Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...
Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...
Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 53 - Instytut Ochrony ...
Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
<strong>Ochrona</strong><br />
Środowiska<br />
i zasobów<br />
naturalnych<br />
<strong>nr</strong> <strong>53</strong><br />
Warszawa 2012
OCHRONA<br />
ŚRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW<br />
NATURALNYCH<br />
ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
AND NATURAL RESOURCES<br />
<strong>nr</strong> <strong>53</strong><br />
Warszawa 2012
Komitet Wydawniczy <strong>Instytut</strong>u <strong>Ochrony</strong> środowiska<br />
– Państwowego <strong>Instytut</strong>u Badawczego<br />
Jerzy Siepak – UAM w Poznaniu, przewodniczący<br />
Marzenna Dudzińska – Politechnika Lubelska<br />
Apolonia Ostrowska – IOŚ-PIB w Warszawie<br />
Grażyna Porębska – IOŚ-PIB w Warszawie<br />
Opracowanie edytorskie i techniczne, korekta<br />
Marta Radwan-Röhrenschef, Maria Lackowska, Monika Natunewicz<br />
© Copyright by<br />
INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA – Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy<br />
Warszawa 2012<br />
Wydawca<br />
DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ-PIB<br />
00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11d<br />
tel.: 22 625 10 05 w. 58; fax: 22 629 52 63<br />
www.ios.edu.pl; e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />
CZASOPISMO RECENZOWANE<br />
ISSN: 1230-7831-08-7<br />
Wersja pierwotna czasopisma: papierowa<br />
Przygotowanie do druku i druk<br />
Studio 2000 Robert Lipski<br />
www.studio2000.pl
RADA NAUKOWA:<br />
‣ Andrzej Bytnerowicz – University of Califonia, USA<br />
‣ Marek Degórski – PAN, Polska (przewodniczący)<br />
‣ Katalin Gruiz – Technical University of Budapest, Węgry<br />
‣ Ingmar Ott – Estonian University of Life Sciences (EMU), Estonia<br />
‣ Yordan Uzonov – Bulgarian Academy of Sciences, Bułgaria<br />
Redaktor naczelny – Barbara Gworek, IOŚ-PIB, Polska<br />
Redaktor tematyczny – Maciej Sadowski, IOŚ-PIB, Polska<br />
Redaktor statystyczny – Wiesław Mądry, SGGW, Polska<br />
Redaktor językowy – Alicja Zobel, Trent University, Kanada<br />
W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH zawarte są<br />
interdyscyplinarne prace publikowane przez specjalistów z różnych dziedzin. W pracach tych<br />
są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych elementach<br />
środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające zarówno<br />
procesy naturalne, jak i oddziaływanie człowieka. Tematyka tych prac poświęcona jest<br />
także zagadnieniom społeczno-ekonomicznym, technicznym na poziomie UE, krajowym,<br />
regionalnym oraz lokalnym, w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju.<br />
Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego
SPIS TREŚCI<br />
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa........................................................................7<br />
WPŁYW DODATKU CaO I POPIOŁÓW Z ELEKTROWNI DO OSADÓW<br />
ŚCIEKOWYCH ORAZ KOMPOSTOWANIA OTRZYMANYCH MIESZANIN<br />
NA ZAWARTOŚĆ NIKLU I CHROMU W WYDZIELONYCH SEKWENCYJNIE<br />
FRAKCJACH<br />
THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF CaO AND ASHES FROM POWER<br />
STATION TO SEWAGE SLUDGE AS WELL AS THE COMPOSTING OF THESE<br />
MIXTURES ON THE CONTENT OF NICKEL AND CHROMIUM IN FRACTIONS<br />
SEPARATED BY SEQUENTIAL METHOD<br />
Jacek Sosnowski, Kazimierz Jankowski, Grażyna Anna Ciepiela,<br />
Beata Wiśniewska-Kadżajan, Janusz Deska..................................................................19<br />
WPŁYW FITOHORMONÓW I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK AZOTU<br />
STOSOWANYCH W UPRAWIE FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ ŁĄKOWĄ<br />
NA LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW GLEBOWYCH<br />
IMPACT OF PHYTOHORMONES AND DIFFERENT NITROGEN DOSES USED IN<br />
CULTIVATION FESTULOLIUM BRAUNII WITH RED CLOVER ON THE NUMBERS<br />
OF SOIL MICROORGANISMS<br />
Artur Szwalec, Paweł Mundała...........................................................................................31<br />
ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn I Cu W WARZYWACH KORZENIOWYCH<br />
UPRAWIANYCH W WYBRANYCH OGRODACH DZIAŁKOWYCH KRAKOWA<br />
CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN ROOT VEGETABLES CULTIVATED<br />
IN KRAKOW CITY ALLOTMENT GARDENS<br />
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski..................................................41<br />
REAKCJA ROŚLIN NA stosowanie PREPARATów BIOLOGICZNYch<br />
THE plants REACTION On BIOLOGICAL PREPARATIONS treatment<br />
Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski, Jolanta Jankowska, Wiesław Czeluściński...<strong>53</strong><br />
WPŁYW GŁĘBOKOŚCI UMIESZCZENIA HYDROŻELU W PODŁOŻU ORAZ<br />
RODZAJU OKRYWY GLEBOWEJ NA JAKOŚĆ MURAW TRAWNIKOWYCH<br />
EFFECT OF THE SUBSOIL KIND AND SOIL COVER ON THE QUALITY<br />
OF TURF LAWNS<br />
Artur Szwalec, Paweł Mundała...........................................................................................63<br />
ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn I Cu W GLEBACH WYBRANYCH PARKÓW MIEJSKICH<br />
KRAKOWA<br />
CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN SOIL OF SELECTED PARKS OF CITY OF<br />
KRAKOW
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski.................................................73<br />
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
Methods for removal of arsenic compounds from aqueous<br />
solutions<br />
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl........................................................................................89<br />
WPŁYW ŚRODOWISKA NA ZAWARTOŚĆ ARSENU I GLINU W NARZĄDACH<br />
MIĄŻSZOWYCH ZWIERZĄT ŁOWNYCH<br />
INFLUENCE OF ENVIRONMENT ON CONTENT OF ARSENIC AND ALUMINIUM<br />
IN HUNTING ANIMALS PARENCHYMAL ORGANS<br />
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski, Janusz Deska........................97<br />
BEZPIECZEŃSTWO PRZECIWPOWODZIOWE MIESZKAŃCÓW<br />
WOJEWÓDZTWA MAZOWIECKIEGO<br />
FLOOD SECURITY OF MAZOVIA VOIVODSHAFT CITIZEN<br />
Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok............................................................108<br />
SKUTECZNOŚĆ PODATKU ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW KOMUNALNYCH –<br />
DOŚWIADCZENIA KRAJÓW UE<br />
EFFECTIVENESS OF LANDFILL TAXATION OF MUNICIPAL<br />
WASTE – UE EXPERIENCE<br />
Bernd Markert, Simone Wünschmann, Jean Diatta, Ewa Chudzińska........................115<br />
Innowacyjna Obserwacja Środowiska – Bioindykatory<br />
i Biomonitory: Definicje, Strategie i Zastosowania<br />
Innovative Observation of the Environment<br />
– Bioindicators and Biomonitors: Definitions,<br />
Strategies and Applications<br />
Indeks autorów...................................................................................................................1<strong>53</strong>
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Andrzej Wysokiński*, Stanisław Kalembasa*<br />
WPŁYW DODATKU CaO I POPIOŁÓW Z ELEKTROWNI<br />
DO OSADÓW ŚCIEKOWYCH ORAZ KOMPOSTOWANIA<br />
OTRZYMANYCH MIESZANIN NA ZAWARTOŚĆ NIKLU I CHROMU<br />
W WYDZIELONYCH SEKWENCYJNIE FRAKCJACH<br />
THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF CaO AND ASHES FROM<br />
POWER STATION TO SEWAGE SLUDGE AS WELL AS THE<br />
COMPOSTING OF THESE MIXTURES ON THE CONTENT OF NICKEL<br />
AND CHROMIUM IN FRACTIONS SEPARATED BY SEQUENTIAL<br />
METHOD<br />
Słowa kluczowe: osady ściekowe, tlenek wapnia, popiół, kompostowanie, nikiel, chrom.<br />
Key words: sewage sludge, calcium oxide, ash, composting process, nickel, chromium.<br />
Streszczenie<br />
W artykule określono wpływ mieszania osadów ściekowych z tlenkiem wapnia, popiołem<br />
z węgla brunatnego i węgla kamiennego oraz kompostowania otrzymanych mieszanin na<br />
zawartość całkowitą oraz frakcje niklu i chromu wydzielone sekwencyjnie. Mieszaniny osadów<br />
ściekowych z CaO zawierały mniej badanych metali ciężkich niż same osady. Zawartość<br />
niklu w mieszaninach osadowo-popiołowych była większa, a chromu najczęściej mniejsza<br />
niż w osadach bez dodatku. W trakcie kompostowania stwierdzono na ogół niewielkie<br />
zwiększenie zawartości oznaczanych metali ciężkich w osadach ściekowych i ich mieszaninach<br />
ze wszystkimi komponentami. W świeżych i kompostowanych osadach ściekowych<br />
bez dodatku i ze wszystkimi dodatkami największy udział stanowił nikiel i chrom we frakcji<br />
zaadsorbowanej na tlenkach żelaza i manganu (średnio 36,1% Ni i 48,7% Cr).<br />
W osadach ściekowych bez dodatku, a także w ich mieszaninach ze wszystkimi komponentami<br />
udział frakcji niklu o największej mobilności (rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej) średnio<br />
* Dr inż. Andrzej Wysokiński, prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – Katedra Gleboznawstwa<br />
i Chemii Rolniczej, Wydział Przyrodniczy, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny<br />
w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 87, 25 643 13 86; e-mail:<br />
awysoki@uph.edu.pl, kalembasa@uph.edu.pl<br />
7
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
wynosił 32,0% całkowitej jego zawartości. Frakcje chromu rozpuszczalne w wodzie i wymienne<br />
stanowiły najczęściej śladowe ilości. W trakcie kompostowania badanych osadów ściekowych<br />
oraz ich mieszanin z CaO, popiołami z węgla brunatnego i kamiennego obserwowano<br />
najczęściej zmniejszenie procentowego udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych, tj.<br />
frakcji rozpuszczalnej w wodzie i frakcji wymiennej. Jednocześnie najczęściej obserwowano<br />
zwiększenie udziału frakcji rezydualnej i frakcji organicznej obydwu metali ciężkich.<br />
Summary<br />
The influence of ash from brown coal, ash from pit-coal and CaO addition to sewage sludge<br />
as well as the composting process of these mixtures on the total content of nickel and chromium<br />
and its fractions separated by sequential method was investigated. The mixtures of<br />
sewage sludge with calcium oxide contained less studied heavy metals than in only sludge.<br />
The nickel content in mixture of sewage sludge with ashes most often was higher, but chromium<br />
was smaller than in sludge without additions. During the composting process the content<br />
of nickel and chromium in sewage sludge and in mixtures with all materials added to<br />
they was slightly increased. In fresh and composted sewage sludge as well as in all mixtures<br />
the highest part of nickel and chromium was determinated in fraction adsorbed on oxides<br />
of iron and manganese (average 36.1% Ni and 48.7% Cr).<br />
In sewage sludge and in their mixtures with all additives the part of nickel in mobile fraction<br />
(dissolvable and exchange form) obtained the average 32.0 % his total content.<br />
The chromium in dissolvable and exchangeable fractions was present most often in vestigial<br />
amounts. The composting process of sewage sludge and their mixtures with all components<br />
caused a decrease in the content of nickel and chromium in mobile fractions (dissolvable<br />
and exchange form) but an increase in the organic and residual fractions.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W gronie substancji mających negatywny wpływ na środowisko na jednym z czołowych<br />
miejsc sklasyfikowano metale ciężkie. Ich szkodliwość polega na możliwości kumulowania<br />
się w organizmach żywych i ich chronicznej toksyczności [Krogmann i in. 1999;<br />
Gruca-Królikowska, Wacławek 2006]. Skutki zdrowotne regularnego spożywania nawet<br />
śladowych ilości metali ciężkich mogą ujawnić się po dłuższym okresie czasu. Zasobnym<br />
źródłem tych pierwiastków dla ludzi i zwierząt mogą być spożywane rośliny. Metale ciężkie<br />
stanowią więc zagrożenie dla jakości płodów rolnych. W glebach użytkowanych rolniczo<br />
źródłem metali ciężkich dla roślin mogą być mineralne i organiczne materiały odpadowe<br />
stosowane w nawożeniu. Często do rolniczego zagospodarowania kierowane są osady<br />
ściekowe. Taki sposób ich utylizacji jest uzasadniony ekonomicznie ze względu na wykorzystanie<br />
znajdujących się w osadach dużych ilości substancji organicznej oraz pierwiastków<br />
biogennych, wzbogacających glebę [Górecki 1997]. Ponadnormatywna zawartość<br />
8
Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania...<br />
składników niepożądanych w osadach ściekowych, takich jak: metale ciężkie lub skażenia<br />
sanitarne, dyskwalifikuje te materiały odpadowe pod względem rolniczego wykorzystania<br />
[Rozporządzenie… 2010]. Ilość metali ciężkich pobieranych przez rośliny nawożone<br />
osadami ściekowymi zależy nie tylko od bezwzględnej ich ilości wprowadzonej do gleby,<br />
ale także od działania środków i zabiegów łagodzących skutki podwyższenia zawartości<br />
tych pierwiastków. Zmniejszenie rozpuszczalności, mobilności i przyswajalności dla roślin<br />
większości metali ciężkich można uzyskać przez wapnowanie gleb [Gorlach, Gambuś<br />
2000, Soriano-Disla i in. 2008, Bielkova i in. 2011].<br />
Interesującym rozwiązaniem pod kątem fitotoksyczności tych pierwiastków są procesy<br />
sanitacji osadów przez ich mieszanie z tlenkiem wapnia lub substancjami o wysokiej zawartości<br />
wapnia, np. z popiołami z energetyki. Takie postępowanie prowadzi nie tylko do<br />
ilościowych zmian zawartości metali ciężkich, ale również może wpływać na formy, w jakich<br />
one występują [Rosik-Dulewska 2000, Kalembasa, Wysokiński 2004]. Zagrożenie<br />
ekosystemów metalami ciężkimi, oprócz oznaczania ich całkowitej zawartości, powinno<br />
być uzupełniane oceną ich mobilności na podstawie określenia form, w jakich występują<br />
[Bień i in. 2011, Jakubus, Czekała 2001]. Zastosowanie analizy specjacyjnej metali ciężkich<br />
w osadzie ściekowym pozwala na określenie zawartości form o różnej biodostępności,<br />
w tym form rozpuszczalnych w wodzie, w stosunku do ich całkowitej ilości. Informacja<br />
ta jest pomocna przy ocenie zdolności migracji jonów metali z osadów ściekowych do innych<br />
elementów środowiska [Wilk, Gworek 2009, Gawdzik 2010].<br />
Według rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie katalogu odpadów [2001]<br />
uboczne produkty spalania (UPS), jakimi są popioły wytwarzane w energetyce, nie są odpadami<br />
niebezpiecznymi i jest możliwe ich rolnicze wykorzystanie. Obok dużej zawartości<br />
związków o charakterze alkalicznym w popiołach występują znaczne ilości pierwiastków<br />
zaliczanych do grupy mikroelementów oraz metali ciężkich. Zawartość metali ciężkich<br />
w popiołach nie stanowi zagrożenia dla nawożonych nimi roślin [Bogacz i in. 1995, Kalembasa<br />
i in. 2008, Antonkiewicz 2009]. Dlatego należy rozważyć szersze wykorzystanie popiołów<br />
jako sorbentów metali ciężkich.<br />
Celem przeprowadzonych badań było określenie całkowitej zawartości niklu i chromu<br />
oraz ich frakcji w świeżych i kompostowanych osadach ściekowych z dodatkiem CaO, popiołu<br />
z węgla brunatnego i kamiennego stosowanych do higienizacji osadów.<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
W badaniach wykorzystano osady ściekowe pochodzące z mechaniczno-biologicznych<br />
oczyszczalni ścieków w Siedlcach i Łukowie, powstałe w wyniku oczyszczania ścieków<br />
komunalnych z niewielkim udziałem ścieków przemysłowych (głównie z przemysłu<br />
rolno-spożywczego). W procesie technologicznym oczyszczalni osady ściekowe z Siedlec<br />
w końcowym etapie ich wydzielania i zagęszczania poddawano fermentacji metanowej<br />
9
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
i odwodnieniu na prasie taśmowej. Stabilizacja osadów ściekowych z Łukowa odbywała<br />
się w warunkach tlenowych, a nadmiar wody usuwano przez odwirowanie. Wykorzystane<br />
w badaniach organiczne materiały odpadowe zawierały odpowiednio 18,7% oraz 13,8%<br />
suchej masy (s.m.). Świeże osady ściekowe mieszano oddzielnie z CaO, popiołem z węgla<br />
brunatnego i popiołem z węgla kamiennego, w stosunku wagowym 2:1 w przeliczeniu<br />
na suchą masę. Tak otrzymane mieszaniny kompostowano w 200 dm 3 pojemnikach z tworzyw<br />
sztucznych przez okres 3 miesięcy w temperaturze około 20°C. Co 30 dni komposty<br />
mieszano. Popiół z węgla brunatnego pochodzący z trzeciego filtra odpylenia spalin<br />
w elektrociepłowni Pątnów, spalającej węgiel brunatny z kopalni Bełchatów, zawierał 32,06<br />
mg Ni i 74,82 mg Cr w 1 kg s.m. Popiół z węgla kamiennego pochodzący z przedsiębiorstwa<br />
energetycznego PEC w Siedlcach zawierał 71,99 mg Ni oraz 30,05 mg Cr w 1 kg s.m.<br />
Całkowitą zawartość niklu i chromu oznaczono metodą ICP-AES w roztworach podstawowych<br />
uzyskanych po mineralizacji badanych materiałów „na sucho” w temperaturze<br />
450°C. Uzyskany popiół po mineralizacji zalano 6 mol·dm -3 HCl w celu rozłożenia węglanów<br />
i odparowano na łaźni piaskowej do sucha. Następnie uzyskane chlorki przeniesiono<br />
do kolb miarowych w 10% roztworze HCl.<br />
Frakcje niklu i chromu wydzielono metodą sekwencyjną (wg Tessier’a), wykorzystując<br />
do ekstrakcji kolejno: H 2<br />
