z gospodarstw domowych wzrost stawki omawianego podatku nie znalazł odzwierciedlenia 

w podwyżce opłat za odbieranie odpadów od mieszkańców, w związku z czym nie 

przyczynił się do zwiększenia stopnia recyklingu [Bartelings i in. 2005]. 

W latach 1985–2009 udział odpadów składowanych uległ zmniejszeniu z 39% do 6%. 

Ilość składowanych odpadów budowlanych i pokonstrukcyjnych zmniejszyła się o 88%, 

a odpadów z gospodarstw domowych o 77%. Ocenia się, że podatek za składowanie wraz 

z innymi regulacjami, w tym z zakazem składowania odpadów palnych, odegrał istotną rolę 

w tej redukcji. 

Podatek za składowanie odpadów stanowi istotny bodziec zachęcający do selektywnego 

zbierania odpadów oraz procesów sortowania na poszczególne frakcje podlegające 

recyklingowi. Chociaż nie przyczynił się do ograniczenia ilości powstających odpadów, 

to stanowi zachętę do zagospodarowania odpadów, w inny sposób niż ich składowanie 

[Fischer i in. 2012]. 

Francja. We Francji podatek za składowanie odpadów wprowadzono w roku 1993. 

Obecnie podatek ten składa się z dwóch elementów: pierwszy jest związany z użytkowaniem 

składowiska i zależy od jego oddziaływania na środowisko, drugi – zależy od ilości 

i morfologii odpadów oraz ich oddziaływania na środowisko [Fischer i in. 2012]. W takiej 

formie podatek został ustalony w roku 2008 i jego stawka wynosi 10,03 EUR/Mg, a do roku 

2015 ma wzrosnąć do 40 EUR/Mg [Commissariat... 2009]. 

Od roku 2000 obniżono kwotę podatku za składowanie odpadów na składowiskach 

posiadających certyfikat EMAS lub ISO 14 000 (8,21 EUR/Mg w roku 2008), a za składowanie 

na składowiskach nieautoryzowanych przez władze (tzn. nieposiadających odpowiednich 

zabezpieczeń) podwyższono stawkę (do 39,41 EUR/Mg w roku 2008). Przyczyniło 

się to do zamknięcia lub zmodernizowania do roku 2007 wszystkich nieautoryzowanych 

składowisk [Fischer i in. 2012]. W roku 2008 łączna opłata (wraz z podatkiem) za składowanie 

wynosiła 65 EUR/Mg, za spalanie odpadów 80 EUR/Mg, a za poddanie recyklingowi 

70 EUR/Mg. Zakłada się, że w roku 2015 opłaty te będą wynosiły odpowiednio 

95 EUR/Mg, 92 EUR/Mg i 70 EUR/Mg [Commissariat... 2009]. 

111


Chociaż stawki podatku za składowanie odpadów są stosunkowo niskie i składowanie 

jest często najtańszą metodą zagospodarowania odpadów, połączenie podatku z innymi 

regulacjami prawnymi (np. zakazem składowania nieprzetworzonych odpadów od roku 

2002) spowodowało, że procentowo ilość składowanych odpadów pozostaje na podobnym 

poziomie [Bartelings i in. 2005]. 

Holandia. W Holandii podatek za składowanie odpadów wprowadzono w 1995 r. 

w wysokości 13 EUR/Mg. Dodatkowo wprowadzono zakaz składowania zmieszanych odpadów 

komunalnych i odpadów mogących być poddanych recyklingowi oraz odpadów poremontowych 

i budowlanych, które można ponownie wykorzystać, poddać recyklingowi 

lub spalić z odzyskiem energii. W roku 2000 wprowadzono dwie oddzielne taryfy podatku: 

jedną dla odpadów niepalnych (niebezpiecznych i tych o gęstości większej niż 1100 kg/m 3 ) 

oraz drugą, wyższą, dla odpadów pozostałych. W roku 2005 stawka dla odpadów niepalnych 

wynosiła od 1 do 14 EUR/Mg, w zależności od rodzaju odpadu, a dla pozostałych 85 

EUR/Mg. W roku 2011 stawki wzrosły odpowiednio do 16,79 EUR/Mg i 107,49 EUR/Mg. 

W latach 1995–2003 ilość składowanych odpadów zmniejszyła się o około 2/3, a ilość 

spalanych odpadów zwiększyła się o 75%. Nastąpił też wzrost 30% dla odpadów poddanych 

recyklingowi, na co miało również wpływ wprowadzenie innych przepisów, takich np. 

jak zakaz składowania odpadów palnych [Bartelings i in. 2005]. 

Przeprowadzone analizy danych dotyczących odpadów z gospodarstw domowych 

w Holandii wykazały, że podatek za składowanie odpadów nie ma bezpośredniego wpływu 

na ilość wytwarzanych odpadów i nie wpływa znacząco na wybór metody ich unieszkodliwiania. 

W odniesieniu do sektora usług stwierdzono, że wysokość podatku nie wpływa 

bezpośrednio na ilość wytwarzanych odpadów, lecz jedynie na wybór sposobu ich zagospodarowania 

[Bartelings i in. 2005; Bartelings, Linderhof 2006]. 

Wysokość podatku wpływa na zmniejszenie ilości składowanych odpadów i zwiększenie 

ilości odpadów poddawanych recyklingowi lub spalaniu [Fischer i in. 2012]. Począwszy 

od roku 2012 holenderskie ministerstwo finansów zadecydowało, w związku z upraszczaniem 

systemu podatków, o całkowitej likwidacji podatku za składowanie odpadów, ponieważ 

dochód z podatku był niewielki, a jego obsługa natomiast przysparzała wielu problemów 

administracyjnych [Fischer i in. 2012]. 

Wielka Brytania. W Wielkiej Brytanii podatek wprowadzono w roku 1996, w celu 

uwzględnienia (internalizacji) kosztów zewnętrznych powodowanych składowaniem odpadów. 

Stawka podatku wynosiła wtedy 10 EUR/Mg za składowanie odpadów ulegających 

biodegradacji oraz 2,9 EUR/Mg za składowanie odpadów obojętnych. W roku 

2005 stawka podatku za składowanie odpadów ulegających biodegradacji wzrosła do 

26 EUR/Mg, natomiast w odniesieniu do odpadów obojętnych pozostała niezmieniona. 

Kolejne podwyżki doprowadziły do ustalenia stawki podatku w odniesieniu do odpadów 

112


ulegających biodegradacji w wysokości 64 EUR/Mg. Jednocześnie planowane jest coroczne 

jego zwiększenie o 10 EUR, aby na przełomie lat 2014/2015 osiągnąć poziom 

91 EUR/Mg [Fischer i in. 2012]. 

Opinie na temat wpływu podatku za składowanie na zmniejszenie ilości składowanych 

odpadów są podzielone. Rząd Brytyjski podaje, że od momentu wprowadzenia tego podatku 

ilość odpadów składowanych uległa znacznemu ograniczeniu. W latach 1998–2010 

ilość ta zmniejszyła się o 50% [Fischer i in. 2012]. Według innych [Bartelings i in. 2005] 

wprowadzenie omawianego podatku nie wpłynęło na ograniczenie ilości wytwarzanych 

odpadów komunalnych, a wzrost poziomu recyklingu mógł być głównie spowodowany innymi 

czynnikami, m.in. takimi jak wdrożenie przepisów UE w zakresie opakowań i odpadów 

opakowaniowych. Ilość wytwarzanych rocznie odpadów komunalnych jednak nadal 

rośnie w tempie przekraczającym wzrost ekonomiczny. Uważa się natomiast, że wprowadzenie 

podatku za składowanie odpadów miało wpływ na ograniczenie ilości składowanych 

odpadów poremontowych i budowlanych [Martin, Scott 2003; Bartelings i in. 2005]. 

Niekorzystnym skutkiem wprowadzenia podatku za składowanie odpadów jest obserwowany 

wzrost liczby nielegalnych składowisk odpadów oraz kierowanie znacznej ilości 

odpadów na składowiska nieautoryzowane [Bartelings i in. 2005]. 

3. PODSUMOWANIE I WNIOSKI 

W większości krajów Unii Europejskiej po wprowadzeniu podatku lub opłaty za składowanie 

odpadów ilość składowanych odpadów uległa zmniejszeniu. Jednak nie jest możliwe 

jednoznaczne przypisanie tego efektu wprowadzeniu podatków, ponieważ jednocześnie 

miały miejsce znaczące zmiany dotyczące gospodarki odpadami zarówno w prawie 

UE (dyrektywy w sprawie odpadów, w sprawie składowania odpadów, gospodarowania 

niektórymi rodzajami odpadów), jak i w przepisach krajowych (zakazy składowanie niektórych 

rodzajów odpadów). 

Wśród oceniających skutki wprowadzenia podatku w krajach UE nie ma jednomyślności, 

co do jego skuteczności. W celu zapewnienia skuteczności w odniesieniu do ograniczania 

ilości składowanych odpadów, stawka podatku powinna być ustalona na względnie 

wysokim poziomie. Wysokie stawki podatku są związane z wyższymi poziomami odzysku 

odpadów w Unii Europejskiej. W krajach, które wcześnie wdrożyły podatki za składowanie 

odpadów i ustaliły je na wysokim poziomie (Dania i Holandia), wskaźniki recyklingu odpadów 

są najwyższe, a odsetek składowanych odpadów najmniejszy w Unii Europejskiej [Integrated... 

2004]. Stosunkowo niski poziom podatku obowiązujący w roku 2005 w Wielkiej 

Brytanii oceniono jako nieskuteczny [Bartelings i in. 2005]. Ponieważ wszystkie omawiane 

kraje, które wprowadziły wysokie stawki podatku, wdrożyły również inne przepisy i zakazy 

dotyczące składowania odpadów, trudna jest ocena, na ile sam podatek wpłynął na ograniczenie 

ilości składowanych odpadów [Bartelings i in. 2005]. 

113


Doświadczenia austriackie pokazują, że zróżnicowanie podatku w zależności od stanu 

technicznego systemów ochrony środowiska na składowiskach może być skutecznym 

narzędziem w przyspieszeniu modernizacji składowisk. 

Dla skuteczności podatku za składowanie odpadów równie ważna jest wiedza i świadomość 

wytwarzającego odpady o jego celowości i wysokości [EEA Report… 2009]. Uważa 

się, że aby podatek za składowanie był skuteczny ze względu na ograniczanie ilości odpadów 

komunalnych deponowanych na składowiskach, powinno się jego koszty przenieść 

do źródła powstawania odpadów, to jest na wytwarzających odpady (gospodarstwa domowe 

oraz firmy wytwarzające podobne rodzaje odpadów). Najefektywniejszym sposobem 

jest wprowadzenie opłat za odbieranie odpadów z gospodarstw domowych, zróżnicowanych 

w zależności od masy lub objętości wytwarzanych odpadów (ang. unit-based pricing) 

[Bartelings i in. 2005]. 

Wprowadzenie podatku za składowanie odpadów do instrumentów polityki mających 

na celu zapobieganie powstawaniu oraz odzysk odpadów wydaje się ważnym czynnikiem 

gwarantującym ich powodzenie, a w każdym razie najlepszą praktyką [Bartelings 

i in. 2005]. 


An assessment of options for recycling landfill tax revenue. 2004. Final report for HM 

Tresury. Integrated Skills LTD. 

Bartelings H., van Beukering P., Kuik O., Linderhof V., Oosterhuis F. 2005. 

Effectiveness of landfill taxation (Report for Dutch Ministry of Housing, Spatial Planning 

and the Environment). Institute for Environmental Studies, Vrije Universiteit, Amsterdam. 

Bartelings H., Linderhof V. 2006. Effective landfill taxation: A case study for the 

Netherlands. Aarts De Jong Wilms Goudriaan Public Economics bv (APE) and Institute 

for Environmental Studies (IVM). 

Diverting waste from landfill, Effectiveness of waste management policies in the 

European Union. 2009. EEA Report no 7/2009. 

Fischer C., Lehner M., Lindsay McKinnon D. 2012. Overview of the use of landfill 

taxes in Europe, ETC/SCP working paper 1/2012. 

La rénovation de la taxe sur les déchets ménagers. 2009. Commissariat général au développement 

durable http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/spipwwwmedad/ 

pdf/ Le_poin t _sur_Dechets_menagers_cle06775b-1.pdf, dostęp dnia 01.03.2012. 

Martin A., Scott I. 2003. The effectiveness of the UK landfill Tax, Journal of Environmental 

Planning and Management 46(5): 673–689. 

Study on the Economic and Environmental Implications of the Use of Environmental 

Taxes and Charges in the European Union and its Member States. 2001. Ecotec. 

Final Report. Brussels / Birmingham. 

114


Bernd Markert*, Simone Wünschmann**, Jean Diatta***, 

Ewa Chudzińska**** 

Innowacyjna Obserwacja Środowiska – Bioindykatory 

i Biomonitory: Definicje, Strategie i Zastosowania 1 

Innovative Observation of the Environment 

– Bioindicators and Biomonitors: Definitions, 

Strategies and Applications 

Słowa kluczowe: biomonitoring, bioindykacja, Biologiczny System Pierwiastków, zintegrowany 

biomonitoring, Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej (MMBC). 

Key words: Biomonitoring, Bioindication, Biological System of the Elements, Integrative 

biomonitoring, Multi-Markered Bioindication Concept (MMBC). 

Streszczenie 

Od wielu lat pomiary z zakresu bioindykacji są uzupełnieniem „klasycznych” programów 

monitorowania środowiska. Badania nad żyjącymi organizmami lub ich szczątkami (np. torf) 

są obecnie wykorzystywane w celu określenia stanu środowiska pod względem jakościowym 

(bioindykacja) lub ilościowym (biomonitoring). Dostarczają one elementarnych informacji 

o stopniu zanieczyszczenia środowiska danego regionu, zarówno w konkretnym mo- 

* Prof. dr. Bernd Markert – Environmental Institute of Scientific Networks (in 

constitution) Fliederweg 17, D-49733 Haren/Erika, Deutschland; e-mail: markert@ 

schlundmail.de 

** Dr Simone Wünschmann Environmental Institute of Scientific Networks 

(in constitution), Fliederweg 17, D-49733 Haren/Erika, Deutschland, 

e-mail: wuenschman@schlundmail.de 

*** Dr hab. prof. nadzw. Jean Diatta – Wydział Rolnictwa i Bioinżynierii, Uniwersytet 

Przyrodniczy, ul. Wojska Polskiego 71F, 60-625 Poznań; e-mail: jeandiatta63@yahoo.com 

**** Dr Ewa Chudzińska – Zakład Genetyki, Instytut Biologii Eksperymentalnej, Uniwersytet 

im. Adama Mickiewicza, ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań; e-mail: evpell@amu.edu.pl 

1 

Artykuł ten jest w części powiązany z opracowaniem Markert B.A., Breure A.M., 

Zechmeister H.G., (red) 2003. Bioindicator and Biomonitors. Elsevier, Amsterdam, 

New York, Tokyo: 3–39. Niniejszy artykuł jest pierwszą publikacją w języku polskim, 

opublikowaną także w różnych językach. 

115

Bernd Markert i in. 

mencie, jak i w perspektywie przyszłych zmian (analiza trendu). Klasyczna bioindykacja 

polega często na obserwacji i pomiarach zawartości szkodliwych substancji chemicznych 

(zarówno nieorganicznych, jak i organicznych) w ściśle określonych roślinnych lub zwierzęcych 

(a także człowieka) gatunkach wskaźnikowych. Pod względem metod analitycznych 

i uzyskiwanych wyników pomiarów istnieje ścisła zależność między postępem w bioindykacji 

a ulepszaniem procedur analitycznych. Po ponad 30 latach stosowania bioindykacji pojawiła 

się konieczność rozwijania jej nowych kierunków poprzez: 

1) częstsze wykorzystywanie kompleksowych analiz opartych na wielu pierwiastkach 

w celu gruntownego zbadania wzajemnych oddziaływań w odniesieniu do Biologicznego 

Systemu Pierwiastków Chemicznych (BSE), 

2) intensyfikację pracy w obszarze analityki specjacyjnej w celu wyjaśnienia rzeczywistych 

wpływów wielu czynników na środowisko 

oraz 

3) położenie większego nacisku na integrację metod bioindykacji ze względu na złożoność 

problemów związanych z monitorowaniem środowiska; obserwacja pojedynczego 

gatunku wskaźnikowego nie przynosi żadnych istotnych informacji, a jeden bioindykator 

jest w pewnym sensie tak dobry jak żaden. 