O, 1 mol·dm -3 CaCl 2<br />
, 1 mol·dm 3 CH 3<br />
COONa o pH ok. 5,0; 0,75<br />
mol·dm -3 (NH 4<br />
) 2<br />
C 2<br />
O 4<br />
o pH 3,25; 0,1 mol·dm -3 Na 4<br />
P 2<br />
O 7<br />
[Tessier 1979, Szumska, Gworek<br />
2009]. Ekstrakcję prowadzono przez 3 godziny w probówkach wirówkowych, następnie<br />
osad odwirowywano przez 20 minut przy prędkości obrotowej 5000 obr.·min -1 . Po dekantacji<br />
roztworu przed zastosowaniem kolejnego ekstrahenta fazę stałą przemywano 2-krotnie<br />
H 2<br />
O, odwirowywano (j.w.) i uzupełniano właściwy roztwór podstawowy. Następnie wszystkie<br />
roztwory poddano mineralizacji w H 2<br />
O 2<br />
odparowując roztwory podstawowe do ok. 5<br />
cm 3 . Pozostałość po odparowaniu przeniesiono do kolb miarowych w 10% roztworze HCl<br />
i oznaczono zawartość badanych metali ciężkich metodą ICP-AES.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Zawartość niklu w osadach ściekowych z Siedlec (27,44 mg·kg –1 ) była prawie o połowę<br />
większa niż w osadach z Łukowa (19,46 mg·kg –1 , tab. 1), ilość chromu oznaczona w osadach<br />
ściekowych z Łukowa (320,1 mg·kg -1 ) była natomiast ponad 11-krotnie większa niż<br />
w osadach z Siedlec (27,44 mg·kg -1 , tab. 2). Dość wysoką zawartość chromu w osadach<br />
ściekowych z Łukowa można wiązać z działalnością na terenie zlewni ścieków tamtejszej<br />
oczyszczalni wielu zakładów obuwniczych i garbarni skór. Zawartość oznaczonych metali<br />
ciężkich w osadach ściekowych wykorzystanych w badaniach nie przekroczyła norm dopuszczających<br />
te substancje do stosowania w rolnictwie [Rozporządzenie… 2010].<br />
Po dodaniu CaO do osadów ściekowych z Siedlec i Łukowa otrzymano mieszaniny<br />
o mniejszej zawartości niklu – odpowiednio o 41,0 i 44,3% (tab. 1).<br />
10
Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania...<br />
Tabela 1. Zawartość całkowita oraz frakcje niklu (mg Ni·kg -1 w s.m.) w świeżych i kompostowanych<br />
osadach ściekowych i ich mieszaninach z CaO oraz popiołami<br />
Table 1. Total content and fraction of nickel (mg Ni·kg -1 w D.M.) in fresh and composted sewage<br />
sludge and their mixtures with CaO and ashes<br />
Rodzaj<br />
osadu<br />
Osady<br />
ściekowe<br />
z Siedlec<br />
Osady<br />
ściekowe<br />
z Łukowa<br />
Średnie<br />
dla dodatków<br />
Rodzaj<br />
dodatku<br />
bez<br />
dodatku<br />
CaO<br />
popiół 1 2<br />
popiół 2 3<br />
bez<br />
dodatku<br />
CaO<br />
popiół 1 2<br />
popiół 2 3<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
7,08<br />
5,64<br />
3,31<br />
3,36<br />
6,28<br />
4,03<br />
11,33<br />
10,24<br />
5,44<br />
4,94<br />
2,74<br />
2,36<br />
4,82<br />
2,40<br />
6,43<br />
6,98<br />
2,39<br />
3,26<br />
1,09<br />
1,40<br />
4,05<br />
3,83<br />
2,68<br />
4,35<br />
3,30<br />
2,46<br />
2,39<br />
2,85<br />
3,33<br />
3,73<br />
3,88<br />
3,89<br />
Frakcje<br />
2,23<br />
3,83<br />
1,74<br />
1,36<br />
3,01<br />
3,11<br />
3,84<br />
3,27<br />
2,30<br />
2,51<br />
0,99<br />
1,27<br />
4,32<br />
4,69<br />
2,21<br />
2,70<br />
10,56<br />
14,81<br />
4,78<br />
5,78<br />
12,43<br />
15,40<br />
19,95<br />
17,00<br />
4,20<br />
9,94<br />
2,86<br />
3,35<br />
11,37<br />
15,35<br />
6,46<br />
14,08<br />
2,48<br />
2,86<br />
2,05<br />
1,68<br />
1,89<br />
2,89<br />
1,74<br />
2,58<br />
2,15<br />
2,25<br />
1,70<br />
1,37<br />
1,60<br />
1,25<br />
2,97<br />
1,95<br />
Zawartość<br />
całkowita<br />
rozpusz-<br />
-czalna<br />
w wodzie<br />
wymienna<br />
węglanowa<br />
tlenkowa<br />
organiczna<br />
rezydualna<br />
2,70<br />
4,86<br />
3,21<br />
5,12<br />
2,55<br />
8,88<br />
2,75<br />
15,75<br />
2,07<br />
2,39<br />
0,16<br />
1,11<br />
1,93<br />
9,78<br />
16,22<br />
18,33<br />
Przed lub<br />
po kompostowaniu<br />
27,44<br />
35,26<br />
16,18<br />
18,70<br />
30,21<br />
38,14<br />
42,29<br />
<strong>53</strong>,19<br />
19,46<br />
24,49<br />
10,84<br />
12,31<br />
27,37<br />
37,20<br />
38,17<br />
47,93<br />
bez dodatku 5,78 2,85 2,72 9,88 2,44 3,01 26,66<br />
CaO 2,94 1,93 1,34 4,19 1,70 2,40 14,51<br />
popiół 1 2 4,38 3,74 3,78 13,64 1,91 5,79 33,23<br />
popiół 2 3 8,75 3,70 3,01 14,37 2,31 13,26 45,40<br />
NIR 0.05<br />
0,70 0,39 0,36 1,54 0,25 1,33 4,44<br />
Objaśnienia: popiół 1 2 – popiół z węgla brunatnego, popiół 2 3 – popiół z węgla kamiennego.<br />
Zawartość chromu w mieszaninach badanych osadów ściekowych z CaO była odpowiednio<br />
o 37,8 i 34,4% mniejsza niż w tych osadach bez dodatku (tab. 2).<br />
11
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
Tabela 2. Zawartość całkowita oraz frakcje chromu (mg Cr·kg -1 w s.m.) w świeżych i kompostowanych<br />
osadach ściekowych i ich mieszaninach z CaO i popiołami<br />
Table 2. Total content and fraction of chromium (mg Cr·kg -1 w D.M.) in fresh and composted<br />
Rodzaj<br />
osadu<br />
Osady<br />
ściekowe<br />
z Siedlec<br />
Osady<br />
ściekowe<br />
z Łukowa<br />
Średnie<br />
dla dodatków<br />
sewage sludge and their mixtures with CaO and ashes<br />
Rodzaj<br />
dodatku<br />
bez dodatku<br />
CaO<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
popiół<br />
kompostowane<br />
1 2 świeże<br />
popiół<br />
kompostowane<br />
2 3<br />
bez dodatku<br />
CaO<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
kompostowane<br />
świeże<br />
popiół<br />
kompostowane<br />
1 2 świeże<br />
popiół<br />
kompostowane<br />
2 3<br />
0,375<br />
0,380<br />
0,314<br />
0,228<br />
0,379<br />
0,359<br />
0,549<br />
0,234<br />
7,016<br />
5,394<br />
0,766<br />
0,587<br />
5,965<br />
1,392<br />
5,395<br />
2,479<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
0,065<br />
n.o.<br />
0,012<br />
n.o.<br />
0,059<br />
n.o.<br />
0,7<strong>53</strong><br />
0,434<br />
0,459<br />
0,579<br />
0,567<br />
0,131<br />
0,556<br />
0,095<br />
0,382<br />
0,193<br />
n.o.<br />
0,015<br />
0,298<br />
0,139<br />
0,100<br />
0,201<br />
2,372<br />
2,781<br />
0,098<br />
0,137<br />
4,133<br />
2,514<br />
2,652<br />
1,935<br />
Frakcje<br />
12,231<br />
12,514<br />
7,173<br />
7,877<br />
21,559<br />
21,725<br />
10,642<br />
11,060<br />
166,608<br />
208,630<br />
82,096<br />
90,877<br />
140,777<br />
149,752<br />
131,046<br />
145,0<strong>53</strong><br />
8,149<br />
8,721<br />
6,265<br />
6,736<br />
9,991<br />
10,140<br />
10,272<br />
9,398<br />
61,847<br />
66,132<br />
41,367<br />
36,318<br />
37,799<br />
41,315<br />
46,031<br />
48,920<br />
Zawartość<br />
całkowita<br />
roz-<br />
pusz-<br />
-czalna<br />
w wodzie<br />
wymienna<br />
węglanowa<br />
tlenkowa<br />
organiczna<br />
rezydualna<br />
6,341<br />
6,616<br />
3,277<br />
5,115<br />
7,808<br />
8,508<br />
3,686<br />
7,602<br />
81,526<br />
89,823<br />
85,282<br />
87,846<br />
48,700<br />
50,629<br />
41,128<br />
34,662<br />
Przed lub<br />
po kompostowaniu<br />
27,478<br />
28,424<br />
17,094<br />
19,971<br />
40,047<br />
40,871<br />
25,308<br />
28,495<br />
320,122<br />
373,194<br />
210,068<br />
216,344<br />
237,941<br />
245,733<br />
226,808<br />
233,144<br />
bez dodatku 3,291 0,297 1,432 99,996 36,212 46,077 187,305<br />
CaO 0,474 0,276 0,063 47,006 22,672 45,380 115,869<br />
popiół 1 2 2,024 0,178 1,771 83,4<strong>53</strong> 24,811 28,911 141,148<br />
popiół 2 3 2,164 0,178 1,222 74,450 28,655 21,770 128,439<br />
NIR 0.05<br />
0,351 0,038 0,193 12,448 4,227 5,184 22,048<br />
Objaśnienia: popiół 1 2 – popiół z węgla brunatnego, popiół 2 3 – popiół z węgla kamiennego, n.o. – nie<br />
oznaczono.<br />
Po dodaniu popiołu z węgla brunatnego do osadów ściekowych z Siedlec otrzymano<br />
mieszaniny zawierające o 10,1% więcej niklu oraz o 45,7% więcej chromu w porównaniu<br />
z ich zawartością w osadach przed dodatkiem. Mieszaniny z tym popiołem osadów ściekowych<br />
z Łukowa zawierały o 40,6% więcej niklu oraz o 25,7% mniej chromu niż same osady.<br />
Mieszaniny osadów ściekowych z Siedlec i Łukowa z popiołem z węgla kamiennego<br />
zawierały odpowiednio o 54,1 i 96,1% więcej niklu niż same osady.<br />
12
Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania...<br />
Po dodaniu do tych osadów popiołu z węgla kamiennego otrzymano mieszaniny<br />
o mniejszej zawartości chromu – odpowiednio o 7,9 i 29,1%. Kompostowanie osadów<br />
ściekowych po metanowej fermentacji i stabilizowanych w warunkach tlenowych zwiększyło<br />
w nich zawartość niklu odpowiednio o 28,5 i 25,8%. Kompostowane mieszaniny osadów<br />
z CaO, popiołem z węgla brunatnego i kamiennego zawierały więcej niklu odpowiednio<br />
o 14,6; 31,1 i 25,7% w porównaniu z jego zawartością przed kompostowaniem (wartości<br />
średnie dla osadów z Siedlec i Łukowa, tab. 1).<br />
Po trzech miesiącach kompostowania osadów ściekowych z Siedlec uzyskano niewielkie<br />
zwiększenie całkowitej zawartości chromu (o 3,4%). W osadach ściekowych z Łukowa<br />
zwiększenie zawartości tego metalu ciężkiego w efekcie kompostowania wynosiło<br />
16,6% (tab. 2). Zawartość chromu w kompostowanych mieszaninach osadów ściekowych<br />
ze wszystkimi komponentami była nieco większa niż w tych materiałach przed kompostowaniem.<br />
Efekt niewielkiego zwiększenia zawartości niklu i chromu w badanych materiałach<br />
organicznych i organiczno-mineralnych w czasie kompostowania był spowodowany<br />
prawdopodobnie mineralizacją substancji organicznej w nich zawartej.<br />
Największy udział w całkowitej zawartości niklu w świeżych osadach ściekowych z Siedlec<br />
i Łukowa stanowiły frakcje zaadsorbowana na tlenkach i rozpuszczalna w wodzie. Ich procentowy<br />
udział wynosił odpowiednio 38,4 i 25,7% w osadach z Siedlec oraz 21,6 i 28,0% w osadach<br />
z Łukowa (tab. 1). Udział frakcji wymiennej, węglanowej organicznej i rezydualnej w całkowitej<br />
zawartości niklu wynosił po około 10% całkowitej jego zawartości w badanych osadach.<br />
Największy udział w ogólnej zawartości chromu w świeżych osadach ściekowych stanowiła<br />
frakcja zaadsorbowana na tlenkach, której ilość wynosiła 44,5% w osadach z Siedlec<br />
i 52,0% w osadach z Łukowa (tab. 2). Kolejną pod względem ilościowym była frakcja organiczna,<br />
której udział w osadach z Siedlec i Łukowa wynosił odpowiednio 29,7 i 19,3% oraz<br />
frakcja rezydualna: 23,1 i 25,5%. Frakcje chromu o największej mobilności w środowisku,<br />
tzn. rozpuszczalna w wodzie i wymienna, w całkowitej zawartości tego metalu stanowiły bardzo<br />
niewielki udział (do 2,2%). Frakcja węglanowa, podobnie jak dwie poprzednie, występowała<br />
w śladowej ilości – do 1,4% całkowitej zawartości chromu.<br />
Przedstawione wyniki potwierdzają tezę, że w osadach ściekowych niewielka część<br />
całkowitej zawartości metali ciężkich występuje w postaci frakcji mobilnych, lecz tworzą<br />
one najczęściej połączenia z frakcją organiczną i glinokrzemianową [Obarska-Pempkowiak<br />
i in. 2003].<br />
Oznaczona niewielka ilość chromu we frakcjach najbardziej mobilnych znajduje potwierdzenie<br />
w badaniach innych autorów [Gondek 2006]. W porównaniu z chromem i innymi<br />
metalami ciężkimi, znacznie wyższą mobilnością, wynikającą z oznaczenia znacznego<br />
udziału frakcji rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej i węglanowej, odznacza się nikiel [Latosińska,<br />
Gawdzik 2011].<br />
Dodatek CaO do osadów ściekowych z Siedlec zwiększył procentowy udział niklu<br />
we frakcji węglanowej, organicznej i rezydualnej, a zmniejszył udział frakcji rozpuszczal-<br />
13
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
nej w wodzie, wymiennej i tlenkowej. Po dodaniu CaO do osadów z Łukowa otrzymano<br />
mieszaniny o większym procentowym udziale frakcji wymiennej, tlenkowej i organicznej,<br />
a mniejszym udziale frakcji rozpuszczalnej w wodzie węglanowej i rezydualnej w całkowitej<br />
zawartości tego metalu ciężkiego. Mieszaniny osadów ściekowych z Siedlec z popiołem<br />
z węgla brunatnego zawierały większy niż w samych osadach udział niklu we frakcji wymiennej,<br />
węglanowej i tlenkowej, a mniejszy udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, organicznej<br />
i rezydualnej. Po dodaniu tego popiołu do sadów z Łukowa otrzymano mieszaniny<br />
o większym udziale niklu w postaci frakcji węglanowej i tlenkowej i mniejszym udziale pozostałych<br />
frakcji, w porównaniu z ich ilością w samych osadach.<br />
Dodatek popiołu z węgla kamiennego do sadów ściekowych z Siedlec zwiększył udział<br />
niklu we frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej i tlenkowej, natomiast zmniejszył się<br />
udział frakcji wymiennej, organicznej i rezydualnej. Po dodaniu tego popiołu do osadów<br />
z Łukowa zwiększył się udział niklu we frakcji rezydualnej, udział pozostałych frakcji natomiast<br />
uległ zmniejszeniu. Dodatek CaO do obydwu osadów ściekowych zwiększył procentowy<br />
udział wymiennej i organicznej frakcji chromu, zmniejszył natomiast udział frakcji rozpuszczalnej<br />
w wodzie, węglanowej i tlenkowej. Udział rezydualnej frakcji chromu zmniejszył<br />
się po dodaniu popiołu z węgla kamiennego do osadów z Siedlec, a zwiększył po jego dodaniu<br />
do osadów z Łukowa. Po dodaniu popiołu z węgla brunatnego do osadów ściekowych<br />
z Siedlec zwiększył się udział chromu we frakcji tlenkowej, zmniejszył się natomiast udział<br />
frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej, organicznej i rezydualnej. W efekcie dodania<br />
tego popiołu do osadów z Łukowa zwiększył się udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej<br />
i tlenkowej, a zmniejszył się udział frakcji organicznej i rezydualnej.<br />
Po dodaniu popiołu z węgla kamiennego do osadów ściekowych z Siedlec zwiększeniu<br />
uległ udział frakcji rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej i organicznej, a zmniejszył się udział<br />
frakcji węglanowej, tlenkowej i rezydualnej. W mieszaninach osadów z Łukowa z popiołem<br />
z węgla kamiennego odnotowano mniejszy udział frakcji rezydualnej, a większy udział frakcji<br />
rozpuszczalnej w wodzie, węglanowej, tlenkowej i organicznej niż w samych osadach.<br />
Badania przeprowadzone przez Gawdzik [2010] i Rosik-Dulewską [2000 i 2001] wskazują<br />
na niewielki udział mobilnych frakcji niklu i chromu w osadach ściekowych z dodatkiem<br />
mineralnych substancji odpadowych. Pierwiastki te są związane we frakcjach słabo<br />
rozpuszczalnych, o niewielkiej dostępności dla roślin. Są to frakcje związane z tlenkami<br />
żelaza i manganu, frakcja organiczna oraz frakcja związana minerałami krzemianowymi<br />
i innymi trwałymi związkami.<br />
W trakcie kompostowania badanych osadów ściekowych oraz ich mieszanin z CaO,<br />
popiołami z węgla brunatnego i kamiennego uzyskano najczęściej zmniejszenie procentowego<br />
udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych, tj rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej.<br />
Jednocześnie najczęściej obserwowano zwiększenie udziału frakcji rezydualnej<br />
i organicznej obydwu metali ciężkich, ale istotności różnic pomiędzy wartościami średnimi<br />
tych cech nie zawsze potwierdzono statystycznie (tab. 3, 4).<br />
14
Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania...<br />
Tabela 3. Średnie całkowitej zawartości oraz frakcji niklu (mg·kg -1 s.m.) w osadach ściekowych<br />
dla rodzaju osadu oraz procesu kompostowania<br />
Table 3. The average of total content and fraction of nickel (mg·kg -1 D.M.) in sewage sludge for<br />
kind of sludge as well as for composting process<br />
Frakcje<br />
Badany czynnik<br />
rozpuszczalna<br />
w wodzie<br />
wymienna<br />
węglanowa<br />
tlenkowa<br />
organiczna<br />
rezydualna<br />
Zawartość<br />
całkowita<br />
Rodzaj<br />
osadu<br />
ściekowego<br />
Proces<br />
kompostowania<br />
osadów<br />
z Siedlec 6,41 2,88 2,80 12,59 2,27 5,73 32,68<br />
z Łukowa 4,51 3,23 2,62 8,45 1,91 6,50 27,22<br />
NIR 0.05<br />
0,37 0,21 n.i. 0,82 0,13 0,71 2,36<br />
osad<br />
świeży<br />
5,93 2,89 2,58 9,08 2,07 3,95 26,50<br />
osad kom-<br />
-postowany 4,99 3,22 2,84 11,96 2,10 8,28 33,40<br />
NIR 0.05<br />
0,37 0,21 0,19 0,82 n.i. 0,71 2,36<br />
Objaśnienie: n.i. – różnice pomiędzy wartościami średnimi nieistotne.<br />
Tabela 4. Średnie całkowitej zawartości oraz frakcji chromu (mg·kg -1 s.m.) w osadach ściekowych<br />
dla rodzaju osadu oraz procesu kompostowania<br />
Table 4. The average of total content and fraction of chromium (mg·kg -1 D.M.) in sewage sludge<br />
for kind of sludge as well as for composting process<br />
Frakcje<br />
Badany czynnik<br />
rozpuszczalna<br />
w wodzie<br />
wymienna<br />
węglanowa<br />
tlenkowa<br />
organiczna<br />
rezydualna<br />
Zawartość<br />
całkowita<br />
Rodzaj osadu<br />
ściekowego<br />
Proces komposto-wania<br />
osadów<br />
z Siedlec 0,352 0,017 0,166 13,098 8,709 6,119 28,461<br />
z Łukowa 3,624 0,447 2,078 139,355 47,466 64,950 257,919<br />
NIR 0.05<br />
0,187 0,020 0,103 6,619 2,248 2,756 11,724<br />
osad<br />
świeży<br />
2,595 0,309 1,254 71,517 27,715 34,719 138,108<br />
osad kom-<br />
-postowany<br />
1,382 0,155 0,989 80,936 28,460 36,350 148,272<br />
NIR 0.05<br />
0,187 0,020 0,103 6,619 n.i. n.i. n.i.<br />
Objaśnienie: n.i. – różnice pomiędzy wartościami średnimi nieistotne.<br />
15
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