Zintegrowane projekty, takie jak Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej (Multi-Markered 

Bioindication Concept – MMBC), dostarczają narzędzi umożliwiających ochronę środowiska 

metodami najnowszej generacji stosowanych w bioindykacji. Wybrane przykłady badań 

biomonitoringowych prowadzonych w Polsce ilustrują wykorzystanie niektórych z tych 

nowych metod w praktyce. 

Summary 

For a number of years “classical” programs for environmental monitoring are being supplemented 

by bioindication measures already. Here, investigations on living organisms or 

their remains (e.g. peat) are used to indicate the environmental situation in either qualitative 

(bioindication) or quantitative (biomonitoring) terms. This provides pieces of information on 

environmental burdens of a region at a given point of time or on its changes with time (trend 

analysis). Classical bioindication often deals with observation and measurements of chemical 

noxae (both inorganic and organic ones) in well-defined bioindicator plants or animals (including 

man). In terms of analytical procedures and results there are parallel developments 

between progresses in bioindication and innovation in analytical methods. After some 30 

years of development in bioindication there are now following lines of further development: 

1) more frequent inclusion of multi-element total analyses for a thorough investigation of 

mutual correlations in the sense of the Biological System of Elements, 

2) more work on (analytical) speciation issues to proceed into real effect-oriented environmental 

sciences, 

and 

116

Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie... 

3) there should and must be a focus on integrative bioindication methods because for 

a large number of environmental monitoring problems; a single bioindicator will not 

provide any meaningful information: a single bioindicator is about as good as none 

at all. 

Integrative concepts such as the Multi-Markered Bioindication Concept (MMBC) provide 

basic means to get into precautionary environmental protection effects drawing upon such 

a second-generation bioindication methodology. A selected biomonitoring case study in Poland 

illustrates the application of these new methodologies. 


W historii nauk biologicznych można wyróżnić trzy główne etapy zdobywania informacji 

i wiedzy na temat środowiska oraz zmian, które w nim zachodzą pod wpływem czynników 

naturalnych i antropogenicznych (aczkolwiek podział ten jest arbitralny i nieprecyzyjny). 

Należą do nich: 

1) etap obserwacji i biologii opisowej trwający do roku 1950, 

2) rozwój nauk o środowisku w drugiej połowie ubiegłego wieku (1950–2000) 

oraz 

3) współczesne połączenie „starej” i „nowej” ekologii, które za cel naukowy stawia sobie 

zasadę zrównoważonego rozwoju i wykorzystuje najnowsze techniki badawcze i komunikacyjne 

oraz zdobycze biotechnologii [Markert i in. 2003a]. 

Informację dotyczącą jakości środowiska można uzyskać odpowiednio w drodze bioindykacji 

lub biomonitoringu. Müller przedstawił w 1980 r. jedną z najprostszych i najbardziej 

zrozumiałych definicji bioindykacji: „Bioindikation ist die Aufschlüsselung des Informationsgehaltes 

von Biosystemen für die Bewertung von Räumen”. Bioindykacja jest 

uproszczeniem informacji z biosystemów pozwalającym na dokonanie oceny całego obszaru 

(nowsze i bardziej szczegółowe definicje przedstawiono w rozdziale 2 niniejszego 

opracowania). 

Bioindykacja jest w istocie narzędziem tradycyjnej ochrony przyrody. Gatunki wskaźnikowe 

są używane do wyjaśniania efektów zmian w środowisku przejawiających się 

w modyfikacji i fragmentacji siedlisk. Od paru lat bada się dodatkowo negatywne oddziaływania 

wywołane zmianami klimatu i inne gwałtowne procesy. Gatunek wskaźnikowy 

może być traktowany jako reprezentatywny dla innych grup organizmów lub większych 

siedlisk. 

117


1.1. Ogólne informacje o środowisku 

Bioindykacja i biomonitoring muszą dostarczyć informacji na temat skali skażeń lub 

degradacji (eko-) systemów. Bioindykacja dostarcza dwa różne rodzaje informacji: po 

pierwsze, informacje ogólne niosące ryzyko upraszczania problemu, po drugie, informacje 

wysoce specyficzne przedstawione w sposób szczegółowy, obiektywny, odtwarzalny 

i bardzo dokładny. Na przykład czynnik szkodliwy wywołujący w organizmie bioindykatora 

jedną konkretną reakcję fizjologiczną może być wykorzystany w celu uzyskania ogólniejszej 

informacji o środowisku. 

Jeśli dane i informacje uzyskane z bioindykacji zamierza się wykorzystać na wyższym 

poziomie ogólności, to subiektywność interpretacji wzrasta wraz ze złożonością i dynamiką 

systemu. Ten wzrost subiektywności, połączony z uzyskaniem szerszej wiedzy, jest zobrazowany 

przez tak zwane „schody wiedzy” [Roots 1992]. Na pierwszym stopniu schodów 

„wiedzy” (rys. 1) obserwacje i pomiary, po weryfikacji według określonych standardów, 

zamieniają się w dane. 

Mądrość 

wiedza 

zrozumienie 

Pojmowanie, 

integracja 

Opinia 

wzrost 

ludzkiej 

wartości 

dodanej 

informacja 

Organizowanie 

interpretacja 

dane 

obserwacja 

i pomiar 

Wzrost subiektywności 

Rys. 1. Schody „wiedzy” [Roots 1992], zmienione. 

Fig. 1. The staircase of „knowing”, modified after [Roots 1992]. 

118


Właściwie dobrane, sprawdzone i powiązane z badanym obszarem dane mogą się 

stać informacją. Z kolei opracowane i zinterpretowane informacje umieszczone lub odniesione 

do konkretnych obszarów zainteresowań stają się wiedzą uporządkowaną. Wiedza 

ta po przyswojeniu i przemyśleniu oraz poparciu dodatkowymi informacjami – mieszcząca 

w sobie podstawowe fakty – doprowadza w końcu do zrozumienia, które w połączeniu 

z oceną opartą na ustalonych wartościach staje się mądrością. Ogólnie, miarę wspinania 

się na „schody wiedzy”, pojęcia i interpretacje stają się coraz bardziej subiektywne, wraz 

ze wzrostem ludzkiej wartości dodanej [Roots 1996]. 

1.2. Szczegółowe informacje o środowisku 

W bioindykacji specyficzne i szczegółowe informacje o relacjach, np. pomiędzy skażeniem 

a jego wpływem na organizm (bioindykator), są niezbędne, żeby formułować jednoznaczne 

wnioski. Na rysunku 2 przedstawiono uproszczony obraz złożonych współzależności 

w ekosystemie będącym pod wpływem danego skażenia, wywołującego konsekwencje 

w postaci zmian ujawnionych przez bioindykację i biomonitoring [Markert 1996]. 

Jako zasadę przyjmuje się, że polutant oddziałuje na organizm, który później uważa 

się za biowskaźnik lub biomonitor. Organizm wskaźnikowy, polutant oraz pozostałe elementy 

ekosystemu pozostają ze sobą w ścisłej korelacji (rys. 2). 

Rys. 2. Uproszczony obraz złożonych współzależności w (eko)systemie w odniesieniu do 

czynnika zanieczyszczającego i konsekwencje dotyczące bioindykacji oraz biomonitoringu 

[Markert 1996] 

Fig. 2. Simplified representation of complex (eco)system interrelations with regard to a pollutant, 

and consequences for bioindication and biomonitoring [Markert 1996] 

119


Ponieważ na aktywność życiową organizmu oddziałuje duża liczba czynników abiotycznych 

i biotycznych, może być ona poddawana złożonym wpływom wielu zanieczyszczeń, 

szczególnie w warunkach „naturalnych” [subiektywny wybór dokonany przez autorów 

tego artykułu z ogromnej liczby źródeł literaturowych dotyczących tego zagadnienia 

Nriagu 1979; Adriano 1986, 1992; Nriagu i Pacyna 1988; Boutron i in. 1991; Markert 1993, 

1996; Markert i Weckert 1993; Schüürmann i Markert 1998; Fränzle i Markert 2000a,b, 

2002; Wuenschmann i in. 2001, 2002; Golan-Goldhirsh i in. 2004; Lux i in. 2004; Renella 

i in. 2004; Mench i in. 2006; Reimann i in. 2006; Broadley i in. 2007, 2008; Fränzle i in. 

2007, 2008; Lepp i Madejon 2007; Schroeder P. i in. 2007, 2008a,b; Quartacci i in. 2007; 

Cakmak 2008; Chaney i in. 2008; Gimbert i in. 2008; Greger 2008; Hanikenne i in. 2008; 

Hardley i Lepp 2008; Irtelli i Navari-Izzo 2008; Li i in. 2008; Marmiroli i Maestri 2008; Poschenrieder 

i in. 2008; Prasad 2008; Rezek i in. 2008; Schwitzguébel i in. 2008; Smeets 

i in. 2008; Trapp i in. 2008; Verbruggen i in. 2008; Verkleij 2008; Wuenschmann i in. 2008; 

Vangronsvelt i in. 2009; Verbruggen i in. 2009; Ayrault i in. 2010; Wolterbeek i in. 2010; 

Markert i in. 2011; Wang i in. 2011; Fraenzle i in. 2012; Simonetti i in. 2012]. 

Przy interpretacji „informacji” uzyskanych z obserwacji bioindykatora/biomonitora, 

najczęściej spotykanym problemem jest określenie rzeczywistych przyczyn zaobserwowanych 

lub zmierzonych zmian. Nawet kompleksowe (pod względem funkcji i struktury) 

spojrzenie na różne elementy ekosystemu często nie uwzględnia wielu specyficznie działających 

mechanizmów. Powiązanie monitorowanej substancji szkodliwej z wszystkimi 

kompartymentami środowiska czyni sprawę jeszcze bardziej skomplikowaną. Nie ma żadnej 

pewności, a wręcz jest bardzo prawdopodobne, że polutant A oddziałuje synergistycznie 

lub antagonistycznie z polutantem B (rys. 2). 

Ponadto, droga wnikania, miejsce działania oraz metabolizm polutantów A i B nie są 

zwykle jeszcze dobrze poznane. Polutant A jest w stanie oddziaływać także na inne organizmy, 

których reakcja może być nawet silniejsza niż ta obserwowana u bioindykatora. Jeśli 

na skutek działania czynnika A zmieni się liczebność populacji organizmu bardziej wrażliwego, 

to liczebność typowego bioindykatora może także ulec zmianie, przynajmniej jeżeli 

pierwszy organizm będzie bezpośrednio lub pośrednio konkurował z bioindykatorem. Kwestia 

na ile wnioski na temat stanu całego ekosystemu można formułować na bazie pojedynczego 

bioindykatora jest nadal otwarta [Markert 1996]. 

W związku z erą „technologii informatycznych”, Lieth [1998] próbuje się wykorzystywać 

„cyfrowy bitowy świat” do bardziej skutecznych badań ekosystemów. Według Lieth’a musimy 

zadać sobie następujące pytania: co jest punktem zasadniczym badań ekosystemów? 

Jaką informację udostępnia ekosystem? Biorąc pod uwagę zawartość informacji we 

wszystkich jego komponentach, ekosystem można porównać do inteligentnego systemu. 

Toksyczne konsekwencje jako przyczyna ważnych zmian w transferze materii oraz energii 

w systemie często pociągają za sobą przepływ informacji. Rośliny mogą produkować 

związki chemiczne, żeby się bronić przed pasącymi się zwierzętami. Zwierzęta mogą pro- 

120


dukować związki chemiczne jako broń, ludzie zaś mogą produkować toksyczne związki, 

żeby zabijać się nawzajem. Każdy proces jest kontrolowany przez „bity informacji”, zwane 

biobitami, które przepływają z jednego punktu w ekosystemie do drugiego [Markert i in. 

2002, 2003b]. Szczegółowy opis tej koncepcji jest w przystępny sposób przedstawiony 

w pracy Lieth’a [1998]. 

2. Definicje 

Od początku wiadomo, że bioindykacja i biomonitoring są obiecującymi (i względnie 

tanimi) metodami długotrwałych obserwacji wpływu czynników zewnętrznych na przemiany 

w ekosystemach lub różnic pomiędzy jednym stanowiskiem (np. terenem nieskażonym) 

a drugim (terenem skażonym) [Markert i in. 2002, 2003a,b]. Burzliwy rozwój tych metod i towarzyszący 

mu entuzjazm sprawiły, że dotąd nie rozwiązano jednoznacznie problemu definicji 

bioindykacji i biomonitoringu oraz oczekiwań związanych z tymi metodami, co na razie 

nie doprowadziło do zajęcia przez międzynarodową społeczność naukową wspólnego stanowiska 

w tej sprawie. Z tego względu różne definicje (oraz oczekiwania!) istnieją obok siebie 

równolegle [Markert i in. 2002, 2003a,b]. Przegląd funkcjonujących w literaturze definicji 

można znaleźć w pracy Wittig [1993]. Przykłady trudności związanych z zastosowaniem 

metod bioindykacji natomiast można znaleźć w wielu opracowaniach [subiektywny wybór 

takich opracowań dokonany przez autorów tego artykułu z ogromnej liczby źródeł literaturowych: 

Stoeppler i in. 1982; Arndt 1992; Fraenzle O. 1993; Markert i in. 2003 a,b; Jeran 

i in. 1993; Farago 1994; Wolterbeek i in. 1995; Breulmann i in. 1997, 1998; Herpin i in. 1997, 

2001; Saiki i in. 1997; Bargagli 1998; Carreras i in. 1998; Garty 1998; Lieth 1998; Siewers 

i Herpin 1998; Freitas i in. 1999; Bacchi i in. 2000; Bode i in. 2000; Djingova i Kuleff 2000; 

Fraenzle i Markert 2000 a,b; Klumpp i in. 2000; Loppi i Bonini 2000; Pla i in. 2000; Siewers 

i in. 2000; Figueiredo i in. 2001, 2007; Genssler i in. 2001; Kostka-Rick i in. 2001; Vtorova 

i in. 2001; Vutchkov 2001; Wolterbeek 2002; Altenburger i Schmitt 2003; Pacheco i in. 2003; 

França i in. 2005, 2007; Shtangeeva i in. 2005; Elias i in. 2006; Freitas i in. 2006; Markert 

2007; Suchara i in. 2007; Zechmeister i in. 2007; Schroeder i in. 2008]. 

Poniżej przedstawiono niektóre z definicji rozbudowywanych przez ostatnie 20 lat od 

chwili wyraźnego rozróżnienia bioindykacji od biomonitoringu, zawierających odpowiednio 

jakościowe i ilościowe podejście do związków chemicznych w środowisku [Markert i in. 

1999; Markert i in. 2003b]. Bioindykatory można porównać do instrumentalnych systemów 

pomiaru [Markert i in. 2003a,b; patrz też rozdział 3]. Pod tym względem jest możliwe wyraźne 

rozróżnienie między aktywną a pasywną bioindykacją (biomonitoringiem). 

Szczególnie w odniesieniu do bioindykacji metali często widoczne jest w literaturze 

rozróżnienie „wskaźników akumulacji” od „wskaźników oddziaływania”, zależnie od reakcji 

indykatora/wskaźnika na zmiany warunków środowiskowych. Należy tu pamiętać, że to 

rozróżnienie nie zakłada pary przeciwieństw – odzwierciedla jedynie dwa aspekty analizy. 

121


O ile akumulacja danej substancji w organizmie jest już reakcją na ekspozycję, która 

choćby przy wysokiej akumulacji takiej substancji jest wymiernie odzwierciedlona przynajmniej 

w jednym z parametrów wykorzystywanych do określania wskaźników oddziaływania 

(np. morfologiczne zmiany na poziomie komórkowym, tworzenie u wielu bezkręgowców wewnątrzkomórkowych 

granulek zawierających zakumulowane metale), o tyle potrzeba rozróżnienia 

między akumulacją a oddziaływaniem jest dyskusyjna i należy się zastanowić, 

czy bardziej ogólny termin – „wskaźnik reakcji” – nie zawiera w sobie obu pojęć. 