Przedstawione wyniki badań własnych oraz dane podawane w literaturze, dotyczące<br />
form, w jakich nikiel i chrom występują w świeżych i kompostowanych osadach ściekowych,<br />
oraz ich mieszaninach z CaO oraz mineralnymi substancjami odpadowymi o dużej<br />
zawartości związków wapnia – np. popiołami z elektrowni, wskazują na niewielkie zagrożenie<br />
środowiska ich wpływem. Badane metale ciężkie w przeważającej ilości związane<br />
są z tlenkami żelaza i manganu oraz z substancją organiczną, co w znaczny sposób ogranicza<br />
ich mobilność w środowisku [Wilk, Gworek 2009, Ignatowicz i in. 2011].<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Dodatek popiołów z elektrowni do osadów ściekowych o małej zawartości niklu i chromu<br />
zwiększył zawartość tych metali ciężkich w otrzymanych mieszaninach. Po dodaniu<br />
tych popiołów do osadów o dość dużej zawartości chromu (z Łukowa) uzyskano<br />
mieszaniny o mniejszej zawartości tego metalu ciężkiego niż w samych osadach.<br />
2. W osadach ściekowych bez dodatków, a także w ich mieszaninach z CaO oraz z popiołami<br />
z węgla brunatnego i kamiennego, największy udział w całkowitej zawartości niklu<br />
stanowiła frakcja zaadsorbowana na tlenkach żelaza i manganu oraz rozpuszczalna<br />
w wodzie. Chrom w badanych materiałach występował głównie w postaci frakcji zaadsorbowanej<br />
na tlenkach, rezydualnej i organicznej. Zawartość mobilnych form chromu<br />
była znikoma.<br />
3. Proces kompostowania zwiększył całkowitą zawartość niklu i chromu w samych osadach<br />
oraz w ich mieszaninach z CaO, z popiołami z węgla brunatnego i kamiennego.<br />
Zmniejszył się natomiast procentowy udział niklu i chromu w postaci frakcji mobilnych,<br />
tj. rozpuszczalnej w wodzie i wymiennej. Jednocześnie najczęściej obserwowano<br />
zwiększenie udziału frakcji rezydualnej i organicznej obydwu metali ciężkich.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ANTONKIEWICZ J. 2009. Wykorzystanie popiołów paleniskowych do wiązania metali<br />
ciężkich występujących w glebie. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong>. 41:<br />
398–405.<br />
BIEŃ J., CHLEBOWSKA-OJRZYŃSKA M., ZABOCHNICKA-ŚWIĄTEK M. 2011. Ekstrakcja<br />
sekwencyjna w osadach ściekowych. Proceedings of ECOpole. 5, 1: 173–178.<br />
BJELKOVA M., VETROVCOVA M., GRIGA M., SKARPA P. 2011. Effect of sewage sludge<br />
in soil on Cd, Pb and Zn accumulation in the Linum usitatissimum L. Ecol. Chem. Eng.<br />
A. 18, 2: 265–274.<br />
BOGACZ A., CHODAK T., SZERSZEŃ L. 1995. Badania nad przydatnością popiołów lotnych<br />
z elektrowni Opole do zagospodarowania rolniczego. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />
Rol. 418: 671–676.<br />
16
Wpływ dodatku CaO i popiołów z elektrowni do osadów ściekowych oraz kompostowania...<br />
GAWDZIK J.I. 2010. Specjacja metali ciężkich w osadzie ściekowym na przykładzie wybranej<br />
oczyszczalni komunalnej. <strong>Ochrona</strong> Środowiska. 32, 4: 15–19.<br />
GONDEK K. 2006. Zawartość różnych form metali ciężkich w osadach ściekowych i kompostach.<br />
Acta Agroph. 8, 4: 825–838.<br />
GORLACH E., GAMBUŚ F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebie<br />
(nadmiar, szkodliwość, przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 275–296.<br />
GÓRECKI H. 1998. Nawozy mineralno-organiczne na bazie odpadów przemysłowych<br />
i rolniczych. Prace Nauk. AE we Wrocławiu. 792: 134–152.<br />
GRUCA-KRÓLIKOWSKA S., WACŁAWEK W. 2006. Metale w środowisku. Cz. II. Wpływ<br />
metali ciężkich na rośliny. Chemia – Dydaktyka – Ekologia – Metrologia. 11, 1–2: 41–56.<br />
IGNATOWICZ K., GARLICKA K., BREŃKO T. 2011. Wpływ kompostowania osadów ściekowych<br />
na zawartość wybranych metali i ich frakcji. Inżynieria Ekologiczna. 25: 231–241.<br />
JAKUBUS M., CZEKAŁA J. 2001. Heavy metal speciation in sewage sludge. Polish J.<br />
Environ. Stud. 10, 4: 245–250.<br />
KALEMBASA S., WYSOKIŃSKI A. 2004. Wpływ dodatku popiołów do osadów ściekowych<br />
oraz kompostowania otrzymanych mieszanin na zawartość miedzi i cynku w wydzielonych<br />
frakcjach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 825–830.<br />
KALEMBASA S., GODLEWSKA A., WYSOKIŃSKI A. 2008. Skład chemiczny popiołów<br />
z węgla brunatnego i kamiennego w aspekcie ich rolniczego zagospodarowania. Roczniki<br />
Gleboznawcze 59, 2: 93–97.<br />
KROGMANN U., BOYLES L.S., BAMKA W.J., CHAIPRAPAT S., MARTEL C.J. 1999. Biosolids<br />
and sludge management. Water Environment Research. 71: 692–714.<br />
LATOSIŃSKA J., GAWDZIK J. 2011. Analiza mobilności metali ciężkich z komunalnych<br />
osadów ściekowych z oczyszczalni ścieków w Sobkowie. Arch. Waste Management<br />
and Environ. Prot. 13, 2: 39–46.<br />
OBARSKA-PEMPKOWIAK H., BUTAJŁO W., STANISZEWSKI A. 2003. Możliwości przyrodniczego<br />
wykorzystania osadów ściekowych ze względu na zawartość metali ciężkich.<br />
W: Nowe spojrzenie na osady ściekowe – odnawialne źródła energii. Cz. I: Wyd.<br />
Polit. Częstochowskiej. 143–1<strong>53</strong>.<br />
ROSIK-DULEWSKA CZ. 2000. Sanitation of waste water sludge with mineral wastes as<br />
metals speciation forms. Arch. Envir. Prot. 26, 3: 29–42.<br />
ROSIK–DULEWSKA CZ. 2001. Metale ciężkie i ich frakcje w osadach ściekowych higienizowanych<br />
popiołem z węgla brunatnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 475: 349–356.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie katalogu odpadów z dnia 27 września<br />
2001 roku (Dz. U. <strong>nr</strong> 112, poz. 1206).<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie komunalnych osadów ściekowych<br />
z dnia 13 lipca 2010 roku (Dz. U. <strong>nr</strong> 137, poz. 924).<br />
SORIANO-DISLA J.M., GOMEZ I., GUERRERO C., JORDAN M.M., NAWARRO-PEDRE-<br />
NO J. 2008. Soil factors related to heavy metal bioavailability after sewage sludge ap-<br />
17
Andrzej Wysokiński, Stanisław Kalembasa<br />
plication. Fres. Environ. Bull. 17, 11a: 1839–1845.<br />
SZUMSKA M., GWOREK B. 2009. Metody oznaczania frakcji metali ciężkich w osadach<br />
ściekowych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41: 42–63.<br />
TESSIER A., CAMPBELL P.B.C., BISSON M. 1979. Sequential Extraction Procedure for<br />
the Speciation of Particulate Trace Metals. Analytical Chemistry 51, 7: 844–851.<br />
WILK M., GWOREK B. 2009. Metale ciężkie w osadach ściekowych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska<br />
i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 39: 40–59.<br />
18
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Jacek Sosnowski*, Kazimierz Jankowski*, Grażyna Anna Ciepiela*,<br />
Beata Wiśniewska-Kadżajan*, Janusz Deska*<br />
WPŁYW FITOHORMONÓW I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK AZOTU<br />
STOSOWANYCH W UPRAWIE FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ<br />
ŁĄKOWĄ NA LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW GLEBOWYCH<br />
IMPACT OF PHYTOHORMONES AND DIFFERENT NITROGEN DOSES<br />
USED IN CULTIVATION FESTULOLIUM BRAUNII WITH RED CLOVER<br />
ON THE NUMBERS OF SOIL MICROORGANISMS<br />
Słowa kluczowe: ogólna liczebność bakterii, ogólna liczebność promieniowców, ogólna<br />
liczebność grzybów, dawka azotu, hormony roślinne.<br />
Key words: total number of bacteria, the total number of actinomycetes, total number of<br />
fungi, nitrogen, dose phytohormones.<br />
Streszczenie<br />
Przeprowadzone badania dotyczyły liczebności mikroorganizmów zasiedlających warstwę<br />
próchniczną i podorną gleby spod uprawy mieszanek Festulolium braunii z koniczą łąkową,<br />
którą zasilano zróżnicowanymi dawkami azotu i biostymulatorem opartym na fitohormonach.<br />
Azot zastosowano na czterech poziomach: kontrola (bez azotu), 50, 100 i 150<br />
kg N·ha -1 , a biostymulator na dwóch poziomach: kombinacje bez preparatu i z preparatem.<br />
Materiał glebowy do przeprowadzenia oceny liczebności poszczególnych grup mikroorganizmów<br />
pobrano z każdego poletka eksperymentalnego jesienią (październik) w 2010 roku<br />
z poziomu próchnicznego (0–20 cm i warstwy podoranej (20–40 cm). Analizę prób glebowych<br />
na ogólną liczebność bakterii, promieniowców i grzybów przeprowadzono w Zakładzie<br />
Mikrobiologii Rolniczej IUNG-PIB w Puławach. Badania wykazały, że więcej kolonii<br />
bakterii, promieniowców i grzybów zasiedlało poziom próchniczny. Zastosowanie biostymulatora<br />
w uprawie spowodowało spadek ogólnej liczby kolonii wszystkich grup mikroorgani-<br />
* Dr inż. Jacek Sosnowski, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr. hab. Grażyna Anna<br />
Ciepiela, prof. nadzw., dr inż. Beata Wiśniewska-Kadżajan, dr Janusz Deska – Wydział<br />
Przyrodniczy, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14,<br />
08–110 Siedlce; e-mail: laki@uph.edu.pl<br />
19
Jacek Sosnowski i in.<br />
zmów glebowych. Zwiększanie dawki azotu mineralnego do 150 kg·ha -1 przyczyniło się do<br />
ograniczenia liczebność kolonii bakteryjnych a intensyfikowało rozwój grzybów glebowych.<br />
Promieniowce najliczniej zasiedlały glebę z poletek nawożonych dawką 50 i 150 kg N·ha -1 .<br />
Summary<br />
The study concerned the number of microorganisms colonizing the humus layer and the the<br />
soil under the cultivation of Festulolium braunii mixtures fed meadow with red clover supped<br />
with different nitrogen dose and with biostimulator based phytohormons. Nitrogen was applied<br />
at four levels: control (no nitrogen), 50, 100 and 150 kg N∙ha -1 . Biostimulator was used<br />
on two levers: combinations without preparation, and with preparation. Soil material to assess<br />
the number of individual groups of microorganisms was collected from each experimental<br />
plot in the autumn (October) 2010 from the humus level (0–20 cm) and from subsoil<br />
horizon (20–40 cm). Analysis of soil samples for a total number of bacteria, actinomycetes<br />
and fungi were done in the Department of Agricultural Microbiology IUNG-PIB in Pulawy.<br />
Studies have shown that more colonies of bacteria, actinomycetes and fungi was colonized<br />
the humus horizon. Application of biostimulator in the cultivation caused a decrease of the<br />
total number of colonies of all groups of soil microorganisms. Increasing doses of mineral<br />
nitrogen to 150 kg∙ha -1 caused the reduce of bacterial colonies number and intensified the<br />
development of soil fungi. Actinomycetes most often inhabited soil from plots fertilized with<br />
50 and 150 kg N∙ha -1 .<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Do głównych czynników wpływających na rozwój mikroflory glebowej należy zaliczyć:<br />
skład granulometryczny utworu glebowego, zawartość węgla organicznego, odczyn gleby,<br />
wilgotność gleby i jej temperaturę [Kucharski, Wyszkowska 2010]. Właściwości mikrobiologiczne<br />
mogą być także w różnym stopniu kształtowane sposobem użytkowania gleby<br />
[Kucharski, Wyszkowska 2001] oraz gatunkiem, odmianą i fazą rozwojową uprawianych<br />
roślin [Trasar-Cepeda i in. 1998; Jodełka i in. 2008; Skwarzyło-Bednarz 2008; Wyszkowska<br />
i in. 2009].<br />
Jak wynika z badań [Kucharski, Wyszkowska 2010; Jodełka i in. 2008, 2011] duże znaczenie<br />
w kształtowaniu liczebności poszczególnych grup mikroorganizmów mają także zabiegi<br />
agrotechniczne związane z zasilaniem upraw. Nasuwa się zatem pytanie, czy i w jakim<br />
stopniu traktowanie roślin biostymulatorami opartymi na hormonach wpływa na zasiedlanie<br />
środowiska glebowego kolonii bakterii, promieniowców i grzybów oraz jak kształtują<br />
się wzajemne relacje ilościowe tych drobnoustrojów. Według Matysiak i Adamczewskiego<br />
[2006], jednym z tego typu preparatów stosowanym w uprawach rolniczych i sadowniczych<br />
jest Kelpak, który wspomaga procesy przystosowywania się roślin do warunków stresowych<br />
i zwiększa ich odporność na suszę, braki składników odżywczych oraz zasolenie<br />
20
Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium...<br />
gleby. Ponadto według Matysiak i Adamczewskiego, korzystne działanie Kelpaka na rośliny<br />
przejawia się przede wszystkim zwiększeniem ich produkcyjności i jakości uzyskanego<br />
plonu. W literaturze podaje się [Verkleij 1992; Zodape 2001], że w wielu regionach świata,<br />
hormony roślinne stosowane są w uprawach ryżu, zbóż, rzepaku, kukurydzy, ziemniaków,<br />
buraków, lucerny, łubinu, soi, bawełny, trzciny cukrowej, tytoniu, winorośli oraz wielu warzyw<br />
i owoców.<br />
Celem pracy było określenie liczebności bakterii, promieniowców i grzybów zasiedlających<br />
warstwę próchniczną i podorną gleby spod uprawy mieszanek Festulolium braunii<br />
z koniczyną łąkową, zasilanych biostymulatorem Klepak i zróżnicowaną dawką azotu.<br />
2. METODYKA<br />
Materiał glebowy poddany analizie mikrobiologicznej pochodził z doświadczenia poletkowego<br />
z uprawą Festulolium braunii – odmiana Felopa (70%) w mieszańce z Trifolium<br />
pratense – odmiana Parada (30%). Doświadczenie założono w kwietniu roku 2007<br />
w układzie losowanych bloków w 3 powtórzeniach, na obiekcie doświadczalnym Katedry<br />
Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni UPH w Siedlcach (współrzędne geograficzne:<br />
52.169°N, 22.280°E). Podłoże pod doświadczenie stanowiła gleba rzędu kulturoziemnych,<br />
typu hortisole, wytworzona z piasku słabo gliniastego (tab. 1).<br />
Na podstawie analizy wykonanej w Okręgowej Stacji Chemicznej w Wesołej stwierdzono,<br />
że gleba spod badanych upraw odznaczała się odczynem obojętnym (tab. 2), dużą<br />
zawartością próchnicy, fosforu i magnezu oraz średnią zawartością przyswajalnych form<br />
potasu, azotu ogólnego, azotanowego i amonowego.<br />
Tabela 1. Skład granulometryczny gleby stanowiącej podłoże pod doświadczenie<br />
Table 1. Grain composition of soil used as a subsoil in experiment<br />
Procentowy udział frakcji ziemistych (średnica w mm)<br />
suma suma Grupa<br />
1–0,1 0,1–0,05 0,05–0,02 0,02–0,06 0,06–0,002
Jacek Sosnowski i in.<br />
Powierzchnia poletka eksperymentalnego wynosiła 6 m 2 . W roku siewu prowadzono<br />
jedynie pokosy odchwaszczające. Okres pełnego, trzykośnego użytkowania obiektów doświadczalnych<br />
przypadał na lata 2008–2010.<br />
Pierwszym elementem doświadczalnym było nawożenie azotem w czterech poziomach:<br />
A1 – kontrola (bez azotu), A2 – nawożenie 50 kg N·ha -1 , A3 – nawożenie 100 kg<br />
N·ha -1 , A4 – nawożenie 150 kg N·ha -1 . Azot (34% saletra amonowa) zastosowano w trzech<br />
dzielonych dawkach, wysiewanych kolejno na każdy odrost.<br />
Drugi element doświadczenia polegał na zastosowaniu biostymulatora o nazwie handlowej<br />
Kelpak SL. Doświadczenie to obejmowało dwa etapy: B1 – obiekt kontrolny (bez<br />
biostymulatora), B2 – biostymulator zastosowany w dawce 2l·ha -1 , rozcieńczony w 350 l<br />
wody. Preparat stosowano na wszystkie odrosty w formie oprysku.<br />
Kelpak jest regulatorem wzrostu, w skład którego wchodzą naturalne hormony roślinne,<br />
tj. auksyny (11 mg∙l -1 ) i cytokininy (0,03 mg∙l -1 ). Wytwarza się go z brunatnicy Ecklonia<br />
maxima (z ang. kelp), wydobywanej u wybrzeży Afryki Południowej.<br />
Ponadto na wszystkich poletkach zastosowano potas (60% sól potasowa), który podobnie<br />
jak nawożenie azotowe, użyto na odrosty w ilości 120 kg K 2<br />
O·ha -1 rocznie. Natomiast<br />
fosfor (46% superfosfat) w dawce 80 kg P 2<br />
O 5·ha -1 rocznie wysiano jednorazowo wiosną.<br />
Próbki glebowe pobrano z każdego poletka jesienią (październik) 2010 roku, z dwóch<br />
poziomów: C1 – warstwy próchnicznej (0–20 cm), C2 – warstwy podorannej (20–40 cm).<br />
Analizę prób na ogólną liczebność bakterii, promieniowców i grzybów przeprowadzono<br />
w Zakładzie Mikrobiologii Rolniczej IUNG-PIB w Puławach. Stosowano metody i jednostki<br />
oznaczeń mikrobiologicznych:<br />
1) ogólną liczebność bakterii i promieniowców [10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby] oznaczono według<br />
metody Wallace i Lockhead [1950],<br />
2) ogólną liczebność grzybów [10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby] oznaczono według metody Martina<br />
[1950].<br />
Uzyskane wyniki poddano ocenie statystycznej, wykonując analizę wariancji. Zróżnicowanie<br />
średnich weryfikowano testem Tukey’a, przy poziomie istotności p≤ 0,05.<br />
Warunki klimatyczne obszaru prowadzenia badań były typowe dla IX, wschodniej<br />
dzielnicy rolniczo-klimatycznej Polski. Średnia roczna temperatura powietrza waha się tu<br />
w granicach 6,7–6,9°C, a w okresie letnim średnia dobowa temperatura wynosi 15°C. Opady<br />
roczne kształtują się na poziomie 550–650 mm, przy czym nie należą one do częstych,<br />
lecz obfitych. Okres wegetacyjny rozpoczyna się w pierwszej dekadzie kwietnia i kończy<br />
w trzeciej października, a więc trwa od 200 do 220 dni. Dane meteorologiczne z lat prowadzenia<br />
badań uzyskano ze Stacji Hydrologiczno-Meteorologicznej w Siedlcach. W celu<br />
określenia czasowej i przestrzennej zmienności elementów meteorologicznych oraz ich<br />
wpływu na przebieg wegetacji roślin obliczono natomiast współczynnik hydrometryczny<br />
Sielianinowa.<br />
22
Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium...<br />
Z danych przedstawionych w tabeli 3 wynika, że najkorzystniejszy rozkład i wielkość<br />