Często substancje akumulowane w organizmach międzykomórkowo lub wewnątrzkomórkowo 

wywołują natychmiastowe negatywne efekty. Ich analiza przebiega wtedy w kontekście 

badania wskaźników oddziaływania (rys. 3). 

Indykator reakcji 

Indykator akumulacji 

• akumulacja 

• usuwanie 

Indykator 

wpływu/oddziaływania 

• suborganizmalny 

• organizmalny 

• populacyjny 

poziom 

Rys. 3. Ilustracja pojęć reakcja, akumulacja oraz indykator oddziaływania/wpływu [Markert i in. 

1997]. Wyjaśnienia w tekście 

Fig. 3. Illustration of the terms reaction, accumulation and effect/impact indicator [Markert et al. 

1997]. Explanations are given in the text 

Oto definicje podsumowane w pracach Markert i in. [1997, 1999]. Bioindykator to organizm 

(lub część organizmu albo zgrupowanie organizmów), zawierający informacje na 

temat jakości środowiska (lub części środowiska). Biomonitor natomiast to organizm (lub 

część organizmu, lub zgrupowanie organizmów), który zawiera informację o ilościowych 

aspektach dotyczących jakości środowiska. Biomonitor jest zawsze bioindykatorem, ale 

bioindykator nie koniecznie spełnia wymagania stawiane biomonitorowi. 

O aktywnej bioindykacji (biomonitoringu) mówimy, jeśli wyhodowane w laboratoriach 

i wystandaryzowane bioindykatory (biomonitory) są umieszczane na określony czas 

w warunkach terenowych. Po zakończeniu ekspozycji notuje się objawy reakcji lub mierzy 

122


poziom ksenobiotyków w organizmie. W biomonitoringu pasywnym bada się organizmy 

żyjące w warunkach naturalnych danego ekosystemu pod kątem ich reakcji. Ta klasyfikacja 

organizmów (lub zbiorowisk) oparta jest na ich „pochodzeniu”. 

Klasyfikując organizmy (lub ich zbiorowiska) według „sposobu działania” (rys. 3) rozróżnia 

się: Indykatory/monitory akumulacji, które są organizmami akumulującymi jeden 

lub więcej pierwiastków i/lub związków ze środowiska oraz indykatory/monitory wpływu 

lub oddziaływania, które są organizmami, wykazującymi specyficzne lub niespecyficzne 

reakcje w odpowiedzi na ekspozycję na dany pierwiastek, związek lub grupę związków. 

Takie reakcje mogą obejmować zmiany w ich morfologii, histologii lub strukturze komórkowej, 

procesach metaboliczno-biochemicznych, zachowaniu lub nawet składzie populacji. 

Na ogół pojęcie „indykator reakcji” obejmuje zarówno indykatory/monitory akumulacji, jak 

i indykatory wpływu/ oddziaływania, tak jak opisano powyżej. 

Prowadząc badania nad procesami akumulacji należy rozróżniać drogi, którymi organizmy 

pobierają pierwiastki/związki. W całościowym procesie akumulacji (bioakumulacji) 

bierze udział wiele mechanizmów związanych z gatunkowo zależnymi interakcjami pomiędzy 

indykatorami/monitorami a ich biotycznym i abiotycznym środowiskiem. 

Biomagnifikacja jest pojęciem stosowanym w odniesieniu do absorpcji substancji ze 

składników pokarmowych przez nabłonek jelit. Jest ograniczona do organizmów heterotroficznych 

i stanowi najważniejszą drogę zanieczyszczenia wielu zwierząt lądowych. Wyjątek 

stanowią metale tworzące bardzo lotne związki (np. Hg, As), które są pobierane przez 

drogi oddechowe (np. tchawica, płuca). 

Biokoncentracja oznacza bezpośrednie pobieranie substancji z otaczającego medium 

– środowiska fizycznego – poprzez tkanki lub organy (z organami oddechowymi 

włącznie). Poza roślinami, które mogą pobierać substancje jedynie tą drogą (głównie przez 

korzenie lub liście), biokoncentracja odgrywa kluczową rolę u zwierząt wodnych i glebowych 

bezkręgowców korzystających z wody znajdującej się w glebie. 

Poza klasycznymi florystycznymi, faunistycznymi i biocenotycznymi badaniami, które 

przeważnie rejestrują niespecyficzne reakcje w stosunku do polutanta jako instrumenty 

bioindykacji wprowadza się też nowsze narzędzia na wyższych poziomach organizacji 

systemu biologicznego. Większość z nich to biomarkery i biosensory (bioczujniki). 

Biomarkery są biologicznymi parametrami mierzalnymi na poziomie suborganizmalnym 

(genetycznym, enzymatycznym, fizjologicznym, morfologicznym), w których zmiany 

strukturalne lub funkcjonalne określają ogólnie wpływy środowiskowe oraz, szczegółowo, 

działanie polutantów pod kątem jakościowym a czasem ilościowym, np.: enzymatyczna lub 

substratowa indukcja cytochromu P-450 oraz innych enzymów Fazy I przez liczne halogenowane 

węglowodory, częste pojawienie się przemysłowej formy melanizmu jako wskaźnika 

skażenia powietrza, oddziaływanie promieni UV na taniny skóry ludzkiej, zmiany morfologiczne, 

histologiczne lub ultra-strukturalne organizmów lub organów monitorowanych (np. 

wątroba, grasica, jądra), pojawiające się po wystawieniu na działanie polutantów. 

123


Biosensory to narzędzia pomiarowe generujące sygnał w zależności od stężenia danej 

substancji. Odbywa się to przez odpowiednie połączenie selektywnego systemu biologicznego 

(np. enzym, przeciwciało, membrana, organelle, komórka lub tkanka) z fizycznym 

narzędziem analitycznym (np. elektroda potencjometryczna lub amperometryczna, 

odbiornik optyczny lub optoelektroniczny), np.: neuralizator toksyczności (toxiguard), bakteryjny 

monitor toksyczności, bakteryjna elektroda EuCyano. 

Biotesty to rutynowe procedury toksykologiczno-farmakologiczne do testowania wpływu 

odpadów (znajdujących się w środowisku związków chemicznych, farmaceutyków) na 

organizmy. Przeprowadza się je zazwyczaj w laboratoriach, niekiedy w terenie, w warunkach 

standardowych (zależnie od czynników biotycznych lub abiotycznych). W szerszym 

znaczeniu definicja ta obejmuje też hodowlę komórek i tkanek do celów testowych, testy 

enzymatyczne, testy z użyciem mikroorganizmów, roślin i zwierząt w formie jedno- lub wielogatunkowych 

modeli ekologicznych (np. mikrosystemy, mezosystemy). W węższym znaczeniu 

pojęcie to obejmuje tylko jednogatunkowe oraz modelowe systemy. Inne procedury 

natomiast mogą być określone jako testy suborganizmalne. Biotesty wykorzystują niektóre 

biomarkery lub – rzadziej – specyficzne biosensory i mogą być stosowane w bioindykacji 

lub biomonitoringu. 

Uwzględniając genetyczne i pozagenetyczne procesy adaptacji organizmów oraz populacji 

do stresu środowiskowego, należy rozróżnić pojęcia tolerancji, odporności oraz 

wrażliwości. 

Tolerancja [Oehlmann i Markert 1997] to nabyta odporność organizmu lub zbiorowiska 

na niekorzystne warunki abiotyczne (klimat, promieniowanie, polutanty) lub biotyczne 

(pasożyty, patogeny), przejawiająca się w adaptacji na poziomie zmian fizjologicznych (np. 

syntezy enzymów, reakcji immunologicznych). 

Odporność jest to, w przeciwieństwie do tolerancji, zdolność do przeciwstawiania się 

stresowi wynikająca z podstaw genetycznych [Oehlmann i Markert 1997]. Oznacza to, że 

wszystkie tolerancyjne organizmy są także odporne, ale nie wszystkie odporne organizmy 

są tolerancyjne, aczkolwiek w ekotoksykologii granica pomiędzy tolerancją a odpornością 

nie zawsze jest wyraźna. Na przykład, zjawisko indukowanej zanieczyszczeniem tolerancji 

zespołu organizmów (ang. Pollution Induced Community Tolerance, PICT) jest opisane 

jako przekształcenie zespołu mniej odpornego na bardziej odporny, z chwilą pojawienia się 

czynników skażających. Może to być wynik genetycznej lub fizjologicznej adaptacji w ramach 

gatunków lub populacji, albo wyparcie organizmów wrażliwych przez organizmy bardziej 

odporne [Blanck i in. 1988; Rutgers i in. 1998]. 

Wrażliwość organizmu lub zespołu organizmów określa ich podatność na zmianę 

czynników biotycznych lub abiotycznych. Wrażliwość jest niska, jeżeli tolerancja lub odporność 

na zanieczyszczenie środowiska jest wysoka. Wrażliwość jest wysoka przy niskiej 

tolerancji lub odporności. 

124


3. Porównanie pomiarów instrumentalnych z metodami bioindykacji 

i biomonitoringu 

Znaczne podobieństwo pojęć używanych w chemicznej analizie instrumentalnej (jakościowe 

i ilościowe pomiary) z dziedziną bioindykatorów (jakościowe podejście w stosunku 

do kontrolowania skażenia) oraz biomonitorów (ilościowe podejście) odsłania potrzebę porównania 

obu technik. 

3.1 Przyrządy i bioindykatory 

Techniczne szczegóły dotyczące analizy instrumentalnej przedstawiono schematycznie 

na rysunku 4. Są to typowe procedury pomiaru substancji chemicznych, aktywności 

enzymatycznej lub innych parametrów związanych z ekosystemem za pomocą spektrometrów 

lub fotometrów. W dużej liczbie metod spektrometrycznych stosuje się określoną 

długość fali w celu uzyskania sygnału poprzez analizę próbki umieszczonej w kuwecie (fo- 

Rys. 4. Porównanie pomiarów dokonanych przez spektrometry i bioindykatory / biomonitory. 

W praktyce, pomiary instrumentalne są przeważnie integralną częścią bioindykacji 

[Markert i in. 2003b]. Szczegółowy opis instrumentalnego schematu w przypadku instrumentalnej 

analizy chemicznej próbek środowiskowych przedstawił Markert [1996] 

Fig. 4. Comparison of measurements performed by spectrometers and bioindicators / biomonitors. 

In practice, instrumental measurements are often an integral part of bioindication [from 

Markert et al. 2003b]. A full instrumental flow chart for instrumental chemical analysis of environment 

samples can be found in Markert [1996] 

125


tometr), w płomieniu (AAS), piecu grafitowym (GFAAS), w plazmie (ICP/MS lub ICP/OES). 

Cały sygnał przechwytywany jest przez fotopowielacze, wzmacniacze oraz inny sprzęt 

i opracowywany przez detektory sygnałów. Kontrolę jakościową przyrządu przeprowadza 

się na przykład przy użyciu materiałów referencyjnych. Główne źródła błędu pochodzą 

z procedury pobrania próbek (do 1000%) oraz przygotowania próbek (do 300%). Szczegółową 

dyskusję odnoszącą się do typowych błędów oraz ich skali przedstawiono w pracy 

Markert [1996]. 

Bezpośrednie porównanie z biologicznym urządzeniem pomiarowym (bioindykatorem) 

na rysunku 4 pokazuje, że cały proces instrumentalnego pomiaru jest bardzo często zintegrowany 

z procedurą bioindykacji, przynajmniej wtedy, gdy próbki mają być analizowane 

pod kątem związków chemicznych. Oznacza to, że otrzymanie dodatkowej informacji 

z bioindykatora zależy ściśle od instrumentalnego pomiaru. 

Stawianie pytania „bioindykacja czy bezpośredni pomiar instrumentalny?” jest wyrazem 

niezrozumienia tej zależności. 

Praktyczne problemy laboratoryjne napotykane przy biomonitoringu są często takie 

same jak w analizie chemicznej [Toelg 1976; Saiki i in. 1997; Quevauviller i Maier 1999; 

Bacchi i in. 2000; Bode i in. 2000; Quevauviller i in. 2008]. Weźmy np. podstawową zasadę 

(paradygmat 1) procesu pobierania próbek. „Zbierane próbki muszą być reprezentatywne 

dla postawionego problemu naukowego” [Markert 1996]. Zbieranie reprezentatywnych 

próbek do pomiaru monitoringowego lub/i instrumentalnego musi być starannie przeprowadzone. 

Ten warunek jest zaznaczony i wyjaśniony w licznych znakomitych artykułach 

i rozdziałach książkowych i nie jest tu przedyskutowany w szczegółach [Keith 1988; Wagner 

1992; Markert 1994; Klein i Paulus 1995; Rasemann i Markert 1998]. 

3.2. Precyzja i dokładność 

Podobnie jak konieczność uzyskania najwyższej jakości reprezentatywnych prób do 

analiz lub do bioindykacji, także w działaniach biomonitoringowych musi być uwzględniana 

większość ogólnych reguł oraz warunków kontroli jakości z analizy chemicznej. W ostatnich 

20 latach w badaniach chemii analitycznej wprowadzono dokładne rozróżnienie między 

pojęciami „precyzja” – powtarzalność a „dokładność” – „prawdziwa” wartość (rys. 

5). Praktyczna przydatność tego rozróżnienia ujawnia się przy określeniu „prawdziwej” lub 

„rzeczywistej” zawartości substancji X w próbce Y. 

Celem określenia precyzji danych poprzez wielokrotne mierzenie analitycznego sygnału 

jest prześledzenie oraz eliminowanie błędów, które mogłyby być generowane, na 

przykład przez niewystarczającą długoterminową stabilność urządzenia mierzącego (własna 

niedokładność urządzenia). Jeżeli procedura analityczna nie jest zbyt złożona, to precyzja 

będzie wahała się od 1 do 5%, co dla większości problemów analitycznych może być 

uważane za dostatecznie dokładne, aczkolwiek zwykły fakt, że sygnał jest powtarzalny, 

126


nie pozwala stwierdzić jego dokładności. Nawet bardzo dokładne dane mogą znacznie odbiegać 

od „prawdziwej” zawartości (np. pierwiastka) w danej próbce. 

Rys. 5. Ilustracja pojęć „precyzja” (powtarzalność) oraz „dokładność” („prawdziwa” wartość) 

w chemii analitycznej [za Toelg 1976, Markert 1996]: a) niska precyzja oraz mała dokładność, 

b) wysoka precyzja oraz mała dokładność, c) niska precyzja oraz duża dokładność, 

d) wysoka precyzja oraz duża dokładność, x = średnia arytmetyczna, v r 

= 

współczynnik zmienności 

Fig. 5. Illustration of the terms „precision” (reproducibility) and „accuracy” (the „true” value) in 

analytical chemistry [after Toelg, 1976 from Markert 1996]: a) Poor precision and poor 

accuracy, b) good precision and poor accuracy, c) poor precision and good accuracy, 

d) good precision and good accuracy, x = arithmetic mean, v r 

= coefficient of variation 

Poprawne dane analityczne można uzyskać, jeżeli cały proces analityczny jest poddany 

właściwej kontroli jakości, w której każdy wynik jest sprawdzony pod kątem precyzji 

i dokładności. Obecnie wykorzystuje się dwie podstawowe metody sprawdzenia dokładności 

danych analitycznych: 

1) używanie standardowych materiałów referencyjnych (próbki dostępne w handlu z certyfikowaną 

zawartością mierzonego związku oraz matryca zbliżona do oryginalnych 

próbek przeznaczonych do zbadania w laboratorium) 

oraz 

2) stosowanie niezależnych procedur analitycznych. 

127


W przypadku bioindykatorów można oczywiście powtarzać pobieranie próbek w celu 

wyrobienia sobie poglądu na ile badany bioindykator jest „stabilny” względem zmienności 

stanowiska badawczego i czasu. Trudniejszy problem to zapewnienie dokładności podczas 

procesu pobierania próbek. Nie ma dotychczas „certyfikowanego systemu referencyjnego” 

umożliwiającego kalibrowanie dokładności pobierania reprezentatywnych próbek. 

Jako regułę stosuje się porównanie systemów „skażonych” i „nieskażonych”, lecz nie ma 

pewności, że jest to działanie dokładne. Jedyną możliwą strategią w tym wypadku jest stosowanie 

„niezależnych metod”, jeżeli różne grupy badawcze pracują na tym samym terenie 

i z tymi samymi indykatorami. Wtedy uzyskane oddzielnie dane mogą być porównane. Jest 

to jednak bardzo droga metoda, która może być stosowana jedynie w szczególnych projektach 

bioindykacyjnych, mających na celu opracowanie metod badawczych dla dyrektyw 

stosowanych np. w Unii Europejskiej czy Stanach Zjednoczonych Ameryki. 