opadów, przy optymalnych temperaturach powietrza przypadających na okres<br />
wegetacyjny roślin, charakteryzował rok 2009. W roku tym nie występowały miesiące posuszne.<br />
Z kolei w pozostałych latach użytkowania eksperymentu odnotowano miesiące<br />
z silną i słabą posuchą.<br />
Tabela 3. Wartość współczynnika hydrometrycznego Sielianinowa (K) w poszczególnych miesiącach<br />
okresu wegetacyjnego i latach użytkowania<br />
Table 3. Value of hydrometrical index of Sielianinow (K) in individual months o vegetation<br />
Miesiąc<br />
Rok<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
2008 0,82 1,34 1,08 1,23 0,54 0,69 1,72<br />
2009 1,03 2,24 1,03 1,26 1,36 1,01 1,73<br />
2010 0,40 2,21 1,19 1,18 1,79 2,81 0,<strong>53</strong><br />
Objaśnienia: K < 0,5 silna posucha; 0,51 – 0,69 posucha; 0,70 – 0,99 słaba posucha.<br />
3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA<br />
Według Kandele i Murer [1993] oraz Compant i in. [2005] wśród wielu funkcji organizmów<br />
glebowych do najważniejszych należy rozkład i mineralizacja resztek pożniwnych.<br />
Czaban i Wróblewska [2005] natomiast podkreślają ich rolę w detoksykacji różnych substancji<br />
zanieczyszczających glebę, a Compant i in. [2005] zwracają uwagę na ograniczenie<br />
szkodników i patogenów wynikające z występowania mikroflory zasiedlającej środowisko<br />
glebowe.<br />
Z danych przedstawionych w tabelach 4–6 wynika, że w badanym środowisku glebowym<br />
zaznaczyło się wyraźne zróżnicowanie liczby drobnoustrojów pod wpływem zastosowanych<br />
czynników doświadczalnych. Analiza ilościowa przeprowadzona dla poziomów<br />
pobrania materiału glebowego wskazuje, że istotnie więcej kolonii bakterii, promieniowców<br />
i grzybów zasiedlało poziom próchniczny. W warstwie tej, niezależnie od dawki azotu<br />
i zastosowanego biostymulatora, znajdowało się średnio o 24% więcej bakterii, 26% promieniowców<br />
i 23% grzybów. Z kolei badania Skwaryło-Bednarz [2008], dotyczące oceny<br />
właściwości biologicznych gleby pod uprawą szarłatu, dowodzą, że większa liczebność<br />
drobnoustrojów występowała w warstwie próchnicznej. Na głębokości od 20 do 40 cm autorka<br />
odnotowała spadek liczebności bakterii i promieniowców o ponad 54% oraz ponad<br />
67% grzybów. Na uwagę zasługuje fakt, że jak wynika z cytowanych badań, liczebność<br />
drobnoustrojów w poszczególnych warstwach zależała również od odmiany rośliny uprawnej<br />
i pory roku. W próbach jesiennych niezależnie od czynników doświadczalnych występowała<br />
znacznie większa liczebność mikroflory w porównaniu z próbami wiosennymi, co<br />
łączyło się z większą ilością opadów atmosferycznych w tym okresie.<br />
23
Jacek Sosnowski i in.<br />
Tabela 4. Ogólna liczebność bakterii (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu, biostymulatora<br />
i poziomu glebowego<br />
Table 4. The total number of bacteria (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen,<br />
biostimulator and the soil level<br />
Czynniki i obiekty<br />
Poziom (C)<br />
X<br />
dawka azotu (A) biostymulator (B) C1 C2<br />
B1 32,58 27,43 30,17<br />
A1<br />
B2 93,33 76,67 85,00<br />
A1 63,12 52,05 57,59<br />
B1 185,64 124,09 154,87<br />
A2<br />
B2 29,16 23,67 26,42<br />
A2 107,40 73,88 90,54<br />
B1 1<strong>53</strong>,52 117,87 135,70<br />
A3<br />
B2 38,83 29,56 34,20<br />
A3 96,18 73,72 84,95<br />
B1 52,44 40,76 46,60<br />
A4<br />
B2 48,77 39,80 44,29<br />
A4 50,61 40,28 45,44<br />
B1 106,13 77,54 91,83<br />
B<br />
B2 52,52 42,43 47,47<br />
X 79,33 59,98 –<br />
NIR 0,05<br />
dla: A – 24,12.; B – 43,30; C – 19,30; AxB – 49,82; AxC – r.n.; BxC – 52,50; AxBxC – 56,03<br />
Objaśnienie: – nie dotyczy.<br />
Przeprowadzone oznaczenia mikrobiologiczne wykazały, że aplikacja biopreparatu<br />
w uprawie Festulolium braunii z koniczyną łąkową spowodowała ponad 48% redukcję liczebności<br />
bakterii glebowych, 16% promieniowców i ponad 26% grzybów. Natomiast wyniki<br />
badań Wyszkowskiej i in. [2000], dotyczące wpływu fitohormonów na liczebność bakterii,<br />
promieniowców i grzybów, wskazują, że poszczególne grupy drobnoustrojów różnie<br />
reagowały na aplikację roślinnych związków hormonalnych. Jedynie zastosowanie kwasu<br />
giberelinowego powodowało wzrost liczebności koloni bakteryjnych w stosunku do kontroli.<br />
Kwas indolilomasłowy, α-naftylooctowy, triacontanol i benzyloadenina istotnie ograniczały<br />
rozwój tych organizmów. Promieniowce najkorzystniej reagowały na kwas indolilomasłowy,<br />
grzyby natomiast na traktowanie benzyloadeniną. Na uwagę zasługuje, że zastosowane<br />
w przytaczanych badaniach hormony w najmniejszym stopniu ograniczały liczebność<br />
grzybów, czego nie potwierdzono w badaniach własnych.<br />
Wielu autorów [Barabasz i Smyk 1997; Wyszkowska 2002; Jodełka i in. 2011] w swoich<br />
opracowaniach podkreśla wpływ nawożenia mineralnego na życie mikroflory glebowej,<br />
24
Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium...<br />
co znajduje odzwierciedlenie w jej liczebności. Największą liczebność bakterii (średnio<br />
87,75 ∙10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) stwierdzono w próbach pobranych z poletek nawożonych azotem<br />
w dawce 50 i 100 kg N·ha -1 . Zwiększenie dawki do 150 N·ha -1 – na obiekcie A4 ograniczyło<br />
rozwój tych organizmów, a spowodowało intensywny przyrost koloni grzybów. Potwierdzono<br />
to w publikacjach Jodełki i in. [2008, 2011]. Przeprowadzone badania wykazały<br />
ponadto, że promieniowce – niezależnie od zastosowanego biostymulatora i poziomu pobrania<br />
prób – najliczniej rozwijały się w glebie z poletek zasilanych 50 i 150 kg N·ha -1 , a ich<br />
liczebność wahała się w granicach od 29,46 do 33,07 ∙10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby (tab. 5) i była<br />
o ponad 20% większa od ogólnej liczby kolonii odnotowanej w materiale globowym pochodzącym<br />
z obiektów kontrolnych i nawożonych 100 kg N·ha -1 .<br />
Tabela 5. Ogólna liczebność promieniowców (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu,<br />
biostymulatora i poziomu glebowego<br />
Table 5. The total number of actinomycetes (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen,<br />
biostimulator and the soil level<br />
Czynniki i obiekty<br />
Poziom (C)<br />
X<br />
dawka azotu (A) biostymulator (B) C1 C2<br />
B1 24,92 18,34 21,63<br />
A1<br />
B2 29,12 20,99 25,06<br />
A1 27,02 16,67 23,34<br />
B1 47,97 30,67 39,32<br />
A2<br />
B2 30,44 23,18 26,81<br />
A2 39,21 26,93 33,07<br />
B1 23,56 17,83 20,70<br />
A3<br />
B2 31,17 24,56 27,87<br />
A3 27,37 21,20 24,28<br />
B1 42,18 34,41 38,30<br />
A4<br />
B2 24,27 16,98 20,63<br />
A4 33,23 25,70 29,46<br />
B1 34,66 25,31 29,99<br />
B<br />
B2 28,75 21,43 25,09<br />
X 31,70 23,37 –<br />
NIR 0,05<br />
dla: A – 5,14; B – 4,80; C – 8,24; AxB – 11,50; AxC – 22,70; BxC – 8,97; AxBxC – 4,13<br />
Objaśnienie: – nie dotyczy.<br />
Z produkcyjnego punktu widzenia ważną właściwością mikroorganizmów jest tworzenie<br />
układów symbiotycznych z roślinami [Martyniuk 2002, 2009]. Najwnikliwiej przebadanym<br />
przykładem symbiozy jest współżycie bakterii brodawkowych (rizobiów) z roślinami<br />
25
Jacek Sosnowski i in.<br />
motylkowatymi. Wymiana składników odżywczych po miedzy partnerami tej symbiozy odbywa<br />
się w brodawkach korzeniowych, w których rizobia przekazują roślinie azot pobrany<br />
z atmosfery. W zamian za to pobierają węglowodany jako źródło energii niezbędnej bakteriom<br />
do przeprowadzania procesu redukcji azotu atmosferycznego. Proces ten jest wiec<br />
bardzo korzystny zarówno z ekologicznego, jak i rolniczego punktu widzenia, ponieważ<br />
przyczynia się do ograniczenia nawożenia azotem. Innym rodzajem symbiozy jest mikoryza,<br />
czyli symbioza wielu gatunków grzybów glebowych z korzeniami roślin. W tym przypadku<br />
grzyb mikoryzowy ułatwia partnerowi pobierania wody i soli mineralnych, a także<br />
chroni korzenie roślin przed grzybami chorobotwórczymi [Martyniuk 2011].<br />
Tabela 6. Ogólna liczebność grzybów (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności dawki azotu, biostymulatora<br />
i poziomu glebowego<br />
Table 6. The total number of fungi (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the dose of nitrogen, biostimulator<br />
and the soil level<br />
Czynniki i obiekty<br />
Poziom (C)<br />
X<br />
dawka azotu (A) biostymulator (B) C1 C2<br />
B1 16,87 9,65 13,26<br />
A1<br />
B2 6,84 4,29 5,57<br />
A1 11,86 6,97 9,41<br />
B1 29,65 21,87 25,76<br />
A2<br />
B2 18,67 15,45 17,06<br />
A2 24,16 18,66 21,41<br />
B1 24,32 18,76 21,54<br />
A3<br />
B2 20,<strong>53</strong> 17,34 18,94<br />
A3 22,43 18,05 20,24<br />
B1 36,10 29,78 32,94<br />
A4<br />
B2 30,54 23,16 26,85<br />
A4 33,32 26,47 29,90<br />
B1 26,74 20,02 23,38<br />
B<br />
B2 19,15 15,06 17,10<br />
X 22,94 17,54 –<br />
NIR 0,05<br />
dla: A – 8,37; B – 6,24; C – 5,37; AxB – 6,02; AxC – 7,78; BxC – 11,08; AxBxC – 6,48<br />
Objaśnienie: – nie dotyczy.<br />
Należy zatem przyjąć, że to mikroorganizmy glebowe dzięki procesom transformacji<br />
materii organicznej w znacznym stopniu są odpowiedzialne za dostępność składników pokarmowych<br />
dla roślin, dlatego duża liczebność, aktywność i różnorodność drobnoustrojów<br />
jest warunkiem dobrej jakości i produktywności gleby [Smith, Paul 1990; Doran, Parkin<br />
1994; Marinari i in. 2006; Masto i in. 2006]. Zdaniem Wyszkowskiej [2002] i Skwaryło-Bed-<br />
26
Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium...<br />
narz [2008] dobrym wskaźnikiem określającym jakość i żyzność gleby jest stosunek liczebności<br />
bakterii i promieniowców do liczebności grzybów – BiP/G. Wyższe wartości tego parametru<br />
informują o stosunkowo słabszym rozwoju grzybów, natomiast mniejsze świadczą<br />
o ich silnym udziale. Ze względu na fitopatogenne i toksynotwórcze właściwości grzybów<br />
ich wzmożony rozwój jest zjawiskiem niekorzystnym z punktu widzenia żyzności i urodzajności<br />
gleby [Bis 2002, 2006; Wielgosz, Szember 2006; Gajda i in. 2010]. Na uwagę zasługuje,<br />
że najkorzystniejsze wartości BiP/G (tab. 7), niezależnie od poziomu pobrania wynoszące<br />
średnio 20,33, otrzymano dla prób glebowych pochodzących z obiektów bez azotu<br />
– A1, zasilanych jedynie fitohormonami. Wzrastające dawki azotu obniżały wartość wskaźnika,<br />
ograniczając tym samym efekt biostymulatora. Należy zauważyć, że najniższy BiP/G<br />
kształtujący się na poziomie 2,50 uzyskano dla próbek pobranych z obiektów nawożonych<br />
azotem w ilości 150 kg na ha.<br />
Tabela 7. Stosunek bakterii i promieniowców do grzybów (10 7 jtk∙g -1 s.m. gleby) w zależności<br />
dawki azotu, biostymulatora i poziomu glebowego<br />
Table 7. The ratio of bacteria and actinomycetes to fungi (10 7 jtk∙g -1 s.m. soil), depending on the<br />
dose of nitrogen, biostimulator and the soil level<br />
Czynniki i obiekty<br />
Poziom (C)<br />
X<br />
dawka azotu (A) biostymulator (B) C1 C2<br />
B1 3,59 4,74 4,17<br />
A1<br />
B2 17,90 22,76 20,33<br />
A1 10,75 13,75 12,25<br />
B1 7,65 7,08 7,37<br />
A2<br />
B2 3,19 3,03 3,11<br />
A2 5,42 5,06 5,24<br />
B1 7,28 7,23 7,26<br />
A3<br />
B2 3,40 3,12 3,26<br />
A3 5,35 5,18 5,27<br />
B1 2,62 2,52 2,58<br />
A4<br />
B2 2,46 2,45 2,46<br />
A4 2,54 2,49 2,52<br />
B1 5,27 5,13 5,20<br />
B<br />
B2 4,24 4,19 4,22<br />
X 4,76 4,66 –<br />
NIR 0,05<br />
dla: A – 4,37; B – r.n.; C – r.n.; AxB – 6,02; AxC – r.n.; BxC – r.n.; AxBxC – 6,41<br />
Objaśnienie: – nie dotyczy.<br />
Zastosowanie biostymulatora i głębokość pobrania materiału glebowego nie wpływała<br />
istotnie na zróżnicowanie omawianej cechy w obrębie tej kombinacji nawozowej. Prze-<br />
27
Jacek Sosnowski i in.<br />
prowadzona analiza statystyczna wykazała ponadto, że niezależnie od pozostałych czynników<br />
doświadczalnych poziom pobrania gleby nie wpływał istotnie na kształtowanie się<br />
ilorazu sumy liczby bakterii i promieniowców do grzybów (tab. 7). Tendencja ta nie korespondowała<br />
z wynikami prezentowanymi w innych pracach [Skwaryło-Bednarz 2008],<br />
w których udowodniono istotny statystycznie spadek wartości BiP/G dla prób glebowych<br />
pochodzących z głębszych warstw profilu glebowego.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Zastosowanie biostymulatora opartego na fitohormonach w uprawie Festulolium<br />
braunii z koniczyną łąkową spowodowało spadek ogólnej liczby kolonii wszystkich<br />
grup mikroorganizmów glebowych, ale nie miało istotnego wpływu na jakość i żyzność<br />
gleby wyrażoną stosunkiem liczebności bakterii i promieniowców do grzybów<br />
– BiP/G.<br />
2. Zwiększanie dawki azotu mineralnego do 150 kg·ha -1 przyczyniło się do intensywniejszego<br />
rozwoju grzybów glebowych a ograniczyło liczebność kolonii bakteryjnych co<br />
przełożyło się na spadek wartości BiP/G.<br />
3. Materiał glebowy pobrany z poziomu próchnicznego odznaczał się większą liczebnością<br />
bakterii, promieniowców i grzybów w stosunku do ich liczebności w próbach glebowych<br />
z warstwy podornej. Poziom pobrania gleby nie wpływał istotnie na wartość<br />
stosunku bakterii i promieniowców do grzybów.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BARABASZ W., SMYK B. 1997. Mikroflora gleb zmęczonych. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />
Roln. 452: 37–50.<br />
BIS H. 2002. Występowanie grzybów toksynotwórczych w środowisku glebowym. Aktywność<br />
drobnoustrojów w różnych środowiskach, Katedra Mikrobiologii AR w Krakowie, 35–42.<br />
BIS H. 2006. Uzdolnienia do produkcji mikotoksyn grzybów wyizolowanych z gleb Krakowa<br />
i jego okolic. Zesz. Nauk. Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu, Rol. LXXXIX,<br />
546: 43–50.<br />
COMPANT S., DUFFY B., NOWAK J., CLEMENT CH., BARKA A. 2005. Use of plant<br />
growth-promoting bacteria for biocontrol of plant diseases: principles, mechanisms of<br />
action, and future prospects. Appl. Environ. Microbiol. 71: 4951–4959.<br />
CZABAN J., WRÓBLEWSKA B. 2005. Microbial transformation of cadmium in two soils<br />
differing in organic matter content and texture. Pol. J. Environ. Stud. 14: 727–737.<br />
DORAN J.W., PARKIN T.B. 1994. Defining and assessing soil quality. [w]: Defining soil<br />
quality for a sustainable environment. Red. J.W. Doran, D.C. Coleman, D.E. Bezdicek,<br />
B.A. Stewart. Soil Science Society of America, Madison, 3–21.<br />
28
Wpływ fitohormonów i zróżnicowanych dawek azotu stosowanych w uprawie Festulolium...<br />
GAJDA A.M., PRZEWŁOKA B., GAWRYJOŁEK K. 2010. Ocena oddziaływania systemu<br />
uprawy roli na środowisko glebowe na podstawie zmian parametrów mikrobiologicznej<br />
aktywności gleby. Nauka Przyroda Technologie 4(6): 1–11.<br />
JODEŁKA J., JANKOWSKI K., JAKUBCZAK A. 2008. Sezonowe zmiany liczebności drobnoustrojów<br />
w strefie ryzosferowej łąki nawożonej doglebowo i dolistnie. Łąkarstwo<br />
w Polsce 11: 67–76.<br />
JODEŁKAL J., JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J. 2011. Effect of nitrogen fertilization on<br />
microbial properties of meadow soil. Romanian Agricultural Research 28: 181–186.<br />
KANDELE E., MURER E. 1993. Aggregate stability and soil microbial processes in a soil<br />
with different cultivation. Geoderma 56: 503–513.<br />
KUCHARSKI J., WYSZKOWSKA J. 2010. Oddziaływanie rolnictwa na właściwości mikrobiologiczne<br />
gleb. Studia i Rozprawy IUNG-PIB. Oddziaływanie rolnictwa na środowisko<br />
przyrodnicze w warunkach zmian klimatu. 19: 37–<strong>53</strong>.<br />
MARINARI S., MANCINELLI R., CAMPIGLIA E., GREGO S. 2006. Chemical and biological<br />
indicators of soil quality in organic and conventional farming systems in Italy. Ecol.<br />
Indic. 6: 701–711.<br />
MARTIN J.P. 1950. Use of acid, rose bengal and streptomycin in the plate method for estimating<br />
soil fungi. Soil Science 69: 215–232.<br />
MARTYNIUK S. 2002. Systemy biologicznego wiązania azotu. Nawozy i Nawozenie/Fertilizers<br />
and Fertilization 1: 264–277.<br />
MARTYNIUK S. 2009. Wytwarzanie preparatów mikrobiologicznych na przykładzie bakterii<br />
symbiotycznych roślin motylkowatych. J. Res. Appl. Agrict. Eng. 55, 20–23.<br />
MARTYNIUK S. 2011. Skuteczne i nieskuteczne preparaty mikrobiologiczne stosowane<br />
w ochronie i uprawie roślin oraz rzetelne i nierzetelne metody ich oceny. Post. Mikrobiol.<br />
50(4): 321–328.<br />
MASTO R.E., CHHONKAR P.K., SINGH D., PATRA A.K. 2006. Changes in soil biological<br />
and biochemical characteristics in long-term field trial on a sub-tropical inceptisol. Soil<br />
Biol. Biochem. 38: 1577–1584.<br />
MATYSIAK K., ADAMCZEWSKI K. 2006. Wpływ bioregulatora klepak na plonowanie roślin<br />
uprawnych. Progress in Plant Protection / Postępy w Ochronie Roślin 46(2): 102–108.<br />
SKWARYŁO-BEDNARZ B. 2008. Ocena właściwości biologicznych gleby pod uprawą<br />
szarłatu (Amaranthus cruentus L.) Acta Agrophysica 12(2): 527–<strong>53</strong>4.<br />
SMITH J.L., PAUL E.A. 1990. The significance of soil microbial biomass estimations. [w]:<br />
Soil Biochemistry. Red. J. Bollag, G. Stotzky. Dekker, New York, 357–396.<br />
TRASAR-CEPEDA C., LEIROS M.C., GIL-SOTRES F. 1998. Toward a biochemical quality<br />
index for soils. An expression relating several biological and biochemical properties.<br />
Boil. Fertil. Soils 26: 100–106.<br />
VERKLEIJ F.N. 1992. Seaweed extracts in agriculture and horticulture: a review. Biol. Agric.<br />
Hortic. 8: 309–324.<br />
29
Jacek Sosnowski i in.<br />
WELLACE R., LOCKHEAD A. 1950.Qualitative studies of soil microorganisms. Aminoacid<br />
requirements of rhizosphere bacteria. Can. J. Research, sectio C, 28: 1–6.<br />
WIELGOSZ E., SZEMBER A. 2006. Wpływ wybranych roślin na liczebność i aktywność<br />
drobnoustrojów glebowych. Ann. UMCS, Sect. E, 61: 107–119.<br />
WYSZKOWSKA J., KUCHARSKI J., NOWAK G. 2000. Role of phytohormones and their<br />
precursors in modifying of enzymatic activity of soil and number of microorganisms.<br />
Natur. Sci. 7: 17–30.<br />
WYSZKOWSKA J. 2002. Biologiczne właściwości gleb zanieczyszczonych chromem sześciowartościowym.<br />
Rozprawy i Monografie, UWM Olsztyn, 65: 1–134.<br />
WYSZKOWSKA J., KUCHARSKI J., JANKOWSKI K., KIJEWSKI Ł. 2009. Wpływ resztek<br />
podzbiorowych na aktywność enzymów glebowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. <strong>53</strong>7:<br />
403–412.<br />
ZODAPE ST. 2001. Seaweeds as a biofertilizer. J. Sci. Industrial Res. 60: 5: 378–382.<br />
30
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Artur Szwalec*, Paweł Mundała*<br />
ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn i Cu W WARZYWACH KORZENIOWYCH<br />
UPRAWIANYCH W WYBRANYCH OGRODACH DZIAŁKOWYCH<br />
KRAKOWA<br />
CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN ROOT VEGETABLES<br />
CULTIVATED IN KRAKOW CITY ALLOTMENT GARDENS<br />
Słowa kluczowe: ogródki działkowe, metale ciężkie, warzywa.<br />
Key words: allotment gardens, heavy metals, vegetables.<br />
Streszczenie<br />
W pracy dokonano oceny zawartości takich pierwiastków, jak Cd, Pb, Zn i Cu w korzeniach<br />
spichrzowych marchwi, pietruszki i selerów, uprawianych w wybranych ogrodach działkowych<br />
Krakowa. Oznaczone zawartości Cd w trzech z dwunastu pobranych prób warzyw<br />
przekraczały wartości dopuszczalne podane w rozporządzeniu Komisji Unii Europejskiej<br />
Nr 420/2011 [2011]. Wszystkie próby charakteryzowała dopuszczalna zawartość Pb. Zawartości<br />
Zn i Cu utrzymywały się natomiast w zakresach fizjologicznych dla roślin. Spośród<br />
wszystkich badanych pierwiastków tylko zawartość Zn w glebie jednego z ogrodów przekroczyła<br />
stężenie dopuszczalne podawane w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002].<br />
Summary<br />
Contents of Cd, Pb, Zn & Cu were determinated in root vegetables (carrot, parsley, celery<br />
and beet) cultivated Krakow allotment gardens. Three of twelve cadmium contents exceeded<br />
European Union Commission Regulation (RKUE) Nr 420/2011 [2011]. According to lead<br />
all samples fulfilled RKUE. Zinc and copper were at plant physiological levels. Only one soil<br />
sample exceeded Regulation of Polish Ministry of Environment (RMS) [2002].<br />
* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała – Katedra Ekologii, Klimatologii i <strong>Ochrony</strong><br />
Powietrza – Wydział Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Rolniczy im.<br />
H. Kołłątaja w Krakowie, Al. A. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; tel.: 12 607 76 20 35;<br />
e-mail: rmszwale@cyf-kr.edu.pl, rmmundal@cyf-kr.edu.pl<br />
31
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
1. Wprowadzenie<br />
Na zanieczyszczenie środowiska są szczególnie narażone tereny silnie uprzemysłowione<br />
i duże ośrodki miejskie. Uprawiane w tych rejonach rośliny mogą nagromadzić w swoich<br />
tkankach duże ilości pierwiastków śladowych, w tym metali ciężkich – Cd, Pb, Zn i Cu.<br />
Największe możliwości gromadzenia tych pierwiastków wykazują warzywa, gromadząc je<br />
przez system korzeniowy z gleby, a także w wyniku ich opadania na powierzchnię roślin.<br />
Przechodzenie każdego z wymienionych wyżej pierwiastków śladowych do wyższego<br />
ogniwa łańcucha pokarmowego powoduje ich koncentrację, a wskutek tego stałe nagromadzanie,<br />
aż do ostatniego ogniwa łańcucha pokarmowego, którym jest człowiek [Gorlach,<br />
Gambuś 2000].<br />
Skutki zdrowotne regularnego spożywania, nawet wraz z zanieczyszczonymi roślinami<br />
uprawnymi, śladowych ilości metali ciężkich mogą ujawniać się po wielu latach [Sady<br />
2001]. Bardzo ważne wydaje się zatem być określenie stanu zanieczyszczenia środowiska<br />
przyrodniczego metalami ciężkimi, a w szczególności oznaczenie zawartości tych pierwiastków<br />
w roślinach konsumpcyjnych uprawianych w rejonach podlegających obecnie lub<br />
w przeszłości intensywnej antropopresji.<br />
Celem niniejszego opracowania była ocena zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi<br />
w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych ogrodach działkowych Krakowa.<br />
2. Metodyka badań<br />
Badania terenowe przeprowadzono jesienią w 2009 roku, na terenie ogrodów działkowych<br />
znajdujących się w Krakowie. Wybrano trzy obiekty badawcze zlokalizowane w różnych<br />
rejonach miasta. Były to: ogrody działkowe przy ul. Ptaszyckiego (wschodnia część<br />
miasta), Pracowniczy Ogród Działkowy „Zakole Wisły” przy ul. Nowohuckiej (południowa<br />
część miasta) oraz ogród działkowy przy ul Armii Krajowej (zachodnia część miasta).<br />
W każdym z ogrodów działkowych z losowo wybranych działek i grządek pobierano po<br />
pięć prób pierwotnych roślin i gleb, które po zhomogenizowaniu stanowiły w odniesieniu do<br />
warzyw uśrednioną próbę o masie około 1000 g ś.m., a w odniesieniu do gleb uśrednioną<br />
próbę o masie ok. 500 g ś.m. Wszystkie rośliny zbierano w stadium dojrzałości konsumpcyjnej,<br />
tj. we wrześniu.<br />
Do analizy pobierano najczęściej uprawiane warzywa korzeniowe, tj. marchew, pietruszkę,<br />
seler i buraka ćwikłowego. Pobrane rośliny dokładnie myto w strumieniu bieżącej wody,<br />
a następnie krojono w plastry. Po wysuszeniu do powietrznie suchej masy warzywa zmielono<br />
w młynku wysokoobrotowym, a próby gleb rozdrobniono w moździerzu i przesiano przez<br />
sito o średnicy oczek 1 mm. Do analizy pobrano 10 g powietrznie suchego i jednorodnego<br />
materiału roślinnego oraz 3 g jednorodnego materiału glebowego. Próby naważano z dokładnością<br />
do 0,0001g. W tak przygotowanym materiale przeprowadzono mineralizację suchą<br />
32
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych...<br />
(w temperaturze 460°C, w piecu muflowym, z roztwarzaniem HNO 3<br />
i ekstrakcją HCl) w odniesieniu<br />
do roślin oraz mineralizację na mokro (mieszanina stężonych kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
)<br />
w odniesieniu do gleb [Ostrowska i in. 1991]. Kadm, ołów, cynk i miedź oznaczono metodą<br />
płomieniową atomowej spektrometrii absorpcyjnej, na aparacie Solaar M6 firmy Unicam.<br />
3. Wyniki badań i dyskusja<br />
Ogrody działkowe zakładane w obrębie dużych miast są wykorzystywane nie tylko do<br />
rekreacji, ale również dostarczają warzyw i owoców działkowiczom i ich rodzinom. Brak<br />
wolnych terenów przydatnych rolniczo spowodował, że zagospodarowywane w ten sposób<br />
były tereny przyfabryczne, nieużytki przy szlakach komunikacyjnych o dużym ruchu, a nawet<br />
obszary położone w strefach ochronnych. Ogrody działkowe w miarę rozwoju zabudowy<br />
miast znalazły się w ich centrach i w zasięgu oddziaływań źródeł emisji przemysłowych,<br />
komunalnych i komunikacyjnych, powodujących nieraz duże zanieczyszczenie gleb<br />
i roślin metalami ciężkimi [Gontarz, Dmowski 2004, Bielińska 2006, Szwalec i in. 2006].<br />
W badanych warzywach stwierdzono występowanie kadmu w stężeniu 0,11–1,38<br />
mg·kg -1 s.m. Najwyższe stężenie tego pierwiastka oznaczono w korzeniach spichrzowych<br />
marchwi i buraków ćwikłowych rosnących w ogrodach działkowych usytuowanych przy ul.<br />
Nowohuckiej, nieco niższe – 1,32 mg·kg -1 s.m. – charakteryzowało korzenie selerów rosnących<br />
w tym ogrodzie. Najniższe stężenia kadmu stwierdzono w korzeniach spichrzowych<br />
pietruszki zebranej w ogrodzie zlokalizowanym przy ul. Ptaszyckiego (rys. 1).<br />
Rys. 1. Zawartość kadmu (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach<br />
działkowych Krakowa<br />
Fig. 1. Cadmium content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens<br />
33
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
Zróżnicowanie zawartości kadmu pomiędzy poszczególnymi warzywami spowodowane<br />
jest w znacznej mierze ich zdolnością akumulacyjną, potwierdzają to między innymi<br />
badania przeprowadzone na terenie ogrodów działkowych Wrocławia [Gontarz, Dmowski<br />
2004], oraz Skawiny i Jasła [Szwalec i in. 2006]. Wymienieni autorzy stwierdzili, że najwyższe<br />
stężenie kadmu wśród przebadanych przez nich warzyw występowało w korzeniu<br />
spichrzowym selera. Ogrody działkowe i przydomowe są często lokalizowane na glebach<br />
silnie zdegradowanych (w tym zanieczyszczonych). Czasem samo umiejscowienie w centrum<br />
miasta lub w pobliżu ruchliwej trasy komunikacyjnej sprzyja zanieczyszczeniu gleb<br />
metalami ciężkimi. Znajduje to potwierdzenie również w odniesieniu do zawartości kadmu<br />
w badanych glebach. Stężenie tego pierwiastka mieściło się w zakresie od 0,52 mg·kg -1<br />
pow.s.m. do 2,45 mg·kg -1 pow.s.m. (rys. 1). Obliczone wskaźniki fitokumulacji (WF) określają<br />
zdolność pobierania przez roślinę metali z gleby [Łaszewska i in. 2007]. Intensywny<br />
stopień kumulacji kadmu charakteryzował następujące warzywa uprawiane w ogrodzie<br />
przy ul. Armii Krajowej: burak (WF=2,65), marchew (WF=2,15) oraz seler (WF=1,46). Wysoki<br />
wskaźnik fitokumulacji (WF=1,02), stwierdzono również w selerze z ogrodu przy ulicy<br />
Ptaszyckiego.<br />
Najwyższe stężenie ołowiu w badanych roślinach, wynoszące 0,81 mg·kg -1 pow.s.m.,<br />
oznaczono w selerze zebranym z ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego<br />
Bardzo niskie stężenia tego metalu, poniżej 0,2 mg·kg -1 pow.s.m. (granica oznaczalności<br />
aparatu), występowały w próbach buraków ćwikłowych oraz w korzeniach spichrzowych<br />
marchwi uprawianej w ogrodach usytuowanych przy ul. Nowohuckiej, a także pietruszce<br />
rosnącej w ogrodach działkowych przy ul. Ptaszyckiego (rys. 2). Oznaczone stężenie<br />
omawianego pierwiastka w glebach z ogrodów objętych badaniami kształtowało się w granicach<br />
od 36,4 mg·kg -1 pow.s.m. do 87,7 mg·kg -1 pow.s.m. Najmniejsza zawartość ołowiu<br />
charakteryzowała glebę pobraną z ogrodów działkowych zlokalizowanych przy ul. Armii<br />
Krajowej. Najwyższe stężenie tego metalu wystąpiło natomiast w próbie gleby pobranej<br />
na terenie ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego. Badane warzywa charakteryzował<br />
niski (WF -0,04 – 0,09) i średni (WF-0,12–0,26) stopień fitokumulacji ołowiu.<br />
Zawartość cynku w analizowanych warzywach waha się od 24,6 do 104,0 mg·kg -1 s.m.<br />
Największą zawartość cynku, znacznie odbiegającą od zawartości oznaczonych w pozostałych<br />
warzywach, stwierdzono w buraku ćwikłowym zebranym na terenie ogrodów<br />
działkowych przy ul. Armii Krajowej. Najmniejszą zawartość omawianego metalu stwierdzono<br />
natomiast w marchwi uprawianej w ogrodach przy ul Nowohuckiej (rys. 3).<br />
Występujące w badanych glebach stężenie cynku było zróżnicowane i wahało się<br />
od 231 mg·kg -1 pow.s.m. do 489 mg·kg -1 pow.s.m. Najmniejszą zawartość tego pierwiastka<br />
oznaczono w próbie pochodzącej z ogrodów działkowych zlokalizowanych przy<br />
ul. Armii Krajowej, a nieco większa zawartość Zn (266 mg·kg -1 pow. s.m.) charakteryzowała<br />
glebę z ogrodów działkowych położonych przy ul. Nowohuckiej. Największą<br />
zawartość omawianego metalu oznaczono w próbie pobranej z ogrodów działkowych<br />
34
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych...<br />
(W celu lepszego zobrazowania graficznego zawartości Pb w glebie zmniejszono 20-krotnie)<br />
Rys. 2. Zawartość ołowiu (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach<br />
działkowych Krakowa<br />
Fig. 2. Lead content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens<br />
Rys. 3. Zawartość cynku (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach<br />
działkowych Krakowa<br />
Fig. 3. Zinc content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens<br />
35
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
leżących przy ul. Ptaszyckiego (rys. 3). Wartość współczynnika fitokumulacji WF dla<br />
omawianego metalu, podobnie jak dla ołowiu, kształtowała się w granicach od 0,06 do<br />
0,09 oraz od 0,12 do 0,45.<br />
Stężenie miedzi w przebadanych warzywach mieściło się w zakresie od 4,8 do 12,5<br />
mg·kg -1 s.m. Największą zawartość tego pierwiastka charakteryzowała korzenie spichrzowe<br />
selerów zebranych w ogrodzie zlokalizowanym przy ul. Ptaszyckiego oraz korzenie buraków<br />
pochodzących z ogrodu położonego przy ul. Nowohuckiej. W tym samym ogrodzie<br />
w marchwi oznaczono również najniższe stężenie omawianego pierwiastka (rys. 4).<br />
Rys. 4. Zawartość miedzi (mg·kg -1 s.m.) w warzywach uprawianych w wybranych ogrodach<br />
działkowych Krakowa<br />
Fig. 4. Copper content (mg·kg -1 d.m.) in vegetables cultivated in Krakow allotment gardens<br />
Miedź w badanym materiale glebowym występowała podobnie jak cynk w szerokim<br />
zakresie stężeń. Najmniejszą zawartość tego pierwiastka, wynoszącą 7,8 mg·kg -1<br />
pow.s.m., stwierdzono w próbie pobranej na terenie ogrodów działkowych z ul. Armii<br />
Krajowej. Najwyższe stężenie miedzi – 33,6 mg·kg -1 pow.s.m. – oznaczono natomiast<br />
w glebie ogrodów działkowych położonych przy ul. Nowohuckiej (rys. 4). Współczynniki<br />
fitokumulacji miedzi WF w badanych warzywach osiągały wartości średnie (od 0,22 do<br />
0,87), z wyjątkiem pietruszki rosnącej w ogrodzie przy ul. Armii Krajowej, której współczynnik<br />
ten wynosił 1,21.<br />
W rozporządzeniu Komisji UE [2011] oraz uchylonym rozporządzeniu Ministra Zdrowia<br />
[2003] podano dopuszczalne zawartości niektórych zanieczyszczeń w środkach spożyw-<br />
36
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych...<br />
czych i żywności. Porównując uzyskane wyniki badań z wartościami dopuszczalnymi dla<br />
kadmu zamieszczonymi w przywołanych rozporządzeniach można stwierdzić, że najmniej<br />
korzystnie pod tym względem wypadają korzenie spichrzowe marchwi i buraków ćwikłowych<br />
zebrane w ogrodach działkowych zlokalizowanych przy ul. Nowohuckiej. W warzywach<br />
tych stężenie kadmu przekracza nawet „bardziej liberalną” wartość dopuszczalną,<br />
podawaną w rozporządzeniu Komisji UE [2011], wynoszącą 0,1 mg·kg -1 świeżej masy (tab.<br />
1). Przekroczenie tej dopuszczalnej zawartości wystąpiło również w korzeniach spichrzowych<br />
marchwi rosnącej w ogrodach działkowych leżących przy ul. Armii Krajowej. Tak<br />
duże zawartości omawianego pierwiastka całkowicie dyskwalifikują konsumpcyjne wykorzystywanie<br />
tych warzyw. Należy jednak mieć świadomość, że uprawiane w wymienionych<br />
ogrodach działkowych warzywa są przez ludzi spożywane.<br />
Tabela 1. Oznaczone i dopuszczalne zawartości Cd i Pb w mg·kg -1 świeżej masy w badanych<br />
warzywach<br />
Table 1. Estimated and accepted concentrations of Cd and Pb in mg·kg -1 fresh matter in selected<br />
vegetables<br />
Lokalizacja Gatunek warzywa Cd RMŚ RKUE Pb RMŚ RKUE<br />
marchew 0,08<br />
0,05<br />
Ul. Ptaszyckiego<br />
pietruszka 0,017 0,03<br />
0,08 0,1<br />
burak ćwikłowy 0,048 0,04<br />
seler 0,09 0,20 0,20 0,09<br />
marchew 0,14<br />
0,04<br />
Ul. Armii Krajowej<br />
pietruszka 0,02 0,08 0,1 0,03<br />
burak ćwikłowy 0,05 0,03<br />
seler 0,09 0,20 0,20 0,05<br />
marchew 0,17<br />
0,02 0,1 0,1<br />
Ul. Nowohucka<br />
pietruszka 0,035 0,08 0,1 0,03<br />
burak ćwikłowy 0,16 0,02<br />
seler 0,15 0,20 0,20 0,08<br />
Wartości dopuszczalne: Rozporządzenie Ministra Środowiska – RMŚ [2003], Rozporządzenie Komisji<br />
UE – RKUE [2011].<br />
Aby dać prawidłową odpowiedź na pytanie, czy człowiek spożywający takie warzywa<br />
jak wymienione w tabeli 1 jest narażony na toksyczne oddziaływanie analizowanych<br />
pierwiastków śladowych, należałoby znać jego całkowitą codzienną dietę. Na początku<br />
2009 r. Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności (EFSA) zaproponował<br />
jako wartość tolerowanego tygodniowego pobrania kadmu (TWI) wartość równą 2,5 μg<br />
Cd·kg -1 masy ciała człowieka. Zawartość tego pierwiastka zaledwie w 1kg ś.m. warzyw<br />
z analizowanych ogrodów działkowych (tab.1, marchew ul. Nowohucka), może przekraczać<br />
TWI (0,175 mg), dla konsumenta o masie ciała wynoszącej 70 kg. Z drugiej strony<br />
można dodać, że wartość 2,5 μg Cd·kg -1 masy ciała jest bardzo niska, np. w zesta-<br />
37
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
wieniu z 7 μg Cd·kg -1 masy ciała tymczasowego tygodniowego tolerowanego pobrania<br />
(PTWI), zaproponowanego przez Połączony Komitet FAO/WHO ds. substancji dodatkowych<br />
[Grembecka, Szefer 2011].<br />
Znacznie lepiej wygląda sytuacja dotycząca zawartości ołowiu w badanych warzywach.<br />
Stężenie tego metalu we wszystkich próbach nie przekraczało wartości dopuszczalnych<br />
zamieszczonych w tabeli 1. Jak podaje Wojciechowska i in. [2010] w ostatnich latach<br />