3.3. Kalibracja 

W zasadzie same bioindykatory stwarzają problem zazwyczaj niespotykany przy instrumentalnych 

technikach pomiaru – jest nim kalibracja biolologicznego systemu jako takiego 

(rys. 6). Ograniczenia uniemożliwiające organizmom wykazywanie ekspozycji na zanieczyszczenia 

stają się szczególnie wyraźne w odniesieniu do ilościowej oceny jakości 

środowiska, np. w ścisłym rozumieniu terminu „biomonitoring” [Markert i in. 1997]. Chociaż 

liczba potencjalnych bioindykatorów rośnie lawinowo, trudno jest znaleźć organizmy 

(w przyrodzie), które w pełni spełniają kryteria aktywnego lub pasywnego biomonitora, np. 

analiza pojedynczych indykatorów akumulacji dla intoksykacji danymi substancjami nie koniecznie 

pozwala wyciągać wnioski na temat stężeń tych substancji w środowisku (rys. 5). 

Wiele roślin i zwierząt wykazuje możliwości dużego akumulowania konkretnych substancji 

przy niskich stężeniach w środowisku, lecz ich zdolności akumulacji maleją gwałtownie 

w razie wzrostu tych stężeń. W efekcie powstaje płaski obraz przebiegu funkcji w odniesieniu 

do korelacji między skażeniem środowiska a intoksykacją (rys. 6). Wielu organizmom 

jednak udaje się utrzymać niski poziom stężenia substancji toksycznych mimo wysokiego 

stężenia zanieczyszczeń w środowisku, w którym przebywają [Markert i in. 1997]. Mechanizmy 

regulujące tracą swoje właściwości dopiero przy skrajnie wysokich stężeniach 

ksenobiotyków w środowisku, co ujawnia się wyższym tempem ich akumulacji (rys. 6). 

Wyjątkiem są oczywiście substancje niepobierane aktywnie, lecz w procesie dyfuzji – niewątpliwie 

rzadkie w przypadku nieorganicznych związków metali. 

Często oznacza to, że zależność pomiędzy bioindykatorem/biomonitorem a jego środowiskiem 

z uwzględnieniem stężenia akumulowanego składnika nie jest liniowa lecz logarytmiczna. 

Jeżeli nawet ustala się liniowość funkcji logarytmicznej poprzez matematyczne 

przekształcanie, to liniowa zależność między dwoma parametrami ogranicza się do 

wąskiego zakresu. Jednoznacznych informacji o środowisku mogą dostarczyć tylko orga- 

128


nizmy wykazujące liniowe zależności, które są porównywalne do kalibrowanych urządzeń 

pomiarowych. 

akumulator 

wyłączający 

Wzrost stężenia polutanta w środowisku 

Rys. 6. Zależność pomiędzy stężeniem monitorowanego polutanta w środowisku a stężeniem 

w organizmie. Liniowe zakresy kalibracji są bardzo wąskie dla akumulatorów i organizmów 

wyłączających [Markert i in. 1997, według Baker 1981] 

Fig. 6. Correlation between the environmental concentration of the pollutant to be monitored 

and the concentration in the organism. Linear ranges for calibration are very limited for 

accumulators and rejectors [Markert et al. 1997, according to Baker 1981] 

W porównaniu na przykład do spektrometrycznych metod analizy instrumentalnej, 

gdzie liniowy zakres kalibracji normalnie pokrywa wiele rzędów wielkości, liniowy zakres 

dla bioindykatorów jest trudniejszy do osiągnięcia, ponieważ żywe organizmy ciągle zmieniają 

swoje „oprogramowanie” w trakcie trwania biologicznych procesów życiowych. Ponieważ 

standaryzacja bioindykatorów jest obecnie nierealna, najważniejszym zadaniem 

na najbliższą przyszłość jest zharmonizowanie działań między użytkownikami tych samych 

indykatorów. 

3.4. Harmonizacja 

W dziedzinie chemii analitycznej wymiana testów między laboratoriami w ciągu wielu lat 

doprowadziła do używania konkretnych próbek materiałów w celu zoptymalizowania jakości 

własnych analiz. W bioindykacji również należy zwrócić większą uwagę na zharmonizowanie 

129


użycia w różnych miejscach tych samych indykatorów w celu ich „kalibracji”. Do badań przeprowadzanych 

w laboratoriach przy analizie działania związków chemicznych używa się biotestów 

i są one wysoko standaryzowane, czyli powtarzalne. Problem dotyczy głównie różnych 

aspektów użycia bioindykatorów w terenie. Przede wszystkim, przy planowaniu i przygotowaniu 

programów badań ścisła współpraca wydaje się być absolutnie konieczna, aby można 

było porównać wyniki z różnych, osobno pracujących grup badawczych. Jest to względnie 

łatwe do osiągnięcia na poziomie regionalnym i krajowym, ale na poziomie globalnym czy 

międzykontynentalnym geograficzne odległości pomiędzy grupami badawczymi są czasem 

dużym problemem. Na przykład, próby przeprowadzenia biomonitoringu pierwiastków na różnych 

kontynentach prowadzone przez Międzynarodową Agencję ds. Energii Atomowej [IAEA 

2001] muszą uwzględniać wysokie koszty spotkań uczestników w celu wymiany poglądów. 

Szkolenia i intensywne wspólne zajęcia trwające przez pewien okres (np. kilka tygodni) byłyby 

najlepszym krokiem do zharmonizowania naukowych i (niekiedy) kulturowych różnic. 

Nie można tego nie doceniać w globalizującym się świecie: bioindykacja w jej poszczególnych 

aspektach oraz na różnych naukowych poziomach może być przeprowadzona 

praktycznie przez każdego, stąd projekty międzynarodowe mają szczególnie duży 

wpływ międzykulturowy. Powinniśmy strzec się przed nadmiarem optymizmu, ale bioindykacja 

powinna być postrzegana jako brama do międzykulturowego zrozumienia/ 

porozumienia oraz katalizator dla pokojowej współpracy międzynarodowej. Pytania, 

na które trzeba udzielić odpowiedzi podczas tej wymiany informacji, powinny uwzględnić 

sposoby powiązania obserwacji podobnych zjawisk przeprowadzonych różnymi technikami, 

takie jak zdalne sterowanie oraz informacje uzyskane w warunkach terenowych [Roots 

1996; Smodis 2003]. Korelacja problemów w czasie i przestrzeni jest częścią przygotowania 

programu. Opracowanie programu uwzględnia wybór metod pomiaru i zapisu czujników 

oraz pytania odnośnie sposobu i techniki przekazania informacji. 

Dobre przykłady „pytań przed rozpoczęciem pracy” można znaleźć w licznych krajowych 

i międzynarodowych programach pobierania próbek do badań przyrodniczych oraz 

opracowaniach literaturowych dotyczących procesów tej harmonizacji [np. Schroeder i in. 

1996; Bosch i Pinborg 2003; Lazorchak i in. 2003; Matthiessen 2003; Parris 2003]. 

4. Zintegrowane strategie i zastosowania bioindykacji oraz 

biomonitoringu 

4.1. Biologiczny System Pierwiastków (BSP) 

Do celów bioindykacji i biomonitoringu pierwiastków chemicznych, wymagane jest zarówno 

wysoko specyficzne podejście, uwzględniające zarówno każdy pojedynczy rodzaj 

pierwiastków chemicznych, jak i obszerne traktowanie ich ogólnych właściwości ujętych 

w Biologicznym Systemie Pierwiastków – rys. 7 [Fraenzle i Markert 2000 a,b, 2002, 2007]. 

130


Biologiczny System Pierwiastków chemicznych jest kompilacją danych przygotowanych 

na podstawie analizy korelacji pomiędzy funkcją fizjologiczną pojedynczych pierwiastków 

w organizmach żywych, wzrostem ich pobierania spoza nieorganicznego środowiska 

oraz formą ich pobrania przez organizmy roślinne, w postaci obojętnych cząsteczek 

lub naładowanych jonów. Pierwiastki H i Na wpływają na różne funkcje w biologicznym 

systemie i dlatego nie są ostatecznie umiejscowione. Zakreślone pierwiastki mogą być 

chwilowo jedynie pogrupowane według podobnych właściwości fizjologicznych, ponieważ 

brakuje danych o ich wzajemnych korelacjach lub są one bardzo nieprecyzyjne. 

Rys. 7. Biologiczny System Pierwiastków dla Roślin Lądowych (glikofitów) [Markert 1994] 

Fig. 7. The Biological System of the Elements for Terrestrial Plants (Glycophytes) [Markert 1994] 

4.2. Zintegrowany model narzędzi do profilaktyki ochrony zdrowia ludzkiego 

Bioindykacja i biomonitoring muszą dostarczać informacji na temat skali skażenia lub degradacji 

ekosystemów. Przy całościowym spojrzeniu bioindykacja nie jest jedynie „maszyną 

do monitoringu środowiska” dla określonej grupy czynników. W sensie idealnym, jest zintegrowanym 

rozpatrywaniem różnych bioindykacyjnych systemów testowych, które w połączeniu 

z innymi parametrami środowiska dążą do ustalenia ostatecznego obrazu stanu skażenia 

oraz prognozowania jego rozwoju, w interesie profilaktyki zdrowotnej oraz środowiska. 

131


Na rysunku 8 przedstawiono diagram pełnego dynamicznego systemu monitoringu 

środowiska wspieranego bioindykacją. Można w nim dowolnie łączyć parametry pomiarów 

w zależności od monitorowanego systemu lub naukowego zakresu odniesienia. Dwa główne 

podmioty badań – człowiek i środowisko – oraz wywodzące się z nich dyscypliny: toksykologia 

człowieka i ekotoksykologia, są połączone z licznymi zestawami narzędzi i testów 

(„narzędzia”, np. biotesty) do zintegrowanego monitoringu środowiska. 

Zdrowie publiczne 

Diagnoza i prognoza dla 

profilaktyki zdrowotnej 

1 

1 

2 ZINTEGROWANE ROZWAŻANIE 2 

Pojedyncze stosowanie TESTÓW 

SKRZYNKA 

MED 

SKRZYNKA 

HSB 

TRE 

dane z 

BANKÓW WZORCÓW 

SKRZYNKA 

ECO 

SKRZYNKA 

ESB 

2 

2 

DAT 

podstawowe dane badanego 

systemu 

1 

1 

TOKSYKOLOGIA CZŁOWIEKA 

 

 

EKOTOKSYKOLOGIA 

• 

CZŁOWIEK 

EKOSYSTEM 

? ? 

SKRZYNKA 

POLUTANT 

ZBIÓR 

TESTÓW, 

DANYCH 

lub 

TRENDÓW 

Rys. 8. Możliwa hierarchiczna struktura modelu narzędzi do bioindykacji dla zintegrowanych 

rozważań o człowieku i ekotoksykologii. Możliwa hierarchiczna struktura modelu narzędzi 

do bioindykacji dla zintegrowanych rozważań o człowieku i ekotoksykologii. Zestawy 

narzędzi MED i ECO zawierają pojedyncze komplety testów, które mogą być sprawnie 

połączone, aby lepiej opracować zakres poszczególnych odnośnikowy lub specyficzny 

problem naukowy. Skrzynki HSB (bio-banki) i ESB (banki wzorców środowiskowych) 

reprezentują zbierane przez lata wyniki z międzynarodowych banków próbek, specjalizujących 

się w toksykologii środowiskowej i ludzkiej; oprócz MED i ECO, dostarczają 

ważną informację na temat ekotoksykologicznej reakcji w stosunku do związków chemicznych 

w środowisku. W zintegrowanym rozważaniu, wszystkie dane uzyskane osob- 

132


no są potwierdzone danymi dostępnymi w badaniach (eko)systemów, toksykologii oraz 

bankach próbek środowiskowych. Zbiór potrzebnych parametrów można otrzymać ze 

skrzynek –TRE i DAT [Markert i in. 2003b]. 

Fig. 8. Possible hierarchical structure of a bioindicative toolbox model for integrative approaches 

in human- and ecotoxicology. The toolboxes MED and ECO contain single sets of 

tests that can be combined functionally to allow an integrated approach to the particular 

frame of reference or a specific scientific problem. The toolboxes HSB (human specimen 

banking) and ESB (environmental specimen banking) represent years of results 

from international environmental sample banks specializing in environmental and human 

toxicology; in addition to MED and ECO they provide important information on the 

ecotoxicological and human-toxicological behavior of environmental chemicals. In the 

integrated approach, all the results obtained singly are substantiated by existing basic 

data available from (eco)systems research, toxicology and environmental sample 

banks. The parameter constellations necessary for this are taken from the toolboxes 

TRE and DAT [Markert et al. 2003b]. 

Model przedstawiony na rysunku 8 składa się z sześciu zestawów narzędzi. Pierwsze 

dwa pochodzą głównie z badań środowiskowych: DAT (dla danych) i TRE (dla tendencji). 

DAT jako zbiór zawiera wszystkie dostępne dane z badanego ekosystemu, włącznie 

z danymi otrzymanymi jedynie metodami instrumentalnymi, na przykład z dziedziny meteorologii. 

DAT zawiera także informacje o maksymalnym dopuszczalnym stężeniu substancji 

w wodzie pitnej, żywności, powietrzu w miejscu pracy i dane dla odpowiedniej ADI 

(akceptowalnej dawki dziennej) oraz NO(A)EL (maksymalnej dawki substancji dodatkowej, 

która może być stosowana bez wywołania efektu toksycznego). Narzędzia TRE zawierają 

dane o trendach, zbierane przez wiele lat badań przez krajowe banki próbek środowiskowych 

lub informacje uzyskane na podstawie wieloletnich krajowych i międzynarodowych 

badań [np. Duvigneaud 1973; Likens i in. 1977; Ellenberg i in. 1986]. Szczegółowe wnioski 

oraz prognozowane trendy mogą być przygotowane przy zastosowaniu kolejnych narzędzi: 

HSB – bank próbek ludzkich i ESB – bank próbek środowiskowych [patrz także Kettrup 

2003]. Narzędzia MED (medycyna) zawierają wszystkie metody stosowane rutynowo 

w badaniach hematologicznych oraz chemicznych w przypadku toksyczności podprzewlekłej 

i przewlekłej. W ECO natomiast mieszczą się dane ze wszystkich bioindykacyjnych 

systemów testów oraz monitorów właściwych dla ekosystemów, które mogą być połączone 

w celu dopasowania do monitorowania danej sytuacji. 

Dane ze wszystkich zestawów muszą współdziałać między sobą w taki sposób, żeby 

można było oszacować przeciętne zagrożenie zdrowia dla określonych grup populacji lub 

wyznaczyć próg przyszłego podwyższonego ryzyka dla zanieczyszczeń poprzez stworzenie 

sieci. Taka ocena ryzyka ostatecznie wykorzystuje wszystkie toksykologiczne progi, 

które biorą pod uwagę rodzaj efektu oraz zależności dawka–efekt według obecnego stanu 

133


wiedzy naukowej. Ponieważ doświadczenia toksykologiczne nie mogą być przeprowadzone 

na ludziach, w celu oszacowania oraz oceny ryzyka należy odnosić się do doświadczenia/wiedzy 

z miejsc pracy oraz przypadków zatrucia. Poza sprawdzeniem opracowań dotyczących 

pojedynczych przypadków, większy nacisk trzeba położyć na wyjaśnianie wpływu 

danej substancji jako przyczyny choroby. W tym celu należy korzystać z danych epidemiologicznych 

z grup podwyższonego ryzyka i grupy kontrolnej. Opracowanie i stosowanie 

modeli symulacyjnych wspomaganych technologią informatyczną, przy uwzględnieniu 

wszystkich zebranych danych może tu odegrać bardzo ważną rolę, ponieważ umożliwi połączenie 

dużej liczby parametrów, które bezpośrednio ze sobą nie współdziałają. Obejmują 

one informacje z różnych dziedzin; epidemiologii, mutageniczności, toksokinetyki, metabolizmu 

oraz zależności struktura–efekt. 

Wnioski z funkcjonowania takiej sieci powiązań między różnymi zestawami narzędzi 

mogą być użyte do ogólnej koncepcji bioindykacyjnej przedstawionej w tak zwanej Koncepcji 

Bioindykacji Wielowskaźnikowej (MMBC), opracowanej przez Markert i in. [2002, 2003b]. 

4.3. Banki wzorców środowiskowych 

W ramach modelu zintegrowanych narzędzi banki wzorców środowiskowych, z racji 

przechowywania próbek stałych pod względem składu chemicznego (w ciekłym 

azocie), odgrywają korzystną rolę w badaniu zależności między stężeniem a efektem 

działania danego polutanta. W połączeniu z holistycznym podejściem Biologicznego 

Systemu Pierwiastków (BSP), stworzono dobrze zapowiadającą się technikę obserwacji 

środowiskowych warunków życia dla człowieka. To naukowe podejście powinno się 

dalej rozwijać. 

Celem banków próbek środowiskowych jest zdobycie próbek umożliwiających dostarczanie 

informacji ekotoksykologicznych oraz zabezpieczenie ich w niezmienionym stanie 

przez długi czas. Pozwala to na przeprowadzenie retrospektywnych analiz oraz ocenę 

skażenia środowiska związkami, które nie mogły być wcześniej oznaczone lub nie miały 

znaczenia w czasie pobierania próbek [Wagner 1992]. Szczegóły i podłoże teoretyczne 

podano w pracy Kettrup [2003]. Zadania i cele banków próbek środowiskowych można 

przedstawić w sposób następujący [Klein 1999]: 

1) określenie stężeń substancji, które nie były identyfikowane jako polutanty w czasie pobierania 

próbek, lub substancji które nie mogły być oznaczone z dostateczną dokładnością 

(monitoring retrospektywny); 

2) sprawdzenie skuteczności obecnych oraz przyszłych zakazów i ograniczeń w sektorze 

środowiskowym; 

3) regularne monitorowanie stężeń wcześniej zidentyfikowanych polutantów poprzez 

systematyczny opis próbek przed archiwizacją; 

4) przewidywanie trendów w skażeniu lokalnym, regionalnym i globalnym; 

134


5) opis standardowych metod pobierania próbek; 

6) dokumentowanie warunków przechowywania prób jako wymóg do uzyskania porównywalnych 

wyników. 

Z tematem „filozofii banków wzorców” można się zapoznać w licznym piśmiennictwie 

[Berlin i in. 1979; Luepke 1979; Lewis i in. 1983; Rossbach i in. 1992; Stoeppler i Zeisler 1993]. 

W strategii niemieckiego banku próbek zakłada się dodatkowo, że skażenie w danym 

miejscu nie może być określone tylko na podstawie jednego bioindykatora, ze względu na 

różnice w stopniu ekspozycji organizmów danego ekosystemu w stosunku do polutantów 

oraz ich wcześniejsze zróżnicowane predyspozycje genetyczne [Klein 1999]. Tylko zestaw 

odpowiednio dobranych bioindykatorów jest w stanie wykazać występowanie polutantów 

w danym ekosystemie. W tabeli 1 przedstawiono bioindykatory dostępne w Federalnym 

Niemieckim Banku Próbek Środowiskowych. 

Tabela 1. Rodzaje próbek z Federalnego Niemieckiego Banku Próbek Środowiskowych 

[Klein 1999] 

Table 1. Sample species from the German Federal Environmental Sample Bank [Klein 1999] 

Rodzaj próbek 

Świerk (Picea abies) / Sosna zwyczajna (Pinus sylvestris) 

Buk zwyczajny (Fagus sylvatica) / Topola czarna 

(Populus nigra „Italica”) 

Gołąb skalny (Columba livia f. domestica) 

Sarna europejska (Capreolus capreolus) 

Dżdżownica (Lumbricus terrestris/Aporrectodea longa) 

Małż – Racicznica zmienna (Dreissena polymorpha) 

Leszcz (Abramis brama) 

Glon – morszczyn pęcherzykowaty (Fucus vesiculosus) 

Małż – omułek jadalny (Mytilus edulis) 

Ślizga - Blenny (Zoarces viviparus) 

Mewa srebrzysta-l (Larus argentatus) 

Wieloszczet – piaskówka (Arenicola marina) 

Organ docelowy 

Przyrosty roczne 

Liście 

Jaja 

Wątroba (nerki) 

Dżdżownica bez zawartości jelit 

Tkanki miękkie 

Tkanka mięśniowa i wątroba 

Plecha 

Tkanki miękkie 

Tkanki miękkie i wątroba 

Jaja 

Dżdżownica bez zawartości jelit 

Kryteria wyboru rodzaju próbek są szczegółowo przedyskutowane w pracach Klein 

i Paulus [1995]. Przewidywane funkcjonale połączenia pomiędzy ekosystemami przedstawiono 

na rysunku 9. 

135


Gleba 

Środowisko przyrodnicze: powietrze, woda, gleba 

jako nieożywiony kompartyment 

Gajnik 

lśniacy 

Buk zwyczajny 

Producenci pierwotni 

konsumenci pierwotni 

Sarna 

europejska 

Dżdżownica 

Rozkładający: 

saprofagi 

Mineralizujący 

Konsumenci drugorzędni 

Konsumenci trzeciorzędni 

Gołąb skalny 

Rys. 9. Wybrane zbiory rodzaju próbek na poziomie ekosystemu dla Niemieckiego Federalnego 

Banku Próbek Środowiskowych [Klein 1999] 

Fig. 9. Selected sets of sample species at the ecosystem level for the German Federal Environmental 

Sample Bank [Klein 1999] 

Problemy, które napotykają banki próbek, wiążą się z wysokimi kosztami bezpiecznego 

przechowywania materiału w postaci zamrożonej, w ciekłym azocie, oraz potrzeba zatrudniania 

wysoko wykwalifikowanych naukowców. Trudności dotyczą też korzystania ze 

zdeponowanych organizmów biowskaźnikowych. Porównanie z wcześniej przeprowadzanymi 

analizami ze względu na zmieniające się procedury i specyficzne wytyczne dotyczące 

pobierania próbek często utrudnia dokonanie porównań z próbkami pobranymi z użyciem 

procedur „normalnych”. Rozwiązaniem tych problemów mogłoby być zintegrowanie 

wyników z banków wzorców środowiskowych z innymi badaniami bioindykacyjnymi (np. 

model zintegrowanych zestawów narzędzi z rys. 8). 

4.4. Polskie badania 

W Polsce od lat są zbierane próbki środowiskowe do celów monitoringu środowiska, 

jednak dotąd formalnie nie funkcjonuje bank wzorców środowiskowych. Planuje się 

jego założenie m.in. w Warszawie, lecz już dziś można korzystać z próbek zbieranych 

zgodnie z zasadami opracowanymi w innych krajach, np. w Niemczech. Na liście gatunków 

przeznaczonych do zbioru znajdują się organizmy lądowe i wodne (morskie i słodkowodne), 

których występowanie odpowiada z jednej strony zasadom wyznaczonym 

przez bank wzorców środowiskowych (ESB) a z drugiej odzwierciedla specyfikę naszej 

przyrody i funkcjonujące tu uwarunkowania prawne. Należą do nich choćby wszystkie 

gatunki wskaźników opracowywane na potrzeby oceny jakości środowiska wymienione 

w tabeli 1. 

136


Jako przykład innowacyjnego zastosowania biotestów w praktyce można przytoczyć 

wykorzystanie małży z rodzaju szczeżuja (Anodonta) do hodowli krótkoterminowych prowadzonych 

w stacjach uzdatniania wody (wodociągach). Organizmy te odżywiają się poprzez 

filtrację wody i reagują na zanieczyszczenia zamykając muszle w sytuacji, gdy w wodzie 

znajdują się substancje szkodliwe. Stałe obserwacje behawioru małży są jednym 

z elementów monitorowania czystości wody. Jednak gatunkiem rekomendowanym przez 

ESB jest racicznica (Dreissena polymorpha), pierwotnie ograniczona jedynie do północy 

kraju, lecz obecnie wykazująca znaczną ekspansję i występująca już na terenie całej Polski. 

Spośród innych gatunków słodkowodnych rekomendowanych przez ESB i występujących 

w Polsce wymienić można leszcza (Abramis brama) czy płoć (Rutilus rutilus) [Golimowski 

i Dmowski 1997]. Polski system biologicznej oceny jakości wody jest opracowany 

na podstawie brytyjskiego Sumarycznego Wskaźnika Jakości Wody (BMWP) i opiera się 

na badaniach makrobezkręgowców bentosowych. Ilustruje to możliwości wykorzystywania 

doświadczeń z innych krajów w badaniach środowiskowych [Kownacki 2000]. 

W Polsce przy pomocy gatunków wskaźnikowych przebadano wiele obszarów zagrożonych 

klęską ekologiczną (m.in. Górny Śląsk i Legnicko-Głogowski Okręg Miedziowy). 

Standardowym gatunkiem wskazywanym przez ESB do badania tego typu ekosystemów 

lądowych w Europie mogą być drzewa leśne – świerk i sosna. Świerk, ze względu na przebiegającą 

przez Polskę granicę jego zasięgu i bardzo dużą podatność na zanieczyszczenia 

jest rzadziej wykorzystywany. Sosna, podstawowy gatunek lasotwórczy w Polsce, 

spełnia za to większość wymagań stawianych przez ESB. Atrybutami sosny jako dobrego 

bioindykatora są: 

1) szeroki, eurosyberyjski areał rozmieszczenia geograficznego, dzięki któremu sosna 

może być wykorzystywana do badań w wielu krajach, umożliwiając uniwersalne porównania 

na szeroką skalę; 

2) długi cykl życiowy związany z występowaniem w badanym środowisku w stanie aktywnym 

przez wiele lat; w polskich drzewostanach sosnowych dominuje III i IV klasa 

wiekowa [Raport o stanie lasów 2010], a wiek niektórych sosen może osiągać nawet 

500 lat; 

3) wysoka liczebność populacji i możliwość jednoznacznego określenia struktury osobniczej 

ułatwia pobieranie dużej liczby próbek; 

4) łatwość oznaczania, która pozwala rozpoznać sosnę nawet średnio zaawansowanym 

w taksonomii badaczom; 

5) niska tolerancja sosny na czynniki toksyczne, wyrażająca się w zdecydowanej i prostej 

do zanalizowania reakcji. 

Zawartość metali ciężkich w strefach metalurgicznych oraz w różnych organach sosny 

jest szeroko wykorzystywanym miernikiem stanu zanieczyszczenia środowiska [Chudzińska 

i in. 2012]. Należy także podkreślić, że badania monitoringowe/ekotoksykologiczne 

obejmują coraz częściej warunki miejskie [Diatta i in. 2003; Diatta i Grzebisz 2011]. Intere- 

137


sujące zagadnienia w zakresie bioindykacji oraz biomonitoringu w różnych ekosystemach 

opublikowano w pracach Gworek i Wasiłowskiej [1998], Dmuchowskiego [2005], Dećkowskiej 

i in. [2008] oraz Kabaty-Pendias i Pendias [2001]. 

Nie można w tym miejscu nie wspomnieć o dynamicznie rozwijającej się inicjatywie 

tworzenia biobanków, gromadzących ludzki materiał biologiczny (najczęściej próbki krwi) do 

badań naukowych. W Polsce niedawno powstały trzy takie jednostki (w Kielcach, Gdańsku 

i Szczecinie) a od połowy roku 2012 zacznie działać biobank we Wrocławiu, wpisany w europejską 

organizację biobanków – BBMRI (Biobanking and Biomolecular Resources Research 

Infrastructure). Umożliwi to zharmonizowanie prac i wymianę informacji na szerszą skalę. 

Wymiana doświadczeń pomiędzy naukowcami z różnych dziedzin odbywa się na różnych 

forach, jednym z nich są cykliczne spotkania odbywające się w ramach SETAC CEE 

(Society of Environmental Toxicology and Chemistry Central East Europe), gdzie dyskutowane 

są aktualne problemy, nad którymi pracują nie tylko ekotoksykolodzy ale także chemicy 

czy lekarze. 

5. Perspektywy 

Podsumowując przedstawione informacje należy podkreślić, że zainteresowanie zintegrowanym 

monitoringiem jest bardzo duże, lecz będzie on wymagał interdyscyplinarnego 

podejścia oraz stworzenia przyszłych zespołów badawczych. Powinno to umożliwić 

szybkie i sprawne organizowanie grup roboczych zajmujących się konkretnymi zadaniami 

oraz pozwolić na szybszą wymianę informacji pomiędzy poszczególnymi dyscyplinami. 

Przyglądając się bliżej systemowi profilaktyki zdrowotnej można zauważyć, że prace 

ekotoksykologów i lekarzy powinny iść tym samym torem, a nie tworzyć równoległe ścieżki, 

jak to miało miejsce w większości przypadków przez ostatnie 20 lat. Przykładem takiej 

integracji może być połączenie geoekologii z naukami medycznymi, co ma pewne tradycje 

w niemieckiej ekologii krajobrazu [Jusatz i Flohn 1937; Jusatz 1958; Mueller 1974]. W dodatku, 

nie można zapominać o zależnościach między kulturą i jakością środowiska a zdrowiem 

człowieka [Dansereau 1971; Warren i Harrison 1984]. 

Na rysunku 10 przedstawiono symbolicznie na czym dziś polega bariera hamująca 

szybki rozwój współczesnych metod bioindykacyjnych w ekotoksykologii oraz toksykologii 

człowieka i opóźniająca rozwój bardziej zintegrowanego systemu. Rzeczywiście, brak intensywnej 

dyskusji oraz współpracy pomiędzy ekologami i lekarzami, czego przykładem 

może być sytuacja z codziennej praktyki. W ostatnim wydaniu „Lehrbuch der Toxikologie” 

(Traktat o Toksykologii) Marquard i Schaefer [2004], przedstawili świetnie opracowane zagadnienia 

dotyczące naszej dziedziny wiedzy, zredagowane przez ok. 100 badaczy. Ale 

odkrycia naukowe ekotoksykologów – krajowych i międzynarodowych zorganizowanych 

w SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) – nie były prawie wcale 

brane pod uwagę. 

138


Możliwe do prześledzenia ścieżki od bioindykacji 

Środowiskowej do Zdrowia Człowieka 

cEl 

cEl 

PRZESZŁY 

(1980) 

klasyczny 

jakościowy 

i ilościowy, np. 

depozycja 

atmosferyczna przez 

epifityczne rośliny 

METody 

porównanie 

własnych 

wyników 

z „innymi” 

obECNY 

(2000) 

interdyscyplinarny, 

międzynarodowy, 

międzykulturowy 

rozwijanie zależności 

między 

biomonitoringiem 

środowiskowym a 

zdrowiem człowieka 

określenie wspólnych 

interesów badawczych 

pomiędzy 

ekotoksykologią 

a toksykologią człowieka 

Bariera! 

Most łączący 

r 2 

r 1 

r 3 

r = naukowcy 

różnych grup 

badawczych 

r 1 

system 1 

r 2 

r 3 

system 2 

PZYSZŁOŚĆ 

(2020) 

zintegrowany 

opracowanie 

profilaktycznej 

opieki zdrowotnej 

koncepcja mmBc 

oraz wiele 

dostępnych na 

rynku naukowym 

UMYSŁOWE SIŁY NAPĘDOWE 

wiedza 

NARZĘDZIA 

instrumentalne 

i bioindykacyjne 

pomiary 

edukacja 

komunikacja 

język, 

komunikacja, 

wspólne cele 

wspólna nauka 

i edukacja 

jakość 

sukces 

i akeptacja 

Rys. 10. Możliwe drogi postępowania prowadzące od monitoringu środowiskowego do zdrowia 

ludzkiego [Markert i in. 2008]. W przeszłości luka we współpracy naukowej pomiędzy 

analitycznymi naukowcami, ekotoksykologami oraz ludźmi związanymi z medycyną 

środowiskową (toksykologia człowieka) była oczywista. Można to zmienić poprzez 

zainicjowanie bardziej intensywnej współpracy w wymianie informacji i wytyczenie 

wspólnych celów badawczych i edukacyjnych. Żeby osiągnąć w przyszłości wspólny 

naukowy sukces, należy stosować różne specjalistyczne metody badawcze w odniesieniu 

do podobnych problemów. Oznacza to wspólne nauczanie poprzez badania nad 

139


podobnymi interdyscyplinarnymi problemami (symbolizowane powyżej przez środkową 

kolumnę między stanem obecnym a przyszłym). 