zmniejszyło się zauważalnie zanieczyszczenie środowiska, a tym samym i zanieczyszczenie<br />
żywności ołowiem i właściwie kadm stał się pierwiastkiem stwarzającym obecnie<br />
najistotniejsze zagrożenie dla zdrowia ludzi. W cytowanych rozporządzeniach Komisji Unii<br />
Europejskiej [2011] oraz Ministra Środowiska [2002] brak jest wartości dopuszczalnych<br />
dotyczących zawartości cynku i miedzi. Pierwiastki te należące do grupy mikroelementów<br />
można oceniać w aspekcie ich zawartości fizjologicznych w roślinach. W badanych warzywach<br />
oznaczone zwartości cynku kształtowały się w granicach 24,6 – 68,4 mg·kg -1 s.m.<br />
(rys. 3), i mieściły się w zakresie zawartości fizjologicznych dla roślin, wynoszących 60–80<br />
mg·kg -1 s.m., podawanych przez Ruszkowską i in. [1996]. Podobna relacja wystąpiła w odniesieniu<br />
do zawartości miedzi, której stężenia wynoszące 4,8–12,5 mg·kg -1 s.m. (rys. 4),<br />
nie przekraczały zawartości fizjologicznych występujących w roślinach (3–15 mg·kg -1 s.m.),<br />
podawanych przez Gorlacha i Gambusia [2001].<br />
Podstawowym źródłem pierwiastków śladowych dla organizmów są zewnętrzne warstwy<br />
Ziemi, skąd pierwiastki te są pobierane przez większość roślin – niektóre z nich<br />
wykazują specyficzną zdolność do bioakumulacji metali powyżej ich zapotrzebowania<br />
fizjologicznego. Na obszarach narażonych na działanie zanieczyszczeń metale ciężkie<br />
mogą również dostawać się do roślin wraz z pyłami i opadami atmosferycznymi, które<br />
obok gleby stanowią drugi czynnik warunkujący zawartość tych pierwiastków w roślinach<br />
uprawnych [Oleszek, Maliszewska-Kordybach 2010]. Szczegółowe uregulowania<br />
dotyczące zawartości metali ciężkich w glebach wykorzystywanych rolniczo, zostały podane<br />
w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002]. Porównując uzyskane wyniki badań<br />
z wartościami dopuszczalnymi podawanymi w przywołanym rozporządzeniu należy<br />
stwierdzić, że spośród zawartości wszystkich badanych pierwiastków jedynie zawartość<br />
cynku – 489 mg·kg -1 s.m. (rys. 4) – w glebie ogrodów działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego<br />
przekracza stężenie dopuszczalne. Gleby w ogrodach działkowych objętych<br />
badaniami charakteryzował odczyn kwaśny (pH w KCl: 5,3–5,7), co niewątpliwie miało<br />
wpływ na większą migrację analizowanych pierwiastków do uprawianych roślin. Niestety<br />
ogrody działkowe znajdujące się w wielu miastach Polski pomimo podwyższonych zawartości<br />
metali ciężkich zarówno w glebach, jak i roślinach tam uprawianych, stanowią od<br />
wielu lat miejsce produkcji żywności – warzyw i owoców [Gontarz, Dmowski 2005, Szwalec<br />
i in. 2006 Bielińska 2006, Gałka 2011].<br />
38
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w warzywach korzeniowych uprawianych w wybranych...<br />
4. Wnioski<br />
1. Stężenia kadmu (Cd) w korzeniach spichrzowych marchwi i buraków ćwikłowych zebranych<br />
w ogrodach działkowych zlokalizowanych przy ul. Nowohuckiej oraz korzeniach<br />
spichrzowych marchwi zebranej w ogrodach działkowych leżących przy ul. Armii<br />
Krajowej przekraczają zawartość dopuszczalną podawaną w rozporządzeniu<br />
420/2011 Komisji UE z 2011 roku.<br />
2. Stężenia ołowiu (Pb) w badanych warzywach nie przekraczają zawartości dopuszczalnej<br />
podawanej w rozporządzeniu 420/2011 Komisji UE z 2011 roku.<br />
3. Zawartości Zn i Cu w badanych warzywach mieszczą się w zakresie stężeń uznawanych<br />
za fizjologiczne dla roślin.<br />
4. Wysoki współczynnik fitokumulacji kadmu cechuje wszystkie (poza pietruszką) warzywa<br />
uprawiane w ogrodzie przy ul. Armii Krajowej oraz seler z ogrodu przy ul. Ptaszyckiego.<br />
Wysoki współczynnik fitokumulacji miedzi występuje w pietruszce z ogrodu przy<br />
ul. Armii Krajowej. Współczynniki fitokumulacji ołowiu i cynku mają mniejsze wartości<br />
(stopnie średni i słaby).<br />
5. Ze wszystkich badanych pierwiastków jedynie zawartość cynku w glebie z ogrodów<br />
działkowych położonych przy ul. Ptaszyckiego przekracza stężenie dopuszczalne podane<br />
w rozporządzeniu Ministra Środowiska (Dz. U. 2002. Nr 165, poz. 1359).<br />
Piśmiennictwo<br />
Bielińska E.J. 2006. Charakterystyka ekologiczna gleb ogrodów działkowych z terenów<br />
zurbanizowanych. Journal of Res. and Applic. in Agri. Eng. Vol. 51(2): 13–16.<br />
Ciepał R. 1992. Przenikanie S, Pb, Cd, Zn, Cu, i Fe do biomasy oraz gleby ekosystemu<br />
leśnego na przykładzie wschodniej części woj. katowickiego. Znaczenie bioindykacyjne.<br />
Prace Naukowe Uniwersytetu Śląskiego w Katowicach 1319.<br />
Gałka B. 2011. Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych<br />
ogrodów działkowych „Zabobrze” w Jeleniej Górze. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> 49: 300–308.<br />
Grembecka M., Szefer P. 2011. Ocena zanieczyszczenia kadmem wybranych warzyw<br />
i nasion roślin strączkowych. Bromat. Chem. Toksykol. XLIV, 4: 1061–1064.<br />
Gorlach E., Gambuś F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach<br />
(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 472: 275–296.<br />
Gontarz B., Dmowski Z. 2004. Ocena zawartości niektórych mikroelementów w warzywach<br />
z wybranych ogródków działkowych Wrocławia. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol.<br />
502: 761–767.<br />
Lipińska J. 2000. Wpływ wybranych właściwości gleby na zawartość metali ciężkich w<br />
warzywach. Zesz. Nauk. Akad. Podlas. Siedlce, seria: Rolnictwo: 151–157.<br />
39
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
Łaszewska A., Kowol J., Wiechuła D., Kwapuliński J. 2007. Kumulacja metali<br />
w wybranych gatunkach roślin leczniczych z terenu Beskidu Śląskiego i Beskidu Żywieckiego.<br />
Problemy Ekologii, vol. 11, <strong>nr</strong> 6: 285–291.<br />
Oleszek W., Maliszewska-Kordybach B. 2010. Bezpieczeństwo i jakość pasz<br />
i żywności pochodzenia roślinnego – I Kongres Nauk Rolniczych pt., „Nauka – Praktyce”<br />
Puławy: 193–205.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości<br />
gleb i roślin. Wydawnictwo IOŚ, Warszawa.<br />
Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 roku w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz. U. Nr 165, poz. 1359).<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku w sprawie maksymalnych<br />
poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych (Dz.U. Nr 37,<br />
poz. 325).<br />
Rozporządzenie Komisji UE NR 420/2011 z dnia 29 kwietnia 2011 r. zmieniające rozporządzenie<br />
(WE) <strong>nr</strong> 1881/2006 ustalające najwyższe dopuszczalne poziomy<br />
niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych.<br />
Ruszkowska M., Wojcieska-Wyskupajtys U. 1996. Mikroelementy – fizjologiczne<br />
i ekologiczne aspekty ich niedoborów i nadmiarów. Zesz. Prob. Post. Nauk Rolniczych<br />
434: 1–11.<br />
Sady W. 2001. Czynniki ograniczające zawartość azotanów i metali ciężkich w warzywach.<br />
Przem. Ferment. Owoc. i Warzyw 5: 21–23.<br />
Szwalec A., Mundała P., Telk M., Machański P. 2006. Ocena zawartości Cd, Pb,<br />
Zn, Cr w wybranych warzywach korzeniowych uprawianych w ogrodach działkowych<br />
Skawiny i Jasła. Zesz. Nauk. AR – Inż. Środ. Nr 26: 405–416.<br />
Wojciechowska-Mazurek M., Mania M., Starska K., Opoka M. 2010. Kadm<br />
w środkach spożywczych celowość obniżenia limitów. Przemysł spożywczy – żywność,<br />
żywienie, bezpieczeństwo zdrowotne. Tom 64: 45–48.<br />
40
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Milena Truba*, Kazimierz Jankowski*,*Jacek Sosnowski*<br />
REAKCJA ROŚLIN NA stosowanie PREPARATów<br />
BIOLOGICZNYch<br />
THE plants REACTION On BIOLOGICAL PREPARATIONS<br />
treatment<br />
Słowa kluczowe: preparaty biologiczne, plon.<br />
Key words: biological preparations, yield.<br />
Streszczenie<br />
Istnieje wiele środków biologicznych, dopuszczonych przez IUNG do stosowania w gospodarstwach<br />
ekologicznych. W poniższej pracy przedstawiono przegląd znanych i stosowanych<br />
na polskim rynku biopreparatów takich jak: EM, Bactofil A, Phylazonit M, Bio-Algeen<br />
S90, Goëmar Goteo, Humistar oraz UGmax. Przedstawiono skład poszczególnych preparatów,<br />
badania były prowadzone w uprawach takich roślin jak: ziemniaki, marchew, pomidor<br />
drobnolistny, kukurydza, Festulolium brauni, pszenica ozima, kapusta pekińska, brokuły,<br />
oraz ich wpływ na różne rośliny uprawne i glebę.<br />
Summary<br />
A lot of biological preparations existence and is admited by IUNG to ecological farming. This<br />
study presented collected data about biopreparations in polish market like: EM, Bactofil A,<br />
Phylazonit M, Bio-Algeen S90, Goëmar Goteo, Humistar and UGmax. The influence of biopreparations<br />
on cultivate plant and soil was presented, as well as their composition and its<br />
functions. The study was leaded on: potatos, carrols, small-sized tomatos, maize, Festulolium<br />
brauni, spring wheat, Chinese cabbage and broccoli.<br />
* Mgr inż. Milena Truba, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr. inż. Jacek Sosnowski<br />
– Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, Wydział Przyrodniczy,<br />
Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08–110 Siedlce;<br />
e-mail: laki@uph.edu.pl<br />
41
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
1. Wprowadzenie<br />
Dynamiczny rozwój rolnictwa ekologicznego jest zauważalny na całym świecie,<br />
zwłaszcza w Unii Europejskiej. W Polsce również nastąpił znaczny wzrost zainteresowania<br />
tą dziedziną rolnictwa, o czym świadczy zwiększająca się co roku liczba gospodarstw<br />
ekologicznych. W latach 2003–2010 liczba tego typu gospodarstw wzrosła z 2,3 tys. do 21<br />
tys. [MRiRW 2011]. W roku 2010 powierzchnia zajęta przez uprawy użytkowane zgodnie<br />
z przepisami o rolnictwie ekologicznym wyniosła około 519 tys. ha, co stanowi ok 3% powierzchni<br />
użytkowanej rolniczo w kraju [IJHARS 2011, GUS 2011].<br />
Gospodarowanie metodami rolnictwa ekologicznego wyklucza miedzy innymi stosowanie<br />
chemicznych środków ochrony roślin czy łatwo rozpuszczalnych nawozów mineralnych,<br />
zastępując je nawozami naturalnymi (obornik i gnojówka) oraz nawozami organicznymi<br />
(komposty, nawozy zielone, resztki pożniwne) [Szwed 2009, Tyburski 2004]. Ma to na<br />
celu wytworzenie produktów wysokiej jakości, które powstały w procesie produkcji przyjaznej<br />
środowisku.<br />
Wraz z rosnącym zainteresowaniem gospodarstwami ekologicznymi i ich produktami,<br />
powstają liczne preparaty biologiczne dopuszczone do stosowania w tego typu gospodarstwach,<br />
spełniające rolę nawozu czy środka ochrony roślin. Preparaty te stosowane są nie<br />
tylko w gospodarstwach ekologicznych, ale także w wielu gospodarstwach tradycyjnych.<br />
Ciągły postęp w badaniach ukazuje konkurencyjność stosowania preparatów biologicznych<br />
w stosunku do konwencjonalnych rozwiązań. Dlatego też celem pracy prezentowanej<br />
w niniejszym artykule jest ocena efektywności działania różnych preparatów biologicznych<br />
stosowanych w uprawie różnych roślin.<br />
2. PREPARATY BIOLOGICZNE I ICH CHARAKTERYSTYKI<br />
Na rynku dostępnych jest wiele preparatów, które zawierają pożyteczne mikroorganizmy<br />
(EM, Bactofil A, Phylazonit M), wyciąg z glonów oraz alg morskich (Bio-Algeen S90,<br />
Goëmar Goteo), ekstrakt z humusu (Humistar, HumiPlant) i wiele innych preparatów doglebowych,<br />
w skład których wchodzą między innymi mikroorganizmy (UGmax). Wszystkie<br />
te środki, choć ich skład różni się, mają ten sam cel – poprawić właściwości fizyczne, chemiczne<br />
oraz biologiczne gleby, co przełoży się na plon w sposób jakościowy i ilościowy.<br />
W tabeli 1 przedstawiono skład preparatów biologicznych. Jak wynika z tej tabeli większość<br />
preparatów biologicznych zawiera następujące makro- i mikroelementy: azot, fosfor,<br />
potas, magnez, wapń, żelazo, sód, miedź i cynk, a także rzadziej występujące – kobalt,<br />
chrom czy selen.<br />
42
Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych<br />
Tabela 1. Skład preparatów biologicznych<br />
Table 1. Composition of biological preparations<br />
Środek<br />
Zawartość makro- i mikroelementów<br />
(g∙kg -1 )<br />
N P K Mg Ca Mn<br />
Inne<br />
(g∙kg -1 )<br />
UGmax 1,2 0,5 3,5 0,1 – 0,0003 Na – 0,2<br />
Bio-Algeen 0,2 0,06 0,96 0,21 3,1 0,0006<br />
HumiPlant – – 30 + + +<br />
Glony morskie<br />
i wodorosty<br />
B – 0,016<br />
Fe – 0,0063<br />
Cu – 0,0002<br />
Zn – 0,001<br />
Mo, Se, Co<br />
Kwasy<br />
huminowe – 120<br />
Kwasy fulwowe<br />
– 60<br />
Fe, S, B, Mo,<br />
Zn, Cu<br />
EM – – – – – – –<br />
Phylazonit M - - - - - -<br />
Bactofil A + + + + + –<br />
Goëmar<br />
– + + – – –<br />
Goteo<br />
Objaśnienia: – brak danych, + występuje w nieznanej ilości.<br />
Cd, Co, Cr, Cu,<br />
Hg, Ni, Pb, Se<br />
As, Cd, Co, Cr,<br />
Cu, Hg, Ni, Pb,<br />
Se<br />
Ascophyllum<br />
nodosum<br />
Miktoorganizmy<br />
Bakterie kwasu<br />
mlekowego,<br />
Bakterie fotosyntetyczne,<br />
Azotobacter, Pseudomonas,<br />
Drożdże,<br />
Promieniowce<br />
–<br />
–<br />
Bakterie fotosyntetyczne,<br />
Bakterie kwasu<br />
mlekowego,<br />
Drożdże,<br />
Azotobacter<br />
Azotobacter, Bacillus<br />
Azospirillum, Azotobacter,<br />
Bacillus,<br />
Pseudomonas,<br />
Streptomycs albus<br />
–<br />
Skład preparatów biologicznych Goëmar Goteo i Bio-Algeen prócz makro- i mikroelementów<br />
jest wzbogacony glonami morskimi, wodorostami i algami. W biopreparacie<br />
HumiPlant pierwiastki połączono z kwasami huminowymi i fulwowymi. Preparat EM zawiera<br />
przede wszystkim mikroorganizmy o pozytywnym oddziaływaniu na rośliny i glebę,<br />
występują w nim: bakterie kwasu mlekowego, bakterie fotosyntetyczne, Azotobacter oraz<br />
drożdże. Inne preparaty (UGmax, Phylazonit M, Bactofil A) zawierają dodatkowo Pseudomonas,<br />
Azospirillum, Bacillus, Streptomycs albus i promieniowce oraz wymieniane pierwiastki<br />
[Badura 2004, Dobrzański i in. 2008, Higa, Parr 1994, Kawka 2009, Sosnowski<br />
i Jankowski 2010, Sulewska, Ptaszyńska 2005].<br />
43
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
Omawiane preparaty nazywano zamiennie preparatami biologicznymi, biopreparatami<br />
lub biostymulatorami. Jednym z tego typu środków jest użyźniacz glebowy UGmax, stanowiący<br />
ekstrakt z kompostu, który w składzie oprócz zestawu mikroorganizmów zawiera<br />
pożywkę ułatwiającą ich aktywację. Mikroorganizmom tym przypisuje się właściwości<br />
przetwarzające, kompostujące i humifikujące nawozy naturalne oraz organiczne, w celu<br />
wytworzenia próchnicy. Preparat ten między innymi poprawia strukturę gleby, co sprzyja<br />
retencji wody i łagodzi skutki suszy. Ponadto ogranicza zalewiska i podtopienia, zwiększa<br />
odporność i zdrowotność rośliny, wspomaga rozwój systemu korzeniowego oraz wiązanie<br />
wolnego azotu [Sulewska i in. 2009].<br />
Preparaty oparte na technologii Efektywnych Mikroorganizmów (EM) są mieszanką<br />
około 80 pozytywnych organizmów, w skład których wchodzą bakterie fotosyntetyzujące,<br />
bakterie fermentacji kwasu mlekowego, promieniowce, drożdże, grzyby, a także mikroorganizmy<br />
beztlenowe. Jest to zespół starannie dobranych pod względem cech fizjologicznych<br />
organizmów, które wspomagają rozwój rośliny na ubogich glebach zdegradowanych<br />
[Badura 2004; Higa, Parr 1994]. Zwiększenie liczby pozytywnych mikroorganizmów w glebie<br />
przyspiesza proces mineralizacji węgla organicznego oraz humifikacji materii organicznej,<br />
a ponadto zwiększa przyswajalność składników pokarmowych z materii organicznej,<br />
co w konsekwencji poprawia żyzność i zdrowotność gleby [Daly, Stewart 1999].<br />
W opracowaniu przedstawiono efekty działania różnych biopreparatów na wybrane rośliny<br />
uprawne. W końcowym etapie dokonano oceny porównawczej stopnia oddziaływania<br />
tych preparatów na testowane rośliny.<br />
3. REAKCJA ROŚLIN UPRAWNYCH NA PREPARATY BIOLOGICZNE<br />
Odpowiednia ochrona przed chorobami oraz szkodnikami ma znaczący wpływ na<br />
jakość i wielkość plonu. Przeprowadzono badania porównawcze efektywności i ochrony<br />
ziemniaków w systemie ekologicznym, integrowanym i konwencjonalnym. W systemie<br />
ekologicznym nawożenie przeprowadzono wyłącznie z użyźniaczem glebowym<br />
a odchwaszczenie przebiegło w sposób mechaniczny. System ten pod względem plonu<br />
ziemniaka wypadł najmniej korzystnie. Plon bulw ogółem w systemie uprawy ekologicznej<br />
wyniósł 10,3 t∙ha -1 w uprawie konwencjonalnej zaś 21,9 t∙ha -1 [Golinowska, Pytlarz-Kozicka<br />
2008].<br />
Badania ekologicznej uprawy ziemniaka wykazały, że UGmax przynosi pozytywne<br />
efekty przy jednoczesnym stosowaniu go ze słomą oraz nawożeniem mineralnym (tab. 2).<br />
W porównaniu z kontrolą zastosowanie preparatu u UG spowodowało zwiększenie do<br />
7,1% plon bulw ziemniaków. Na obiekcie z użyźniaczem glebowym wzrosła o 17% zawartość<br />
próchnicy w glebie [Trawczyński, Bogdanowicz 2007].<br />
44
Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych<br />
Inne badania dowiodły, że zastosowanie omawianego preparatu przyczyniło się do<br />
wzrostu plonów bulw ziemniaka od 8,5% do <strong>53</strong>,9% przy jednoczesnym ograniczeniu porażenia<br />
bulw parchem zwykłym i ryzoktoniozą [Zarzecka i in. 2011]. W innych doniesieniach<br />