MMBC: Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej, to nowo opracowany multidyscyplinarny 

system zawierający zintegrowane i funkcjonalne “okienka” profilaktyki i ochrony 

zdrowia. 

Fig. 10. Possible tracks to follow from environmental monitoring to human health [Markert et al. 

2008]. In the past, a gap of scientific collaboration between analytical scientists, ecotoxicologists 

and people concerned with environmental medicine (human toxicology) 

was obvious. This can be in the present overcome by developing a more intensive collaboration 

by communication and defining common goals in research and education. 

To reach a common scientific interest in the future, different specific research methods 

should be used for similar problems, which mean a common learning by doing research 

on the same interdisciplinary problems (symbolized above by the middle column 

between present and future status). 

MMBC: Multi-Markered Bioindication Concept, a newly developed multidisciplinary 

system including integrated and functional “windows” of prophylactic healthcare. 

W celu przezwyciężenia rozbieżności należy uwzględnić dwie ważne kwestie: 

1) wspólną uniwersytecką edukację „toksykologów” przy wykorzystaniu zintegrowanych 

podręczników, np. Podręcznik Praktycznego Zastosowania Biotestów – Textbook on 

Practical Use of Biotests [Fomin i in. 2003]; 

2) wspólne projekty naukowe, np. przedstawione na rysunku 10. 

Do zrealizowania tej drugiej kwestii niezbędne jest stworzenie interdyscyplinarnego 

języka, wyznaczenie wspólnych celów i opracowanie metod badań i projektowania, co zagwarantuje 

sukces prowadzonych badań. 

Podziękowanie 

Składamy serdeczne podziękowanie wszystkim Kolegom, Znajomym oraz Uczestnikom 

wielu badań terenowych z całego świata za ich krytyczne uwagi i gorące dyskusje 

dotyczące interesującego nas wszystkich tematu – Bioindykacja i Biomonitoring. 

Bardzo dużo nadesłanych uwag miało wpływ na treść i strukturę naszego 

przeglądowego artykułu. 

140



ADRIANO D.C. 1986. Trace Elements in the Terrestrial Environment. Springer, Berlin. 

ADRIANO D.C. 1992. Biogeochemistry of Trace Metals. Lewis, Boca Raton. 

ALTENBURGER R., SCHMITT M. 2003. Predicting toxic effects of contaminants in ecosystems 

using single species investigations. In: Markert, B., Breure, A., Zechmeister, 

H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier, 

Amsterdam: 153–198. 

ARNDT U. 1992. Key reactions in forest disease used as effects criteria for biomonitoring. 

In: McKenzie, D.H., Hyatt, D.E., McDonald, V.J., (eds.) Ecological indicators. Proc. Int. 

Symp. Fort Lauderdale USA, Oct. 16-19, 1990. Elsevier, Applied Science Publishers 

London: 829–840. 

AYRAULT S., SENHOU A., MOSKURA M., GAUDRY A. 2010. Atmospheric trace element 

concentrations in total suspended particles near Paris, France. Atmospheric Environment 

44: 3700–3707. 

BACCHI M.A., DE NADAI FERNANDES E.A., OLIVEIRA H. 2000. Brazilian experience 

on K 0 

-standardized neutron activation analysis. Journal of Radionalytical and Nuclear 

Chemistry, Budapest, v. 245, n. 1: 217–222. 

BAKER A.J.M. 1981. Accumulators and excluder-strategies in the response of plants to 

heavy metals. Journal of Plant Nutrition 3: 643–654. 

BARGAGLI R. 1998. Trace Elements in Terrestrial Plants – an Ecophysiological Approach 

to Biomonitoring and Biorecovery. Springer, Berlin, Heidelberg. 

BERLIN A., WOLFF A.H., HASEGAWA Y. 1979. The Use of Biological Specimens for the 

Assessment of Human Exposure to Environmental Pollutants. Proc. of the International 

Workshop at Luxembourg: 18–22 April 1977. Martinus Nijhoff Publishers – The 

Hague, Boston, London. 

BLANCK H., WÄNGBERG S.A., MOLANDER S. 1988. Pollution-Induced Community Tolerance. 

A new ecotoxicological tool. In: Cairns, J.J., Pratt, J.R. (eds). Functional testing 

of aquatic biota for estimating hazards of chemicals. ASTM STP 988. American Society 

for Testing and Materials, Philadelphia: 219–230. 

BODE P., DE NADAI FERNANDES E.A., GREENBERG R.R. 2000. Metrology for chemical 

measurements and the position of INAA. Journal of Radioanalytical and Nuclear 

Chemistry, Budapest; v. 245, n. 1: 109–114. 

BOSCH P., PINBORG U. 2003. Bio-indicators and the indicator approach of the European 

Environment Agency. In: Markert, B., Breure, A., Zechmeister, H. Bioindicatiors and 

Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 903–16. 

BOUTRON C.F., GÖRLACH U., CANDELONE J.P., BOLSHOV M.A., DELMAS R.J. 1991. 

Decrease in anthropogenic lead, cadmium and zinc in Greenland snows since the late 

1960. Nature 353: 153–156. 

141


BREULMANN G., MARKERT B., LEFFLER U., WECKERT V., HERPIN U., LIETH H., 

OGINO K., ASHTON, P.S., LA FRANKIE J.V., HUA SANG LEE AND NINOMIYA I. 

1997. Multielement analysis in different compartments of Euphorbiaceae species from 

a tropical rain forest ecosystem in Sarawak, Malaysia. Tropical Ecology 38, 2: 181–191. 

BREULMANN G., OGINO K., NINOMIYA I., ASHTON P.S., LA FRANKIE J.V., LEFFLER 

U., WECKERT V., LIETH H., KONSCHAK R., MARKERT B. 1998. Chemical characterisation 

of Dipterocarpaceae by use of chemical fingerprinting – a multielement approach 

at Sarawak, Malaysia. The Science of the Total Environment 215: 85–100. 

BROADLEY M.R., WHITE P.J., HAMMOND J.P., ZELKO I., LUX A. 2007. Zinc in plants. 

New Phytologist 173, 4: 677–702. 

BROADLEY M.R., HAMMOND J.P., KING G.J., ASTLEY D., BOWEN H.C., MEACHAM 

M.C., MEAD A., PINK D.A.C., TEAKLE G.R., HAYDEN R.M., SPRACKLEN W.P., 

WHITE P.J. 2008. Shoot calcium and magnesium concentrations differ between subtaxa, 

are highly heritable, and associate with potentially pleiotropic loci in Brassica oleracea. 

Plant Physiology 146, 4: 1707–1720. 

CAKMAK I. 2008. Enrichment of cereal grains with zinc: Agronomic or genetic biofortification? 

Plant and Soil 302, 1–2: 1–17. 

CARRERAS H.A., GUDINO G.L., PIGNATA M.L. 1998. Comparative biomonitoring of atmospheric 

quality in five zones of Cordoba city (Argentina) employing the transplanted 

lichen Usnea sp.. Environmental Pollution 103: 317–325. 

CHANEY R.L., CHEN K.Y., LI Y.M., ANGLE J.S., BAKER A.J.M. 2008. Effects of calcium 

and nickel tolerance and accumulation in Alyssum species and cabbage grown in nutrient 

solution. Plant and Soil 311, 1–2: 131–140. 

CHUDZIŃSKA E., DIATTA J., WOJNICKA-PÓŁTORAK A. 2012. Assessment of the adaptation 

strategies of Scots and Black pine populations growing under heavy metal 

stress conditions (Unpublished, 25p.) 

DANSEREAU P. 1971. Dimensions of environmental quality. Montréal. 

DEĆKOWSKA A., PIERŚCIENIA M., GWOREK B., MACIASZEK D. 2008. Chosen the 

plants’ species as coefficients of changes in environment. Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych nr 37: 128–138. (in Polish). 

DIATTA J.B., GRZEBISZ W., APOLINARSKA K. 2003. A study of soil pollution by heavy 

metals in the city of Poznań (Poland) using dandelion (Taraxacum officinale web) as 

a bioindicator. Electronic Journal of Polish Agricultural Universities, Env. Development 

Vol. 6, Issue 2. (www.ejpau.media.pl). 

DIATTA J.B., GRZEBISZ W. 2011. Simulative Evaluation of Pb, Cd, Cu and Zn Transfer to 

Humans: Case of Recreational Parks of The City Poznan, Poland. Polish Journal of Environmental 

Studies 20, 6: 1433–1440. 

DMUCHOWSKI W. 2005. Use of plant bioindicators in assessment of environmental contamination 

with heavy metals. Reports of The Botanical Garden of The Polish Academy 

142


of Sciences, Series: Monographs and treatises 7: 1–116. 

DJINGOVA R., KULEFF I. 2000. Instrumental techniques for trace analysis. In: Markert B. 

and Friese K. (eds) Trace elements, their distribution and effects in the environment. 

Elsevier, Amsterdam: 137–185. 

DUVIGNEAUD P., DENAYER-DE SMET S., 1973. Biological cycling of minerals in temperate 

deciduos forests. Ecological Studies 1: 199. 

ELIAS C., DE NADAI FERNANDES E.A., FRANÇA E.J., BACCHI M.A. 2006. Seleção de 

epifitas acumuladoras de elementos químicos na Mata Atlãntica. Biota Neotropica, 

Campinas, v. 6, n. 1. Disponível em: www.biotaneotropica.org.br/v6n1/pt/abstract?arti 

cle+bn021106012006>. Acesso em: 29 maio 2006. 

ELLENBERG H., MAYER R., SCHAUERMANN J. 1986. Ökosystemforschung, Ergebnisse 

des Solling Projektes. Ulmer Stuttgart. 

Farago M.E. 1994. Plants and the Chemical Elements. VCH, Weinheim. 

FIGUEIREDO A.M.G., SAIKI M., TICIANELLI R.B., DOMINGOS M., ALVES E.S., MARK- 

ERT B. 2001. Determination of trace elements in Tillandsia usneoides by neutron activation 

analysis for environmental biomonitoring. Journal of Radioanalytical and Nuclear 

chemistry 249, 2: 391–395. 

FIGUEIREDO A., NOGUEIRA C., MARKERT B., HEIDENREICH H., FRAENZLE S., 

LIEPELT G., SAIKI M., DOMINGOS M., MILLIAN F., HERPIN U. 2007. The use of an 

epiphytice (Tillandsia usneoides L.) as bioindicator of heavy metal pollution in Sao 

Paulo, Brazil. In: Morrison, G., Rauch, S., eds., Highway and urban Environment. Proceedings 

of the 8 th highway and urban symposium. Springer: 249–257. 

FOMIN A, OEHLMANN J, MARKERT B. 2003. Praktikum zur Ökotoxikologie. Grundlagen 

und Anwendungen biologischer Testverfahren. Ecomed Verlagsgesellschaft, Landsberg: 

240 p. 

FRAENZLE O. 1993. Contaminants in Terrestrial Environments. Springer, Berlin. 

FRAENZLE S., MARKERT B. 2000a. The Biological System of the Elements. Part II: a theoretical 

model for establishing the essentiality of chemical elements. The application of 

Stoichiometric Network analysis to the Biological System of the Elements. Science of 

the Total Environment 249: 223–241. 

FRAENZLE S., MARKERT B. 2000b. Das Biologische System der Elemente: Eine modelltheoretische 

Betrachtung zur Essentialität von chemischen Elementen. Die Anwendungen 

der Stöchiometrischen Netzwerkanalyse auf das Biologische System der Elemente. 

UWSF-Z Umweltchem Ökotox 12 (2): 97–103. 

FRAENZLE S., MARKERT B. 2002. The Biological System of the Elements (BSE) – a brief 

introduction into historical and applied aspects with special reference on “ecotoxicological 

identity cards” for different element species (e.g. As and Sn). Environmental 

Pollution 120, 1: 27–45. 

FRAENZLE S., MARKERT B. 2007. Metals in biomass: From the Biological System of Ele- 

143


ments to reasons of fractionation and element use. Environmental Science and Pollution 

Research 6: 404–413. 

FRAENZLE S., MARKERT B., WUENSCHMANN S. 2007. Dynamics of trace metals in organisms 

and ecosystem: Prediction of metal bioconcentration in different organisms 

and estimation of exposure risks. Environmental pollution 150: 22–33. 

FRAENZLE S., MARKERT B., FRAENZLE O., LIETH H. 2008. The Biological System of 

Elements: Trace element concentration and abundance in plants give hints on biochemical 

reasons of sequestration an essentiality. Chapter 1. In: Prasad, M.N.V., editor, 

Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental Contamination, and Health 

Implications. Wiley and Sons: 1–22. 

FRAENZLE S., MARKERT B., WUENSCHMANN S. 2012. Introduction to Environmental 

Engineering. Wiley-VCH, Weinheim. 

FRANÇA E.J., DE NADAI FERNANDES E.A., BACCHI M.A., RODRIGUES R.R., VER- 

BURG T.G. 2005. Inorganic chemical composition of native trees of the Atlantic Forest. 

Environmental Monitoring and Assessment, Dordrecht 102: 349–357. 

FRANÇA E.J., DE NADAI FERNANDES E.A., BACCHI M.A., TAGLIAFERRO F.S., SAIKI 

M. 2007. Soil-leaf transfer of chemical elements for the Atlantic Forest. Journal of Radioanalytical 

and Nuclear Chemistry, 271, 2: 405–411. 

FREITAS M.C., REIS M., ALVES L.C., WOLTERBEEK H.T. 1999. Distribution in Portugal 

of some pollutants in the lichen Parmelia sulcata. Environmental Pollution 106: 

229–235. 

FREITAS M.C., PACHECO A.M.G., VIEIRA B.J., RODRIGUES A.F. 2006. Neutron activation 

analysis of atmospheric biomonitors from the Azores: a comparative study 

of lower and higher plants. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 270: 

21–27. 

GARTY J. 1998. Airborne elements, cell membranes, and chlorophyll in transplanted lichens. 

Journal of Environmental Quality 27: 973–979. 

GENSSLER L., RADEMACHER J., RAMMERT U. 2001. Arbeitskreis der Landesanstalten 

und -Ämter: Konzeption der künftigen Aufgabenbereiche. Z Umweltchem Ökotox 

13, 6: 375. 

GIMBERT F., MENCH M., COEURDASSIER M., BADOT P.M., DE VAUFLEURY A. 2008. 

Kinetic and dynamic aspects of soil-plant-snail transfer of cadmium in the field. Environmental 

Pollution 152, 3: 736–745. 

GOLAN-GOLDHIRSH A., BARAZANI O., NEPOVIM A., SOUDEK P., SMRCEK S., DUFK- 

OVA L., KRENKOVA S., YRJALA K., SCHROEDER P., VANEK T. 2004. Plant response 

to heavy metals and organic pollutants in cell culture and at whole plant level. 

Journal of Soil and Sediments, 4: 133–140. 

GOLIMOWSKI L., DMOWSKI K. 1997. Standard species from Poland for Environmental 

Specimen Bank. Chemosphere 34: 1989–1995. 

144


GREGER M. 2008. Trace elements and radionuclides in edible plants. Chapter 6. In: Prasad, 

M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental Contamination, 

and Health Implications. Wiley and Sons 121–136. 

GWOREK B., WASIŁOWSKA A. 1998. The analyse of some population parameters and 

heavy metals concentration in different organs of bilberry (Vaccinium myrtillus L.) as 

the indicators of habitat condition. In: J. Sarosiek (ed.) Geoecological Problems of the 

Karkonosze Mts. Wyd. ACARUS, Poznań: 257–263 (in Polish). 

HANIKENNE M., TALKE I.N., HAYDON M.J., LANZ C., NOLTE A., MOTTE P., KROY- 

MANN J., WEIGEL D., KRAEMER U. 2008. Evolution of metal hyperaccumulation required 

cis-regulatory changes and triplication of HMA4. Nature 453, 7193: 391–396. 

HARTLEY W., LEPP N.W. 2008. Remediation of arsenic contaminated soils by iron-oxide 

application, evaluated in terms of plant productivity, arsenic and phytotoxic metal uptake. 

Science of the Total Environment 390, 1: 35–44. 

HERPIN U., MARKERT B., WECKERT V., BERLEKAMP J., FRIESE K., SIEWERS U., 

LIETH H. 1997. Retrospective analysis of heavy metal concentrations at selected locations 

in the Federal Republic of Germany using moss material from herbarium, The 

Science of the Total Environment 205: 1–12. 

HERPIN U., SIEWERS U., KREIMES K., MARKERT B. 2001. Biomonitoring – evaluation 

and assessment of heavy metal concentrations from two German moss surveys. In: 

Burga, C.A., Kratochwil, A., (eds.) General and applied aspects on regional and global 

scales. Kluwer Academic Publishers, Tasks for Vegetation Science 35: 73–95. 

IAEA (International Atomic Energy Agency). 2001. Co-ordinated Research. Project on Validation 

and Application of Plants as Biomonitors of Trace Elements Atmospheric: Pollution, 

Analyzed by Nuclear and Related Techniques. IAEA, NAHRES–63, Vienna. 

IRTELLI B., NAVARI-IZZO F. 2008. Uptake kinetics of different arsenic species by Brassica 

carinata. Plant and Soil 303, 1: 105–113. 

JERAN Z., SMODIS B., JACIMOVIC R. 1993. Multielemental analysis of transplanted lichens 

(Hypogymnia physodes, L. Nyl.) by instrumental neutron activation analysis. 

Acta Chimica Slovenica 40: 289–299. 

JUSATZ H.J., FLOHN H. 1937. Geomedizin und Geographie. In: Petermanns Geographische 

Mitteilungen 83: 1–5. 

JUSATZ H.J. 1958. Die Bedeutung der landschaftsökologischen Analyse für geographisch-medizinische 

Forschung. In: Erdkunde XII: 284–289. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2001. Trace Elements in Soils and Pplants, 3rd ed. 

CRC Press LLC. 

KEITH L.H. 1988. Principles of Environmental Sampling. ACS Professional Reference 

Book, American Chemical Society, Washington DC. 

KETTRUP A. 2003. Environmental Specimen Banking. In: Markert B., Breure A., Zechmeister 

H. (eds.). Bioindicators and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. 

145



KLEIN R., PAULUS M. 1995. Umweltproben für die Schadstoffanalytik im Biomonitoring. 

Gustav Fischer, Jena, Stuttgart. 

KLEIN R. 1999. Retrospektive Wirkungsforschung mit lagerfähigen Umweltproben. In: 

Oehlmann, J., Markert, B. (eds.). Ökotoxikologie – Ökosystemare Ansätze und Methoden. 

Ecomed, Landsberg: 285–293. 

KLUMPP A., DOMINGOS M., PIGNATA M.L. 2000. Air Pollution and Vegetation Damage 

in South America – State of Knowledge and Perspectives. In: Agrawal, S.B., Agrawal, 

M.A., Environmental Pollution and Plant Responses. Lewis, Boca Raton, London. 

KOSTKA-RICK R., LEFFLER U.S., MARKERT B., HERPIN U., LUSCHE M., LEHRKE J. 

2001. Biomonitoring zur wirkungsbezogenen Ermittlung der Schadstoffbelastungen in 

terrestrischen Ökosystemen. Konzeption, Durchführung und Beurteilungsmaßstäbe 

im Rahmen von Genehmigungsverfahren. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 13, 1: 5–12. 

KOWNACKI A. 2000. The use of benthic macroinvertebrates in the biomonitoring of river 

water quality — how do we interpret faunistic data? Acta Hydrobiologica 42: 187–206. 

LAZORCHAK J., HILL B., BROWN B., MCCORMICK F., ENGLE V., LATTIER D., BAGLEY 

M., GRIFFITH M., MACIOROWSKI A., TOTH G. 2003: USEPA biomonitoring and 

bioindicator concepts needed to evaluate the biological integrity of aquatic systems. 

In: Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles, 

Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 831–874. 

LEPP N.W., MADEJON P. 2007. Cadmium and zinc in vegetation and litter of a voluntary 

woodland that has developed on contaminated sediment-derived soil. Journal of Environmental 

Quality 36, 4: 1123–1131. 

LEWIS R.A., STEIN N., LEWIS C.W. 1983. Environmental Specimen Banking and Monitoring 

as Related to Banking. Proc. Int. Workshop Saarbrücken, FRG, 10–15 May 

1982 (BMI, UBA, US-EPA). Boston, The Hague, Dordrecht, Lancaster: Martinus Nijhoff 

Publ: 358 pp. 

LI H.F., MCGRATH S.P., ZHAO F.J. 2008. Selenium uptake, translocation and speciation in 

wheat supplied with selenate or selenite. New Phytologist 178, 1: 92–102. 

LIETH H. 1998. Ecosystem principles for ecotoxicological analyses. In: Schüürmann G., 

Markert B. (eds.) Ecotoxicology – ecological fundamentals, chemical exposure and biological 

effects. John Wiley and Sons and Spectrum Akademischer Verlag, New York, 

Stuttgart: 17–73. 

LIKENS G.E., BORMANN F.H., PIERCE R.S., EATON J.S., JOHNSON N.M. 1977. Bio-geochemistry 

of a forested ecosystem. Springer, Berlin. 

LOPPI S., BONINI I. 2000. Lichens and mosses as biomonitors of trace elements in areas 

with thermal springs and fumarole activity (Mt. Amiata, central Italy). Chemosphere 41: 

1333–1336. 

LUEPKE N.P. 1979. Monitoring Environmental Materials and Specimen Banking. The 

146


Hague, Boston, London. 

LUX A., ŠOTTNÍKOVÁ A., OPATRNÁ J., GREGER M. 2004. Differences in structure of adventitious 

roots in Salix clones with contrasting characteristics of Cd accumulation and 

sensitivity. Physiologia Plantarum 120: 537–545. 

MARKERT B. 1993. Plants as Biomonitors – indicators for heavy metals in the terrestrial 

environment. VCH, Weinheim. 

MARKERT B. 1994. The Biological System of the Elements (BSE) for terrestrial plants (glycophytes), 

The Science of the Total Environment 155: 221–228. 

MARKERT B. 1996. Instrumental Element and Multi-Element Analysis of Plant Samples. 

Wiley-VCH, Weinheim. 

MARKERT B. 2007. Definitions and principles for bioindication and biomonitoring of trace 

metals in the environment. Journal Trace Elements in Medicine and Biology 21, 1: 77–82. 

MARKERT B., WECKERT V. 1993. Time-and-site integrated long-term biomonitoring of chemical 

elements by means of mosses. Toxicological and Environmental Chemistry 40: 43–56. 

MARKERT B., OEHLMANN J., ROTH M. 1997. General aspects of heavy metal monitoring 

by plants and animals. In: Subramanian G., Iyengar V. (eds.). Environmental Biomonitoring- 

Exposure Assessment and Specimen Banking (1997), ACS Symp. Ser. 654. 

American Chemical Society, Washington DC. 

MARKERT B., WAPPELHORST O., WECKERT V., HERPIN U., SIEWERS U., FRIESE K., 

BREULMANN G. 1999. The use of bioindicators for monitoring the heavy metal status 

of the environment. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 240, 2: 425–429. 

MARKERT B., FRAENZLE S., FOMIN A. 2002. From the Biological System of the elements 

to Biomonitoring. In: Merian E., Anke M., Ihnat M., Stoeppler M., Elements and 

Their Compounds in the Environment (2nd ed.). Wiley-VCH, Weinheim. 

MARKERT B., BREURE A., ZECHMEISTER H. 2003a. Bioindicators and Biomonitors. 

Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam. 

MARKERT B., BREURE A., ZECHMEISTER H. 2003b. Definitions, Strategies and Principles 

for Bioindication / Biomonitoring of the Environment. In: Markert B., Breure A., 

Zechmeister H. (eds.). Bioindicators and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. 


MARKERT B., WUENSCHMANN S., FRÄNZLE S., WAPPELHORST O., WECKERT V., 

BREULMANN G., DJINGOVA R., HRPIN U., LIETH H., SCHROEDER W., SIEWERS 

U., STEINESS E., WOLTERBEEK B., ZECHMEISTER H. 2008. On the road from environmental 

biomonitoring to human health aspects: Monitoring atmospheric heavy metal 

deposition by epiphytic/epigeic plants: Present status and future needs. International 

Journal of Environment and Pollution 32, 4: 486–498. 

MARKERT B., WUENSCHMANN S., FRAENZLE S., FIGUEIREDO A., RIBEIRO A.P., 

WANG M. 2011. Bioindication of trace metals – with special reference to megacities. 

Environmental Pollution 159: 1991–1995. 

147


MARMIROLI N., MAESTRI E. 2008. Health implications of trace elements in the environment 

and the food chain. Chapter 2. In: Prasad, M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional 

Benefits, Environmental Contamination, and Health Implications. Wiley and 

Sons: 23–54 

MARQUARD H., SCHAEFER S. 2004. Lehrbuch der Toxikologie, Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft 

mbH Stuttgart; 1348 pp. 

MATTHIESSEN P. 2003. Critical assessment of international marine monitoring programmes 

for biological effects of contaminants in the North-East Atlantic area. In: 

Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles, 

Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 917–939. 

MENCH M., VANGRONSVELD J., BECKX C., RUTTENS A. 2006. Progress in assisted 

natural remediation of an arsenic contaminated agricultural soil. Environmental Pollution 

144, 1: 51–61. 

MUELLER P. 1980. Biogeographie. UTB, Ulmer-Verlag, Stuttgart. 

MUELLER P. 1974. Beiträge der Biogeographie zur Geomedizin und Ökologie des Menschen. 

Fortschritte der geomedizinischen Forschung, Geographische Zeitschrift, Beihefte: 

88–109. 

NRIAGU J.O. 1979. Global inventory of natural and anthropogenic emissions of trace metals 

in the atmosphere. Nature 279: 409–11. 

NRIAGU J.O., PACYNA J.M. 1988. Quantitative assessment of worldwide contamination of 

air, water and soils by trace metals. Nature 337: 134–139. 

OEHLMANN J., MARKERT B. 1997. Humantoxikologie. Eine Einführung für Apotheker, 

Ärzte, Natur- und Ingenieurwissenschaftler. Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft 

mbH, Stuttgart. 

PACHECO A.M.G., FREITAS M.C., REIS M.A. 2003. Trace-element measurements in atmospheric 

biomonitors – a look at the relative performance of INAA and PIXE on olive-tree 

bark. Nuclear Instruments and Methods in Physics Research A 505: 425–429. 

PARRIS K. 2003. Some concepts and future developments: developing agri-biodiversity 

indicators as a tool for policy makers. In: Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors 

and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 

797–829. 

PLA R.R., MORENO M.A., ADLER M. 2000. The use of biomonitors and neutron activation 

analysis in the study of air pollution of Buenos Aires city. In: Biomonitoring of Atmospheric 

Pollution (with Emphasis on Trace Elements) – BioMAP. IAEA (ed). Lisbon, 

Portugal: IAEA: 122–128. 

POSCHENRIEDER C., ALLUÉ J., TOLRA R., LLUGANY M., BARCELO J. 2008. Trace 

elements and plant secondary metabolism: Quality and efficacy of herbal products. 

Chapter 5. In: Prasad, M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental 

Contamination and Health Implications. Wiley and Sons: 99–120. 

148


PRASAD M.N.V. 2008. Trace Elements as Contaminants and Nutrients. Consequences in 

Ecosystems and Human Health. Wiley and Sons. 

QUARTACCI M.F., IRTELLI B., BAKER A.J.M., NAVARI-IZZO F. 2007. The use of NTA and 

EDDS for enhanced phytoextraction of metals from a multiply contaminated soil by 

Brassica carinata. Chemosphere 68, 10: 1920–1928. 

QUEVAUVILLER P., MAIER E.A. 1999. Interlaboratory studies and certified reference materials 

for environmental analysis – The BCR approach. Amsterdam, Elsevier. 

QUEVAUVILLER P., BORCHERS U., THOMPSON C., SIMONART T. 2008. The Water 

Framework Directive. Ecological and Chemical Status Monitoring Water Quality Measurements. 

Wiley and Sons. 

RENELLA G., MENCH M., VAN DER LELIE D., PIETRAMELLARA G., ASCHER J., CEC- 

CHERINI M.T., LANDI L., NANNIPIERI P. 2004. Hydrolase activity, microbial biomass 

and community structure in long-term Cd-contaminated soils. Soil Biology Biochemistry 

36: 443–451. 

RASEMANN W., MARKERT B. 1998. Industrial Waste Dumps – Sampling and analysis. 

In: Meyers R. 1998. Encyclopedia of Environmental Analysis and Remediation, Vol. 4, 

Wiley and Sons: 2356–2373. 

REIMANN C., ARNOLDUSSEN A., BOYD R., FINNE T., NORDGULEN O., VOLDEN T., 

ENGLMAIER P. 2006. The influence of a city on element contents of a terrestrial moss 

(Hylocomium splendens). Science of the Total Environment 369: 419–432. 

REZEK J., IN DER WIESCHE C., MACKOVA M., ZADRAZIL F., MACEK T. 2008. The effect 

of ryegrass (Lolium perenne) on decrease of PAH content in long term contaminated 

soil. Chemosphere 70, 9: 1603–1608. 

ROOTS E.F. 1992. Environmental Information – A step to knowledge and understanding. 

Environmental Monitoring and Assessment 50, 4: 87–94. 

ROOTS E.F. 1996. Environmental Information – Autobahn or maze? In: Schroeder W., 

Fraenzle O., Keune H., Mandy P. Global monitoring of terrestrial ecosystem. Ernst and 

Sohn für Architektur und technische Wissenschaften GmbH, Berlin: 3–31. 

ROSSBACH M., SCHLADOT J.D., OSTAPCZUK P. 1992. Specimen Banking, Environmental 

Monitoring and Modern Analytical Approaches. Springer, Berlin. 

RUTGERS M., VAN‘T VERLAAT I., WIND B., POSTHUMA L., BREURE A.M. 1998. Rapid 

method for assessing pollution-induced community tolerance in contaminated soil. Environmental 

Toxicology and Chemistry 17: 2210. 

SAIKI M., CHAPARRO C.G., VASCONCELLOS M.B.A., MARCELLI M.P. 1997. Determination 

of trace elements in lichens by instrumental neutron activation analysis. Journal of 

Radioanalytical and Nuclear Chemistry. Budapest, v. 217, n. 1: 111–115. 

SCHROEDER P., NAVARRO-AVINO J., AZAIZEH H., GOLAN-GOLDHIRSH A., DI GRE- 

GORIO S., KOMIVES T., LANGERGRABER G., LENZ A., MAESTRI E., MEMON A.R., 

RANALLI A., SEBASTIANI L., SMRCEK S., VANEK T., VUILLEUMIER S., WISSING 

149


F. 2007. Using phytoremediation technologies to upgrade waste water treatment in Europe. 

Environmental Science and Pollution Research 14, 7: 490–497. 

SCHROEDER P., DAUBNER D., MAIER H., NEUSTIFTER J., DEBUS R. 2008a. Phytoremediation 

of organic xenobiotics – Glutathione dependent detoxification in Phragmites 

plants from European treatment sites. Bioresource Technology 99, 15: 7183–7197. 

SCHROEDER P., HERZIG R., BOJINOV B., RUTTENS A., NEHNEVAJOVA E., STAMA- 

TIADIS S., MEMON A., VASSILEV A., CAVIEZEL M., VANGRONSVELD J. 2008b. 

Bioenergy to save the world – Producing novel energy plants for growth on abandoned 

land. Environmental Science and Pollution Research 15, 3: 196–204. 

SCHROEDER W., FRAENZLE O., KEUNE H., MANDY P. 1996. Global Monitoring of Terrestrial 

Ecosystems. Ernst and Son Verlag, Berlin. 

SCHROEDER W., HORNSMANN I., PESCH R., SCHMIDT G., FRAENZLE S., WUEN- 

SCHMANN S., HEIDENREICH H., MARKERT B. 2008. Moosmonitoring als Spiegel 

der Landnutzung? Stickstoff- und Metallakkumulation zweier Regionen Mitteleuropas. 

Z. Umweltchem. Ökotox 20, 1: 62–74. 

SCHÜÜRMANN G., MARKERT B., 1998. Ecotoxicology. Ecological Fundamentals, Chemical 

Exposure and Biological Effects. Wiley New York, Chichester, Weinheim. 