zwiększenie produkcyjności stanowiło od 9,2% do 33% [Frąckowiak-Pawlak 2008].<br />
Zasilanie gleby mikroorganizmami w zasiewach Festulolium brauni jak wynika z badań<br />
spowodowało istotny wzrost plonowania tego gatunku, ale największy przyrost biomasy<br />
(30%) w stosunku do obiektu kontrolnego uzyskano łącząc biopreparat z nawożeniem<br />
mineralnym [Sosnowski 2011].<br />
Tabela 2. Wpływ użyźniacza glebowego oraz nawożenia mineralnego na plon bulw ziemniaka<br />
(t∙ha -1 ) z lat 2004–2006 [Trawczyński, Bogdanowicz 2007]<br />
Table 2. Influence of Soil Fertilizer and mineral fertilization on the potato tuber yield (t∙ha -1 ) in<br />
years 2004–2006 [Trawczyński, Bogdanowicz 2007]<br />
Dawka P i K (kg∙ha -1 )<br />
Obiekt<br />
0 63,3 126,6<br />
Średnio<br />
Słoma (kontrola) 39,2 41,0 42,8 41,0<br />
Słoma + UG 42,8 44,0 45,0 43,9<br />
NIR 0,05<br />
1,7 1,4<br />
Wzrost plonu pod wpływem UG 3,6 3,0 2,2 2,9<br />
Procentowy wzrost plonu w porównaniu do kontroli 9,2 7,3 5,1 7,1<br />
Tabela 3. Plon biomasy nadziemnej (g s.m. ∙ pierścień -1 ) Festulolium braunii w zależności zastosowanego<br />
nawożenia i roku badań (suma pokosów) [Sosnowski 2011]<br />
Table 3. Yield of aboveground biomass (g DM ∙ ring -1 ) of Festulolium braunii in depended on<br />
used fertilization and study years (sum from moving) [Sosnowski 2011]<br />
Rok badań<br />
Nawożenie<br />
Kontrola NPK UG UG + NPK Średnia<br />
2008 69,96 80,03 79,43 95,00 81,10<br />
2009 77,80 103,73 98,80 105,38 96,43<br />
2010 63,09 97,56 101,07 99,92 90,41<br />
Średnia 70,28 93,86 93,10 100,10 89,31<br />
Efektywność stosowania użyźniacza glebowego i resztek pożniwnych w uprawie kukurydzy<br />
na ziarno i kiszonkę wzrosła o 9,4% w odniesieniu do plonu kukurydzy na ziarno w porównaniu<br />
do obiektu kontrolnego [Sulewska i in. 2009]. W uprawie kukurydzy na kiszonkę<br />
po zastosowaniu biopreparatu odnotowano 15,1-procentowej wzrost plonu. Stwierdzono<br />
spadek udziału kolb w świeżej i suchej masie surowca roślinnego [Sulewska i in. 2009].<br />
45
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
Określono wpływ na plon kukurydzy Bactofilu A, Phylazonitu M oraz EM [Sulewska,<br />
Ptaszyńska 2005]. Phylazonit M oraz Bactofil A są to preparaty węgierskie, w skład<br />
których wchodzą szczepy bakterii glebowych wiążących wolny azot z powietrza (Azobacter,<br />
Azospirillum) oraz bakterie aktywujące uwsteczniony fosfor w glebie (Bacillus, Pseudomonas).<br />
Zmniejsza to zapotrzebowanie gleby na nawozy mineralne oraz ogranicza ich<br />
wymywanie do wód gruntowych [Sulewska, Ptaszyńska 2005].<br />
Tabela 4. Plon ziarna (dt∙ha -1 ) po zastosowaniu Bactofil A w latach 2001 – 2003 [Sulewska, Ptaszyńska<br />
2005]<br />
Table 4. Grain yield (dt∙ha -1 ) after application of Bactofil A in 2001 – 2003 [Sulewska, Ptaszyńska<br />
Preparat<br />
A<br />
2005]<br />
Dawki nawożenia azotem (kg∙ha -1 )<br />
B<br />
Średnio<br />
0 30 60 90<br />
Kontrola 73,27 78,12 77,97 76,05 76,35<br />
Bactofil A 71,88 76,99 75,91 75,77 75,14<br />
% kontroli 98,1 98,6 97,4 99,6 98,4<br />
A = 1,074<br />
NIR dla: B = 1,511<br />
A×B = r.n.<br />
Objaśnienie: r.n. – różnice nieistotne.<br />
Z danych przedstawionych w tabeli 4 wynika, że zastosowanie preparatu Bactofil<br />
A w uprawie kukurydzy spowodowało znaczący spadek plonowania ziarna bez względu<br />
na dawkę nawożenia azotem.<br />
Niewielki wzrost plonów odnotowano przy nawożeniu azotem i jednoczesnym zastosowaniu<br />
preparatów Phylazonit M oraz EM1, średnio o 1% w odniesieniu do obiektu<br />
kontrolnego. Wszystkie preparaty tylko nieznacznie wpłynęły na wzrost liczby ziaren<br />
w kolbie. Natomiast MTZ zwiększyła się jedynie przy zastosowaniu EM1 [Sulewska, Ptaszyńska<br />
2005].<br />
Badania dotyczące biopreparatu Efektywne Mikroorganizmy (EM) nie wykazały istotnego<br />
wpływu jego stosowania na wzrost i plonowanie ziemniaków. Autorzy badań stwierdzili<br />
jednak korzystny wpływ EM na zużycie wody oraz fotosyntezę w roślinach ziemniaka<br />
[Pietkiewicz i in. 2004]. Udowodniono, że szczepienie gleby preparatem EM wpłynęło znacząco<br />
na zmniejszenie występowania ospowatości Rhizoctonia solani oraz parcha zwykłego<br />
Strep-tomyces scabies [Boligłowa 2005].<br />
Efektywne Mikroorganizmy przyczyniły się do wzrostu plonu ziarna i słomy pszenicy<br />
jarej (tab. 5 i 6). Preparat ten w pierwszym wypadku został dostarczony roślinie przez moczenie<br />
nasion, w drugim zaś w sposób dolistny oraz doglebowo. Przy zastosowaniu EM<br />
stwierdzono również zwiększenie obsady kłosów oraz źdźbeł na jednostce powierzchni<br />
[Piskier 2006, Wielgosz i in. 2009].<br />
46
Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych<br />
Tabela 5. Wpływ moczenia nasion pszenicy jarej w EM na plon i jego strukturę (odmiana Torka)<br />
[Wielgosz i in. 2009]<br />
Table 5. The soaking effect of spring wheat (cv. Torka) seeds in EM on its crop yield and components<br />
[Wielgosz et al. 2009]<br />
Wyszczególnienie<br />
moczone w H 2<br />
O<br />
Nasiona<br />
moczone w EM<br />
1 2 3<br />
Plon ziarna (kg∙m -2 ) 0,65 1,14<br />
Plon słomy (kg∙m -2 ) 0,90 1,37<br />
Plon biomasy (kg∙m -2 ) 1,55 2,51<br />
MTZ (g) 27,80 31,80<br />
Tabela 6. Wpływ biostymulatorów i absorbentów glebowych na plonowanie pszenicy jarej [Piskier<br />
2006]<br />
Table 6. Influence of bio-stimulators and soil absorbents on spring wheat crop [Piskier 2006]<br />
Cecha<br />
Czynnik<br />
kontrola absorbent biostymulator<br />
Plon ziarna 47,36 31,24 58,30 r.n.<br />
Plon słomy 65,76 52,30 80,61 r.n.<br />
Objaśnienie: r.n. – różnice nieistotne.<br />
NIR 0,05<br />
W innych badaniach potwierdzono celowość zastosowania EM w uprawie pszenicy ozimej.<br />
Stosowanie tego biopreparatu było efektywne w ochronie roślin przed septoriozą Septoria<br />
nodorum i brunatną plamistością liści Drechslera tritici-repentis [Boligłowa, Gleń 2008].<br />
Ekstrakty z glonów znalazły zastosowanie w rolnictwie i ogrodnictwie jako materia<br />
do produkcji biostymulatorów organicznych i organiczno-mineralnych [Blunden i in. 1997].<br />
Głównym składnikiem tego typu preparatów jest koncentrat z alg (Ascophyllum nodosum)<br />
a także: fitohormony, aminokwasy, polisacharydy, kwasy tłuszczowe oraz mikroelementy<br />
i inne substancje czynne, stymulujące wzrost i rozwój rośliny. Produkty te zawierają dodatkowo<br />
fosfor i potas [Dobrzański i in. 2008, Kawka 2009].<br />
Zastosowanie preparatu z alg morskich Goëmar Goteo w uprawie kapusty pekińskiej<br />
spowodowało wzrost plonu ogólnego z 76,06 t∙ha -1 (obiekt kontrolny) do 79,74 t∙ha -1 .<br />
Kapusta ta odznaczała się większymi liśćmi oraz ich liczbą w stosunku do kontroli [Kalisz<br />
2009].<br />
Pozytywne oddziaływanie preparatów z alg stwierdzono także po zastosowaniu środka<br />
Bio-Algeen w postaci oprysku na pomidor drobnolistny. Dało to wzrost plonu handlowego<br />
i ogólnego (rys. 1). Preparat ten działał też korzystnie na plon buraka cukrowego, zwiększając<br />
plon korzeni oraz zawartość cukru w korzeniach, a także ograniczył występowanie<br />
chorób grzybowych na liściach rośliny [Szymczak-Nowak 2009].<br />
47
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
Lata<br />
Rys. 1. Wpływ preparatu Bio-algeen na plon pomidora drobnolistnego w latach 2004–2006<br />
[Dobromirska i in. 2008]<br />
Fig. 1. The influece of Bio-algeen treatment on the yield of small-sized tomato in the years<br />
2004–2006 [Dobromirska et al. 2008]<br />
Nie stwierdzono istotnego wpływu preparatu Goëmar Goteo w połączeniu z Amino-<br />
Plant oraz samego Goëmar Goteo na plon handlowy w uprawie brokułu (tab. 7). Stwierdzono<br />
jednak przyrost masy oraz pędu, a także zwiększenie powierzchni blaszki liściowej<br />
u jednej odmiany [Grabowska, Kunicki 2009].<br />
Tabela 7. Plon handlowy brokułu (t∙ha -1 ) w roku 2008 w zależności od traktowania rozsady oraz<br />
roślin w okresie wegetacji preparatami Goëmar Goteo i AminoPlant [Grabowska, Kunicki<br />
2009]<br />
Table 7. Marketable yield of broccoli (t∙ha -1 ) in 2008 depending on the treatment of transplants<br />
and plants during vegetation season with Goëmar Goteo and AminoPlant biostimulators<br />
[Grabowska, Kunicki 2009]<br />
Traktowanie roślin podczas wegetacji<br />
Traktowanie rozsady<br />
kontrola Goëmar Goteo Średnia<br />
Bez AminoPlant 21,24 22,71 21,98<br />
AminoPlant 21,66 19,32 20,49<br />
Średnia 21,45 21,02 –<br />
Duży asortyment preparatów humusowych opracowanych przez <strong>Instytut</strong> Uprawy Nawożenia<br />
i Gleboznawstwa w Puławach i dopuszczonych do stosowania w gospodarstwach<br />
ekologicznych stanowią kwasy huminowe i fulwowe, o różnej zawartości, w zależnie od<br />
producenta [Dobrzański i in. 2008].<br />
48
Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych<br />
Preparaty humusowe pozytywnie wpływają na siłę kiełkowania. Środek Humistar pozytywnie<br />
oddziaływał na przyrost świeżej masy siewek pszenicy [Szczepanek, Wilczewski<br />
2011]. W badaniach dotyczących marchwi i po zastosowaniu preparatu HumiPlant w połączeniu<br />
z AlgaminoPlantem nie stwierdzono istotnego wpływu biopreparatu na plon korzeni<br />
(tab. 8). Zauważalna była jedynie tendencja wzrostowa w porównaniu z obiektem kontrolnym<br />
[Dobrzański i in. 2008].<br />
Tabela 8. Plony marchwi traktowanej preparatami AlgaminoPlant i HumiPlant [Dobrzański i in.<br />
2008]<br />
Table 8. The yield of carrots after AlgaminoPlant and HumiPlant treatments [Dobrzański et al.<br />
2008]<br />
Środek, dawka na ha<br />
Termin<br />
zabiegu<br />
Plon handlowy/przyrost w stosunku<br />
do kontroli (t∙ha -1 )<br />
Udział plonu handlowego w plonie<br />
ogólnym (%)<br />
lata<br />
2006 r. 2007 r. średnia 2006 r. 2007 r. średnia<br />
HumiPlant – 05 l + T 2<br />
45,62<br />
HumiPlant – 30 l + T 1<br />
AlgaminoPlant – 1 l<br />
3,63<br />
T<br />
(4 zabiegi co 7–14 dni) 3<br />
-T 6<br />
AlgaminoPlant – 1 l<br />
(4 zabiegi co 7–14 dni)<br />
T 2<br />
-T 5<br />
45,94<br />
3,95<br />
85,64<br />
0,98<br />
87,40<br />
2,78<br />
65,63<br />
2,31<br />
66,67<br />
3,47<br />
85,5 94,3 89,9<br />
85,7 94,0 89,0<br />
Kontrola - 41,99 84,66 63,31 81,0 91,9 83,9<br />
Objaśnienia: T1 – po siewie; T2 – faza 1–2 liści marchwi; T3, T4, T5, T6 – co 7–14 dni od zabiegu T2.<br />
Syntetyczne dane przedstawiono w tabeli 9. Wynika z niej, że użyźniacz glebowy stosowany<br />
w uprawie ziemniaka, Festulolium brauni i kukurydzy przyniósł największe przyrosty<br />
plonu – około 54% w uprawie ziemniaka oraz 30% w uprawie Festulolium brauni.<br />
W zbożach stosowano również preparaty: Bactofil A oraz Phylazonit M i EM. Odziaływanie<br />
tych biopreparatów było różne, od obniżenia plonu kukurydzy w wyniku zastosowania<br />
Bactofil A do wzrostu o 43% plonów w uprawie pszenicy jarej w wyniku zastosowania preparatu<br />
EM.<br />
Wielokrotnie biopreparaty stosowano w uprawie takich warzyw, jak: kapusta pekińska,<br />
pomidor drobnolistny, brokuł i marchew. Najkorzystniejsze wyniki uzyskano w uprawie<br />
pomidora drobnolistnego (przyrost o 21,4%) w wyniku zastosowania biopreparatu<br />
Goëmar Goteo. Ten sam preparat natomiast zastosowany łącznie z HumiPlantem<br />
w uprawie brokułu spowodował obniżkę plonu prawie o 10%. Na uwagę zasługuje też,<br />
że te dwa preparaty stosowane oddzielnie powodowały przyrost plonu brokułu od około<br />
2% do 6,5%.<br />
49
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
Tabela 9. Sumaryczne zestawienie przyrostu plonu w % różnych roślin w stosunku do kontroli<br />
Table 9. The summary of yield increase in % of various crops in relation to control<br />
Gatunek<br />
rośliny<br />
Ziemniaki<br />
Festulolium<br />
brauni<br />
Kukurydza<br />
Pszenica<br />
jara<br />
Kapusta<br />
pekińska<br />
Pomidor<br />
drobnolistny<br />
+ 7,1<br />
[17]<br />
+<strong>53</strong>,9<br />
[18]<br />
+ 30<br />
[20]<br />
+9,4<br />
[14]<br />
UGmax<br />
Bactofil<br />
A Phylazonit<br />
M<br />
EM<br />
Biopreparaty<br />
Goëmar<br />
Goteo<br />
Amino<br />
Plant<br />
Goëmar<br />
Goteo<br />
+<br />
Amino<br />
Plant<br />
Algamino<br />
Plant<br />
Algamino<br />
Plant +<br />
Humi-<br />
Plant<br />
x x x x x x x x<br />
x x x x x x x x<br />
-1,6<br />
[11]<br />
+1,0 [11]<br />
x x x<br />
+1,1<br />
[11]<br />
+43,0<br />
[25]<br />
+18,8<br />
[24]<br />
x x x x<br />
x x x x<br />
Brokuł x x x x<br />
x x x x x<br />
x x x x x<br />
+4,6<br />
[28]<br />
+21,4<br />
[29]<br />
+6,5<br />
[31]<br />
x x x x<br />
x x x x<br />
+1,9<br />
[31]<br />
Marchew x x x x x x x<br />
Objaśnienia: + wpływ dodatni, - wpływ ujemny, x – brak danych.<br />
-9,9<br />
[31]<br />
x<br />
+5,0<br />
[7]<br />
x<br />
+3,5<br />
[7]<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Istnieje wiele biopreparatów o różnym składzie, zarówno mikrobiologicznym, jak i chemicznym,<br />
które są bardzo dobrą alternatywą dla środków chemicznych poprawiających<br />
plonowanie różnych roślin, a także znakomitym obiektem badań.<br />
2. Wyniki działania biopreparatów w uprawie różnych roślin były różne i uzależnione od<br />
rodzaju uprawy oraz składu biopreparatu.<br />
3. Zastosowane biopreparaty dały istotne zwyżki plonów niektórych warzyw, traw i zbóż.<br />
Preparaty zwiększały również zdrowotność roślin przez zwiększenie odporności na<br />
patogeny glebowe, co zwiększyło konsumpcyjną jakość plonów.<br />
50
Reakcja roślin na stosowanie preparatów biologicznych<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BADURA L. 2004. Czy znamy wszystkie uwarunkowania funkcji mikroorganizmów w ekosystemach<br />
lądowych? Kosmos Problemy Nauk Biologicznych, t. <strong>53</strong> <strong>nr</strong> 3–4: 264–265;<br />
373–379.<br />
BLUNDEN G., JENKINS T., LIU Y.W. 1997. Enhanced leaf chlorophyll levels in plants treated<br />
with seaweed extract. J. Appl. Phycol. 8: <strong>53</strong>5–543.<br />
BOLIGŁOWA E. 2005. <strong>Ochrona</strong> ziemniaka przed chorobami i szkodnikami przy użyciu<br />
Efektywnych Mikroorganizmów (EM) z udziałem ziół. Wybrane zagadnienia ekologiczne<br />
we współczesnym rolnictwie. Red. Z. Zbytek PIMR, Poznań: 165–170.<br />
BOLIGŁOWA E., GLEŃ K. 2008. Assessment of effective microorganism activity (EM) in<br />
Winter wheat protection against fungal diseases. Ecological chemistry and engineering,<br />
vol. 15, No 1–2: 23–27.<br />
DALY M.J., STEWART D.P.C. 1999. Influence of „effective microorganisms” (EM) on vegetable<br />
production and carbon mineralization – a preliminary investigation. J. of Sustainable<br />
Agriculture, vol. 14(2/3): 15–25.<br />
DOBROMIRSKA R., MIKICIUK M., GUBAREWICZ K. 2008. Evaluation of cherry tomato<br />
yielding and fruit mineral composition after using of Bio-algeen S90 preparation. J. Elementol.<br />
13(4): 491–499.<br />
DOBRZAŃSKI A., ANYSZKA Z., ELKNER K. 2008. Reakcja marchwi na ekstrakty pochodzenia<br />
naturalnego z alg z rodzaju Sargassum AlgaminoPlant i z leonardytu HumiPlant.<br />
J. Res. Appl. Agr. Eng. <strong>53</strong>(3): <strong>53</strong>–58.<br />
FRĄCKOWIAK-PAWLAK K. 2008. Wpływ Użyźniacza Glebowego UGmax na wzrost plonów.<br />
Nasza Rola 1: 42.<br />
GOLINOWSKA M., PYTLARZ-KOZICKA M. 2008. Efektywność ekonomiczna ochrony<br />
ziemniaków w różnych systemach uprawy. Postępy w ochronie roślin 48 (1): 11–19.<br />
GRABOWSKA A., KUNICKI E. 2009. Wpływ wybranych biopreparatów na plonowanie<br />
brokułu w uprawie wiosennej. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych z.<strong>53</strong>9:<br />
193–197.<br />
HIGA T., PARR J.F. 1994. Beneficial and effective microorganisms for a sustainable agriculture<br />
and environment. International Nature Farming Research Center Atami, Japan.<br />
KALISZ A. 2009. Efekty stosowania biostymulatora Goemar Goteo w jesiennej produkcji<br />
kapusty pekińskiej Brassica pekinensis RUPR. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk<br />
Rolniczych, z. <strong>53</strong>9: 281–289.<br />
KAWKA B. 2009. Goëmar Goteo w produkcji rozsady warzyw. Program poprawy jakości<br />
warzyw. Arysta LifeScience.<br />
PIETKIEWICZ S., KOŁPAK R., WIETRZYŃSKA A., ŁOBODA T., OSTROWSKA D. 2004.<br />
Wpływ efektywnych mikroorganizmów na wzrost i plonowanie ziemniaków rozmnażanych<br />
z mini bulw. Roczniki Glebowe t. 55, <strong>nr</strong> 1: 285–290.<br />
51
Milena Truba, Kazimierz Jankowski, Jacek Sosnowski<br />
PISKIER T. 2006. Reakcja pszenicy jarej na stosowanie biostymulatorów i absorbentów<br />
glebowych. J. Res. Appl. Agr. Eng, vol. 51(2): 136–138.<br />
Plan Działań dla Żywności i Rolnictwa Ekologicznego w Polsce na lata 2011–2014.<br />
2011. MRiRW.<br />
Raport o Stanie Rolnictwa Ekologicznego w Polsce w latach 2009–2010. 2011. IJHARS.<br />
Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2010. 2011. GUS.<br />
SOSNOWSKI J. 2011. Wpływ użyźniacza glebowego na kształtowanie się biomasy nadziemnej<br />
Festulolium Brauni (K. Richt.) W: A. Camus. Łąkarstwo w Polsce 14: 115–125.<br />
SOSNOWSKI J. 2012. Reaction of Dactylis glomerata L., Festuca pratensis Huds. and<br />
Lolium perenne L. to microbiological fertilizer and mineral fertilization. Acta Sci. Pol.,<br />
Agricultura 11(1): 91–98.<br />
SOSNOWSKI J., JANKOWSKI K. 2010. Wpływ użyźniacza glebowego na skład florystyczny<br />