SCHWITZGUÉBEL J.P., BRAILLARD S., PAGE V., AUBERT S. 2008. Accumulation and 

transformation of sulfonated aromatic compounds by higher plants – Toward the phytotreatment 

of wastewater from dye and textile industries. Chapter 16. In: Khan N.A., 

Singh S., Umar S., editors, Sulfur Assimilation and Abiotic Stress in Plants. Springer 

Verlag, ISBN 978-3-540-76325-3: 335–353. 

SHTANGEEVA I., AYRAULT S., JAIN J. 2005. Thorium uptake by wheat at different stages 

of plant growth. Journal of Environmental Radioactivity, Barking, v. 81: 283–293. 

SIEWERS U., HERPIN U. 1998. Schwermetalleinträge in Deutschland. Moos-Monitoring 

1995/96. Geol. Jb. Sonderheft SD, Hannover 2: 1–200. 

SIEWERS U., HERPIN U., STRASSBURG S. 2000. Schwermetalleinträge in Deutschland. 

Teil 2: Moos-Monitoring 1995/1996Geol. Jb. Sonderheft SD, Hannover 3: 1–121. 

SIMONETTI P., BOTTÉ S.E., FIORI S.M., MARCOVECCHIO J. 2012. Heavy-Metal Concentrations 

in Soft Tissues of the Burrowing Crab Neohelice granulata in Bahía Blanca Estuary, 

Argentina. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 62: 2, 243. 

SMEETS K., RUYTINX J., VAN BELLEGHEM F., SEMANE B., LIN D., VANGRONSVELD 

J., CUYPERS A. 2008. Critical evaluation and statistical validation of a hydroponic culture 

system for Arabidopsis thaliana. Plant Physiology and Biochemistry 46, 2: 212–218. 

SMODIS B. 2003. IAEA approaches to assessment of chemical elements in atmosphere. 

In: Markert B.A., Breure A.M., Zechmeister H.G., eds, Bioindicators and Biomonitors. 

Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 875–902. 

STOEPPLER M., DUERBECK H.W., NUERNBERG H.W. 1982. Environmental Specimen 

Banking. Talanta 29: 963. 

150


STOEPPLER M., ZEISLER R. 1993. Biological Environmental Specimen Banking. Science 

of The Total Environmrnt. Special Issue: 139–140. 

SUCHARA I., SUCHAROVA J., HOLA M. 2007. Bio-Monitoring of the atmospheric deposition 

of elements using moss analysis in the Czech Republic. Acta Pruhoniciana 87: 

186 p. 

TOELG G. 1976. Spurenanalyse der Elemente – Zahlenlotto oder exakte Wissenschaft. 

Naturwissenschaften 63: 99–110. 

TRAPP S., FEIFICOVA D., RASMUSSEN N.F., BAUER-GOTTWEIN P. 2008. Plant uptake 

of NaCl in relation to enzyme kinetics and toxic effects. Environmental and Experimental 

Botany 64, 1: 1–7. 

VANGRONSVELD J., HERZIG R., WEYENS N., BOULET J., ADRIAENSEN K., RUT- 

TENS A., THEWYS T., VASSILEV A., MEERS E., NEHNEVAJOVA E., VON DER LE- 

LIS D., MENCH M. 2009. Phytoremediation of contaminated soils and groundwater: 

lessons from the field. Environmental Science and Pollution Research 16, 7: 765–794. 

VERBRUGGEN N., HERMANS CH., SCHAT H. 2008. Molecular mechanisms of metal 

hyperaccumulation and tolerance in plants. New Phytology, doi: 10.1111/j.1469– 

8137.2998.02748x. 

VERBRUGGEN N., HERMANS C., SCHAT H. 2009. Mechanisms to cope with arsenic or 

cadmium excess in plants. Current Opinion in Plant Biology 12, (3): 364–372. 

VERKLEIJ J.A.C. 2008. Mechanisms of metal hypertolerance and (hyper)accumulation in 

plants. Agrochimica 52, 3: 167–188. 

VTOROVA V., KHOLOPOVA L., MARKERT B., LEFFLER U. 2001. Multi-Elemental Composition 

of Tropical Plants and Bioindication of the Environmental Status. In: Biogeochemistry 

and Geochemical Ecology. Selected Presentations of the 2nd Russian 

School of Thought Geochemical Ecology and the Biogeochemical Study of Taxons of 

the Biosphere. January 25–29, 1999, Moscow: 177–189. 

VUTCHKOV M. 2001. Biomonitoring of air pollution in Jamaica through trace-element analysis 

of epiphytic plants using nuclear and related analytical techniques. In: Co-ordinated 

research project on validation and application of plants as biomonitors of trace 

element atmospheric pollution, analyzed by nuclear and related techniques. IAEA, NA- 

HRES-63, Vienna. 

WAGNER G. 1992. Einsatzstrategien und Meßnetze für die Bioindikation im Umweltmonitoring. 

Ecoinforma, Bayreuth: 1–8. 

WANG M., MARKERT B., CHEN W., PENG C., OUYANG Z. 2011. Identification of heavy 

metal pollutants using multivariate analysis and effects of land uses on their accumulation 

in urban soils in Beijing, China. EMAS 11/2011; DOI: 10.1007/s10661-011- 

2388-9. 

WARREN A., HARRISON C.M. 1984. People and the ecosystem. Biogeography as a study 

of ecology and culture. Geoforum 15: 365–381. 

151


WITTIG R. 1993. General aspects of biomonitoring heavy metals by plants. In: Markert B., 

(ed.) Plants as biomonitors – Indicators for heavy metals in the terrestrial environment. 

VCH, Weinheim: 3–27. 

WOLTERBEEK H.T., KUIK P., VERBURG T.G., HERPIN U., MARKERT B., THÖNI L. 1995. 

Moss interspecies comparisons in trace element concentrations, Environmental Monitoring 

and Assessment 35: 263–286. 

WOLTERBEEK B. 2002. Biomonitoring of trace element air pollution: principles, possibilities 

and perspectives. Environmental Pollution, London v. 120: 11–21. 

WOLTERBEEK H.T., SARMENTO S., VERBURG T. 2010. Is there a future for biomonitoring 

of elemental air pollution? A review focused on a larger-scaled health-related (epidemiological) 

context. Journal of Radionalytical and Nuclear Chemistry 286: 195–210. 

WUENSCHMANN S., OEHLMANN J., DELAKOWITZ B., MARKERT B. 2001. Untersuchungen 

zur Eignung wildlebender Wanderratten (Rattus norvegicus) als Indikatoren 

der Schwermetallbelastung, Teil 1. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 13, 5: 259–265. 

WUENSCHMANN S., OEHLMANN J., DELAKOWITZ B., MARKERT B. 2002. Untersuchungen 

zur Eignung wildlebender Wanderratten (Rattus norvegicus) als Indikatoren 

der Schwermetallbelastung, Teil 2. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 14, 2: 96–103. 

WUENSCHMANN S., FRÄNZLE S., MARKERT B., ZECHMEISTER H. 2008. Input and 

transfer of trace metals from food via mothermilk to the child: Bioindicative aspects to 

human health. Chapter 22. In: Prasad, M.N.V. editor. Trace Elements – Nutritional Benefits, 

Environmental Contamination and Health Implications. Wiley: 555–592. 

ZECHMEISTER H.G., DULLINGER S., HOHENWALLNER D., RISS A., HANUS-ILLNAR 

SCHARF S. 2007. Pilot study on road traffic emissions (PAHs, heavy metals) measured 

by using mosses in a tunnel experiment, Austria. Environmental Science and Pollution 

Research 13: 398–404. 

152

INDEks autorów 

B 

Bojanowicz-Bablok Anna 108 

Bratek Łukasz 73 

C 

Chudzińska Ewa 115 

Ciepiela Grażyna Anna 19 

Czaplicka Marianna 73 

Czeluściński Wiesław 53 

D 

Deska Janusz 19, 97 

Diatta Jean 115 

J 

Jankowska Jolanta 53 

Jankowski Kazimierz 19, 41, 53, 97 

M 

Markert Bernd 115 

Moryl Andrzej 89 

Mundała Paweł 31, 63 

S 

Sosnowski Jacek 19, 41, 53, 97 

Szwalec Artur 31, 63 

T 

Truba Milena 41, 97 

W 

Wiśniewska-Kadżajan Beata 19 

Wowkonowicz Paweł 108 

Wünschmann Simone 115 

Wysokiński Andrzej 7 

K 

Kalembasa Stanisław 7 

Kucharczak Ewa 89 

Kurowski Ryszard 73 

153


WSKAZÓWKI DLA AUTORÓW PRACY ZGŁOSZONEJ DO DRUKU 

W RECENZOWANYM CZASOPIŚMIE „OCHRONA ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW NATURALNYCH” 

1. Przekazywany do druku w czasopiśmie „Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych” artykuł powinien zawierać: 

• tytuł pracy w wersji polskiej i angielskiej, 

• tekst pracy, przygotowany w programie WORD, czcionką TIMES NEW 

ROMAN CE, 12 pkt.; objętość całej pracy nie powinna przekraczać 10 stron 

formatu A-4, z zachowaniem następującego układu stron: 

–– 

tekst akapitowy, z wcięciem na 4 znaki od lewego marginesu; 

–– 

wszystkie marginesy o szerokości 2,5 cm; 

–– 

odstępy między wierszami – 1,5 wiersza; 

–– 

wewnątrz artykułu zalecane jest stosowanie dziesiętnej numeracji 

poszczególnych elementów tekstu; 

• słowa kluczowe (6–10), charakteryzujące tematykę pracy, w języku polskim 

i angielskim; 

• streszczenie w języku polskim i angielskim o objętości ½ strony formatu A-4 

(każda wersja) należy opracowane graficznie w taki sam sposób, jak tekst 

pracy i umieszczone po słowach kluczowych; 

• przypisy złożone mniejszą czcionką (8 pkt) niż tekst pracy numerowane 

kolejno w całej pracy i umieszczone u dołu strony, na której je powołano. 

2. Każda praca powinna zawierać następujące części: 

• wstęp (określenie przedmiotu i celu badań); 

• materiały i metody badań; 

• wyniki i dyskusja; 

• podsumowanie/wnioski; 

• piśmiennictwo i akty prawne. 

3. Wzory matematyczne i fizyczne oraz symbole literowe: 

• powinny być pisane prostą, jasną czcionką; 

• po zwrocie „gdzie:” umieszczonym przy lewym marginesie należy podać 

znaczenie wszystkich symboli występujących we wzorze, a następnie 

jednostki stosując jednolicie w obrębie danej pracy jeden z następujących 

zapisów: mg/l lub mg∙l -1 , l/ha∙s lub l∙(ha∙s) -1 . 

Uwaga! Nie należy zastępować nawiasów okrągłych ukośnymi kreskami; 

przedziały wartości należy pisać w następujący sposób: 1,5–3,2. 

4. Ilustracje (rysunki, fotografie, schematy) jedynie czarno-białe: 

• należy numerować kolejno w obrębie pracy; 

155


• należy objaśnić wszystkie zastosowane oznaczenia, a następnie podać ich 

jednostki miary, np.: %, cm, mg, µm; 

• pod każdym rysunkiem powinien być zamieszczony podpis w języku polskim 

i angielskim, złożony mniejszą czcionką (10 pkt.) niż tekst pracy. 

5. Tabele: 

• należy numerować kolejno w obrębie pracy, umieszczając po wyrazie 

„Tabela” numer poprzedzający tytuł tabeli; 

• tytuły tabel należy podać w języku polskim i angielskim; 

• tekst główki tabeli nie może być powtórzeniem tytułu tabeli; 

• wszystkie symbole użyte w tabelach należy objaśnić w przypisach do tabel; 

• forma tabel musi być jednolita w całej pracy, 

• w treści tabel nie mogą być pozostawione puste pola, w polach tych należy 

wpisać odpowiednie znaki np.: 

–– 

„–” – zjawisko nie występuje, 

–– 

„0” – zjawisko istnieje, jednakże w ilościach mniejszych od liczb, które 

mogą byś podane w tablicy, jeżeli np. produkcja jest wyrażona w tysiącach 

ton, znak 0 oznacza, że w tym wypadku nie osiąga 0,5 tys. ton, 

–– 

„∙” – zupełny brak informacji lub brak informacji wiarygodnych, 

–– 

„x”– wypełnienie rubryki ze względu na układ tablicy jest niemożliwe lub 

niecelowe, 

Uwaga! Wyrażenie „w tym” oznacza, że nie podaje się wszystkich składników sumy. 

6. Pod rysunkiem bądź tabelą należy wskazać ewentualne źródło 

prezentowanych danych. 

7. Piśmiennictwo i akty prawne: 

• piśmiennictwo w całej pracy musi być opracowane jednolicie, 

• na końcu pracy, po wnioskach, należy podać wykaz cytowanego 

piśmiennictwa w tekście pracy, w układzie alfabetycznym według nazwisk 

autorów, np.: 

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

śladowych. PWN, Warszawa. 

KOZAK J., KOWALSKI C. 1997. Stan środowiska w Albanii. IOŚ, Warszawa. 

MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich 

w różnych gatunkach roślin. Inżynieria i Ochrona Środowiska 5, 1: 45–54. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku 

w sprawie maksymalnych poziomów zanieczyszczeń chemicznych 

i biologicznych, które mogą znajdować się w żywności, składnikach 

żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, substancjach 

pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności (Dz. U. RP 

Nr 37, poz.326, zał.1). 

156


Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach 

ciekłych (Dz. U. Nr 169, poz. 1199). 

www.bip.jaworzno.pl 

• Piśmiennictwo w tekście artykułu należy cytować w następujący sposób: 

[Wojnar, Wisz 2006], [Ustawa... 2006], [Rozporządzenie… 2003]. 

Uwaga 

• Do każdej pracy należy dołączyć oświadczenie, że praca jest oryginalna, 

nigdzie wcześniej niepublikowana. 

• Każda praca powinna być autoryzowana i podpisana do druku przez autora 

wiodącego. 

• Autor publikowanej pracy obowiązany jest przenieść swe prawa autorskie na 

wydawcę. 

• Do tekstu pracy należy dołączyć deklarację dotyczącą wkładu 

i procentowego udziału autorów w powstanie publikacji, afiliacji autorów, 

a także źródeł finansowania publikacji oraz sugerowanych recenzentów. 

• Autorzy pokrywają uzgodnione z Działem Wydawnictw koszty 

opublikowania pracy w czasopiśmie. 

Czasopismo „Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych” jest dostępne 

pod adresem: http://www.ios.edu.pl/pol/ochrona.html 

Płytę CD z tekstem pracy i autoryzowanym w 1 egz. formatu A-4 wydrukiem 

oraz wyżej wymienionymi oświadczeniem i deklaracją, należy przekazać na 

adres: Instytut Ochrony Środowiska - Państwowy Instytut Badawczy, Dział 

Wydawnictw, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa. 

Tel.: 22 625 10 05 wew. 58 

e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl 

157


OŚWIADCZENIE 

Tytuł pracy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Autor/autorzy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Oświadczam/oświadczamy, że złożona przeze mnie/przez nas praca jest oryginalna 

i dotychczas nigdzie niepublikowana. 

Prawa autorskie do wymienionej pracy przenoszę/przenosimy na wydawcę 

czasopisma ”Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych”, tj. Instytut Ochrony 

Środowiska - Państwowy Instytut Badawczy. 

Podpis autora/autorów 

………………………………………….. 

…………………………………………. 

…………………………………………. 

Data 

…………………………………………. 

158


DEKLARACJA nt. wkładu w powstanie publikacji 

Tytuł pracy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Autor/autorzy (imię i nazwisko, tytuł naukowy, miejsce zatrudnienia z dokładnym 

adresem, telefonem i e-mailem, oraz wkład w powstanie publikacji) 

……………………………………………………………………………… 

……………………………………………………………………………… 

……………………………………………………………………………… 

Źródła finansowania publikacji: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Sugerowani recenzenci – dwóch recenzentów pochodzących z innych instytucji niż 

autorzy prac (nazwiska, nazwa instytucji, e-mail): 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Podpis autora/autorów 

………………………………………….. 

.…………………………………………. 

.…………………………………………. 

Data 

.…………………………………………. 

159

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...