i plonowanie mieszanek Festulolium Braunii z kończyną łąkową i lucerną mieszańcową.<br />
Łąkarstwo w Polsce 13: 157–166.<br />
SULEWSKA H., PTASZYŃSKA G. 2005. Reakcja kukurydzy uprawianej na ziarno na stosowanie<br />
preparatów mikrobiologicznych. Pamiętnik Puławski, z. 40: 271–285.<br />
SULEWSKA H., SZYMAŃSKA G., PECIO A. 2009. Ocena efektów stosowania użyźniacza<br />
glebowego UGmax w uprawie kukurydzy na ziarno i kiszonkę. J. Res. Appl. Agr.<br />
Eng. vol. 54(4): 120–125.<br />
SZCZEPANEK M., WILCZEWSKI E. 2011. Effect of humic substances on germination of<br />
wheat and barley under laboratory conditions. Acta Sci. Pol., Agricultura 10(1): 79–86.<br />
SZWED A. 2009. Próby kompostowania odpadów organicznych z wykorzystaniem szczepionki<br />
mikrobiologicznej. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z. <strong>53</strong>5:<br />
435–444.<br />
SZYMCZAK-NOWAK J. 2009. Wpływ biostymulatorów na zdrowotność i plonowanie buraka<br />
cukrowego. Postępy w Ochronie Roślin 49 (4): 2031–2037.<br />
TRAWCZYŃSKI C., BOGDANOWICZ P. 2007. Wykorzystanie użyźniacza glebowego<br />
w aspekcie ekologicznej uprawy ziemniaka. J. Res. Appl. Agr. Eng. vol. 52(4): 94–97.<br />
TYBURSKI J. 2004. Nawożenie i żyzność gleby w gospodarstwie ekologicznym. Materiały<br />
dla rolników. Krajowe Centrum Rolnictwa Ekologicznego – Regionalne Centrum Doradztwa<br />
Rozwoju Rolnictwa i Obszarów Wiejskich w Radomiu. Radom.<br />
WIELGOSZ E., DZIAMBA S., DZIAMBA J. 2009. Wpływ biopreparatu EM na plonowanie<br />
pszenicy jarej oraz mikroorganizmy glebowe. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk<br />
Rolniczych, z. 542: 593–601.<br />
ZARZECKA K., GUGAŁA M., MILEWSKA A. 2011. Oddziaływanie Użyźniacza Glebowego<br />
UGmax na plonowanie ziemniaka i zdrowotność roślin. Postępy w Ochronie Roślin<br />
51(1): 1<strong>53</strong>–157.<br />
52
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Kazimierz Jankowski*, Jacek Sosnowski*, Jolanta Jankowska*,<br />
Wiesław Czeluściński*<br />
WPŁYW GŁĘBOKOŚCI UMIESZCZENIA HYDROŻELU W PODŁOŻU<br />
ORAZ RODZAJU OKRYWY GLEBOWEJ NA JAKOŚĆ MURAW<br />
TRAWNIKOWYCH<br />
EFFECT OF THE SUBSOIL KIND AND SOIL COVER ON THE QUALITY<br />
OF TURF LAWNS<br />
Słowa kluczowe: jakość muraw, hydrożel, rodzaj okrywy glebowej, trawniki.<br />
Key words: turf quality, hydrogel, kind of soil cover, lawns.<br />
Streszczenie<br />
Zastosowanie w podłożach superabsorbentów, zwanych także hydrożelami, przyczynia się<br />
do znacznej oszczędności wody. Celem pracy jest ocena jakości różnych muraw trawnikowych<br />
w zależności od głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy<br />
glebowej.<br />
Badania oparto na dwóch doświadczeniach polowych założonych w trzech powtórzeniach<br />
i prowadzonych w układzie split-plot. Jednostką doświadczalną było poletko o powierzchni<br />
1m 2 .<br />
Pierwsze doświadczenie dotyczyło trawnika monokulturowego. W siewie czystym badano<br />
cztery gatunki traw gazonowych. W drugim doświadczeniu wysiano cztery mieszanki tych<br />
samych gatunków traw. W każdej mieszance wysiano jeden gatunek trawy jako dominującego<br />
(40%) mieszanki, każdy zaś z pozostałych trzech gatunków stanowił 20% mieszanki.<br />
I tak: M 1 – życica trwała 40%; M 2 – kostrzewa czerwona 40%; M 3 – wiechlina łąkowa<br />
40%; M 4 – mietlica pospolita 40%.<br />
* Prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr Jacek Sosnowski, dr inż. Wiesław Czeluściński –<br />
Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, dr inż. Jolanta Jankowska – Pracownia<br />
Agrometeorologii i Podstaw Melioracji, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny<br />
w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; e-mail: laki@uph.edu.pl<br />
<strong>53</strong>
Kazimierz Jankowski i in.<br />
W każdym z doświadczeń zastosowano następujące czynniki badawcze:<br />
1) rodzaj podłoża:<br />
a) bez hydrożelu, „ 0”– kontrola,<br />
b) z dodatkiem hydrożelu umieszczonego na głębokościach: 5cm; 10 cm i 15cm;<br />
2) okrywa glebowa:<br />
a) gleba uprawna –(P),<br />
b) torf ogrodniczy–(T).<br />
Jakość badanych muraw trawnikowych zależała głównie od składu gatunkowego murawy<br />
trawnikowej oraz od rodzaju podłoża glebowego. Wszystkie murawy trawnikowe najlepszą<br />
jakość miały przy umieszczeniu hydrożelu w podłożu na głębokości 5 i 10 cm. Rodzaj okrywy<br />
glebowej nie miał istotnego wpływu na badaną cechę.<br />
Summary<br />
Application of superabsorbents in the subsoil, also called hydrogels, contributes to significant<br />
water savings. Evaluation of quality of different turf lawns depending on the depth of<br />
the hydrogel in the subsoil and the type of soil cover was the aim of this study.<br />
There were carried out two field experiments, which were established in triplicate, and conducted<br />
in a split-plot system. The experimental unit was a plot with an area of 1m 2 .<br />
The first experiment was a lawn where were studied four species of lawn grasses sown as<br />
monocultures. In the second experiment were used four mixtures of the same grass species.<br />
In each mixture was applied one grass species as the dominant (40%) and the other<br />
three species accounted for 20%. There were: M 1 – 40% Perennial ryegrass, M 2 – 40%<br />
Red fescue, M 3 – Kantucky bluegrass 40%; M 4 – 40% Common bent.<br />
In each experiment, the following research factors were applied:<br />
1) the type of subsoil:<br />
a) without hydrogel - “0”, control,<br />
b) with the addition of hydrogel placed at a depth: 5cm, 10cm and 15cm;<br />
2) Soil cover:<br />
a) cultivation soil – (P),<br />
b) horticultural peat – (T).<br />
The quality of studied turf lawns depended mainly on lawn grass species composition and<br />
the kind of subsoil. All tested turf lawns the best quality achieved by placing the hydrogel in<br />
the ground at a depth of 5 and 10 cm. The type of soil cover had no significant effect on the<br />
value of this feature.<br />
54
Wpływ głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy glebowej...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W ostatnich latach susze, a co za tym idzie niedobory wody, są coraz częstsze i trwają<br />
znacznie dłużej. Zmieniający się klimat stawia przed światem nauki wymagania dotyczące<br />
rozwiązania tego problemu. Stosowanie nowoczesnych systemów nawodnieniowych<br />
nie jest bowiem rozwiązaniem doskonałym. Przeważnie są to urządzenia bardzo kosztowne<br />
i nie każde gospodarstwo stać na taką inwestycję. Konieczne było zatem szukanie innych<br />
rozwiązań. Zastosowanie w podłożach superabsorbentów, zwanych także hydrożelami<br />
przyczynia się do znacznej oszczędności wody. Hydrożele są to związki chemiczne<br />
zdolne do zatrzymywania znacznej ilości wody i łatwego udostępniania jej roślinom [Martyn<br />
i Onuch-Amborska 1993]. Pęcznieją one pod wpływem wody, tworząc galaretowaty<br />
żel, kurczą się natomiast do objętości wyjściowej w chwili oddawania tej wody roślinom.<br />
Jakość muraw trawnikowych zależy w dużym stopniu od częstego podlewania, a co za tym<br />
idzie od wydatków związanych z utrzymaniem muraw trawnikowych [Jankowski i in. 2010,<br />
2011a – d, Wolski 2003].<br />
Dodanie hydrożelu do podłoża glebowego [Łuczak 1995] zwiększa jego pojemność<br />
wodną do tego stopnia, że możliwe jest ograniczenie nawodnienia nawet o 70%. W wyniku<br />
cyklicznego procesu pęcznienia i kurczenia się substancji czynnej zwiększa się porowatość<br />
gleby i jej napowietrzenie [Sady, Domagała 1995].<br />
Hydrożel stosowany w podłożu trawników wzbudził zainteresowania wśród wielu autorów<br />
[Eliot 1992, Austin i Bonderik 1992, Fontano i Bilderback 1993]. Hydrożele produkowane<br />
są głównie w USA, Japonii oraz w Europie Zachodniej, chociaż inne kraje, w tym Polska,<br />
również mają swój udział w ich produkcji [Michalak i Hetman 2002].<br />
Celem tego opracowania jest ocena jakości różnych muraw trawnikowych zarówno<br />
w zależności od głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu, jak i od rodzaju okrywy<br />
glebowej.<br />
2. MATERIAŁY I METODY<br />
W roku 2007 na terenie obiektu doświadczalnego Uniwersytetu Przyrodniczo - Humanistycznego<br />
w Siedlcach rozpoczęto badania dotyczące stosowania hydrożelu w celu<br />
ograniczenia zapotrzebowania i zużycia wody do nawodnień. Doświadczenia były prowadzone<br />
do 2009 roku.<br />
Badania były oparte na dwóch doświadczeniach polowych założonych w trzech powtórzeniach<br />
i prowadzonych w układzie split-plot. Jednostką doświadczalną było poletko<br />
o powierzchni 1m 2 .<br />
Pierwsze doświadczenie dotyczyło trawnika monokulturowego, gdzie w siewie czystym<br />
badano cztery gatunki traw gazonowych (tab. 1).<br />
55
Kazimierz Jankowski i in.<br />
Tabela 1. Monokultury traw zastosowane w doświadczeniu<br />
Table 1. Monocultures of grasses used in the experiment<br />
Oznaczenie<br />
monokultury<br />
Gatunek trawy<br />
Odmiana<br />
Wysiew nasion<br />
[g/1m 2 ]<br />
G1 Życica trwała Inka 3,10<br />
G2 Kostrzewa czerwona Nil 3,90<br />
G3 Wiechlina łąkowa Alicja 2,40<br />
G4 Mietlica pospolita Tolena 1,10<br />
W drugim doświadczeniu zastosowano cztery zaprojektowane mieszanki tych samych<br />
gatunków traw – M1, M2, M3 i M4. W każdej mieszance 40% stanowił jeden gatunek trawy,<br />
jako dominujący, a trzy pozostałe gatunki stanowiły natomiast w mieszance po 20%. Jako<br />
gatunki dominujące stosowano: M1: życicę trwałą (40%); M2: kostrzewę czerwoną (40%);<br />
M3: wiechlinę łąkową (40%); M4: mietlicę pospolitą (40%).<br />
W każdym z doświadczeń zastosowano następujące czynniki badawcze:<br />
1) rodzaj podłoża:<br />
a) bez hydrożelu – „0” kontrola,<br />
b) z dodatkiem hydrożelu umieszczonego na głębokościach: 5 cm; 10 cm i 15 cm;<br />
2) okrywa glebowa:<br />
a) gleba uprawna (P),<br />
b) torf ogrodniczy (T);<br />
3) lata badań: 2007–2009.<br />
Hydrożel zastosowano w ilości 50g/m 2 w wierzchniej warstwie gleby na głębokości<br />
5; 10 i 15 cm. Nasiona wysiano pod koniec kwietnia 2007 roku. Po wysiewie nasion traw<br />
powierzchnię gleby przysypano w sposób losowy cienką warstwą torfu ogrodniczego lub<br />
gleby uprawnej.<br />
W latach 2007–2009 dokonano oceny wybranych cech użytkowych traw gazonowych<br />
[Prończuk 1993, Domański 1997], decydujących o jakości muraw trawnikowych, m.in.<br />
oceniano kolorystykę, zadarnienie, ogólny aspekt, przezimowanie i doskonałość liścia.<br />
Stosowano dziewięciostopniową skalę bonitacyjną, w której cyfra 9 oznaczała największą<br />
wartość cechy. Cechy użytkowe oceniano raz w miesiącu (w dniach 15–20 każdego miesiąca),<br />
przez cały okres wegetacyjny, od maja do października włącznie.<br />
Doświadczenia zostały przeprowadzone na glebie zaliczanej do działu gleb antropogenicznych,<br />
rzędu kulturoziemnych, typu hortisoli, wytworzonej z piasku słabo<br />
gliniastego. Badaną glebę charakteryzował odczyn zasadowy, duża zawartość magnezu<br />
(8,4 mg Mg /100 g) i fosforu (90 mg P 2<br />
O 5<br />
/100 g) oraz mała zawartość potasu<br />
(19 mg K 2<br />
O/100g).<br />
56
Wpływ głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy glebowej...<br />
W badaniach wykorzystano zmienność czynników meteorologicznych, które miały<br />
wpływ na przebieg wegetacji oraz rozwój roślin w latach 2007–2009, na podstawie których<br />
obliczono współczynnik hydrotermiczny Sielianinowa [Bac i in. 1993]. Wartość tego współczynnika<br />
przedstawiono w tabeli 2.<br />
Tabela 2. Współczynnik hydrotermiczny Sielianinowa w poszczególnych miesiącach okresu<br />
wegetacyjnego 2007–2009<br />
Table 2. Hydrometrical Sielianinow indexes (K) in individual months of vegetation seasons of<br />
2007–2009<br />
Lata<br />
Miesiące<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
2007 0,24 0,40 0,32 0,37 0,16 0,51 0,20<br />
2008 0,30 0,67 0,28 0,37 0,40 0,51 0,01<br />
2009 0,07 0,<strong>53</strong> 0,92 0,13 0,45 0,17 1,45<br />
Poszczególne wartości współczynnika hydrotermicznego oznaczają:<br />
1) do 0,5 – silną posuchę,<br />
2) 0,51 – 0,69 – posuchę,<br />
3) 0,70 – 0,99 słabą posuchę,<br />
4) > 1 – brak posuchy.<br />
W roku założenia doświadczenia (2007) wartości współczynnika hydrotermicznego<br />
Sielianinowa wskazują na silną posuchę w miesiącach od kwietnia do października.<br />
W okresie wegetacyjnym dominowała silna posucha. W roku 2008, w miesiącach kwiecień,<br />
czerwiec, lipiec, sierpień i październik, stwierdzono silną posuchę, a w roku 2009 silna<br />
posuchę odnotowano w miesiącach kwiecień, lipiec, sierpień oraz wrzesień.<br />
Uzyskane wyniki badań poddano analizie statystycznej, przeprowadzając analizę wariancji.<br />
W odniesieniu do istotnych źródeł zmienności (czynników i interakcji) szczegółowo<br />
porównano średnie testem Tukey’a, przy poziomie istotności P ≤ 0,5 [Trętowski i Wójcik<br />
1992].<br />
3. WYNIKI BADAŃ<br />
Analiza współczynników korelacji wykazała, że największy wpływ na ogólny aspekt<br />
(OA) miało przezimowanie (tab.3). W badanych murawach trawnikowych zależność tej cechy<br />
koncentrowała się wokół r = 0,72. Na kolejnym miejscu ważności znalazło się zadarnienie<br />
(r = 0,66) oraz kolorystyka (r = 0,64). Z kolei w badaniach Prończuka i in. [1997], największy<br />
wpływ na ogólny aspekt murawy miało zadarnienie, a na drugim miejscu powolne<br />
ich odrastanie. Najmniejszy istotny wpływ miała doskonałość liścia (r = 0,36). Wyniki te<br />
znalazły potwierdzenie również w badaniach innych autorów [Prończuk i in. 1997].<br />
57
Kazimierz Jankowski i in.<br />
Oceniając poszczególne współczynniki korelacji można stwierdzić, że na ogólny<br />
aspekt muraw trawnikowych w wyższym stopniu oddziaływało zadarnienie monokultur niż<br />
mieszanek, odwrotnie jak w razie przezimowania. Z kolei kolorystyka muraw mieszankowych<br />
w większym stopniu wpływała na aspekt wizualny trawników niż kolorystyka gazonów<br />
monokulturowych. Analiza współczynników korelacji wykazała, że istnieją różnice –<br />
zarówno gatunkowe, jak i mieszankowe – zależności ogólnego aspektu od przezimowania<br />
i zadarnienia muraw. Określenie współczynników korelacji pozwoliło na syntetyczne ujęcie<br />
jakości badanych muraw (wskaźnik Q) i skonstruowanie następującej formuły:<br />
,<br />
gdzie:<br />
Za – zadarnienie,<br />
DL – doskonałość liścia,<br />
Prz – przezimowanie,<br />
K – kolorystyka.<br />
Zdaniem Laudańskiego i in. [2004] zgromadzone wieloletnie wyniki oceny muraw<br />
trawnikowych stanowią z jednej strony obszerny materiał umożliwiający obiektywną ocenę<br />
wartości gatunków lub odmian, z drugiej strony jednak stwarzają duże kłopoty przy<br />
wnioskowaniu o ich przydatności. Opierając się na ogólnej średniej z obserwacji trudniej<br />
jest wytypować gatunki (odmiany) bezwzględnie najlepsze, ponieważ uzyskane wyniki są<br />
obciążone zmiennością w sezonach i latach, są także powiązane z innymi cechami, np.<br />
podatnością na choroby [Prończuk i in. 1997, 2003, Prończuk 2002]. Z tego powodu proponuje<br />
się opracowanie formuł syntetycznego ujęcia niektórych cech, co pozwala przeprowadzić<br />
całościową ocenę jakości badanych muraw.<br />
Według Prończuka i in. [1997] wyliczony wskaźnik jakości darni mieścił się w granicach<br />
od 6,1 do 8,6. Z danych zestawionych w tabeli 3 wynika, że z badanych monokultur<br />
trawnikowych najwyższą jakość murawy posiadał trawnik kostrzewy czerwonej (7,3 o )<br />
a najniższą wiechliny łąkowej (4,0 o ).<br />
Analiza statystyczna wykazała również istotną zależność jakości muraw między<br />
wszystkimi badanymi monokulturami. Uwzględniając rodzaj podłoża glebowego wykazano,<br />
że murawy monokulturowe najwyższą jakość uzyskały na obiekcie z hydrożelem<br />
umieszczonym na głębokości 5 cm (6,4 o ) i nieco gorszą (6,3 o ) przy głębokości umieszczenia<br />
hydrożelu wynoszącej 10 cm. W badaniach tych wykazano istotny wpływ współdziałania<br />
rodzaju monokultury i rodzaju podłoża glebowego. Z analizy tej wynika, że najwyższą<br />
jakość (7,8 o ) uzyskała murawa kostrzewy czerwonej uprawiana na obiektach z hydrożelem<br />
umieszczonym na głębokości 5 cm. Najniższą jakość uzyskały natomiast murawy wszystkich<br />
badanych gatunków traw uprawianych na obiektach z hydrożelem na głębokości 15<br />
cm. W ocenie tej wykazano, że rodzaj okrywy glebowej nie miał istotnego wpływu na jakość<br />
badanych muraw trawnikowych. Jedynie istotny okazał się wpływ współdziałania ro-<br />
58
Wpływ głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy glebowej...<br />
dzaju okrywy i rodzaju monokultury. Z przeprowadzonych badań wynika, że niezależnie<br />
od rodzaju podłoża najwyższą jakość uzyskały murawy kostrzewy czerwonej (7,3°), a najniższą<br />
wiechliny łąkowej (4,0°). Analizując mieszanki trawnikowe można stwierdzić, że najwyższą<br />
jakość murawy (7,7°) uzyskano stosując mieszankę M2, z dominacją kostrzewy<br />
czerwonej. Najgorsza jakość murawy (5,2°), istotnie niższa od pozostałych muraw, charakteryzowała<br />
murawę mieszanki M3, z dominacją wiechliny łąkowej.<br />
W omawianych badaniach wykazano także istotne różnice w jakości muraw w zależności<br />
od rodzaju podłoża glebowego. Najwyższą jakość (7,3°) w porównaniu do jakości<br />
murawy na obiekcie kontrolnym uzyskały murawy mieszanek uprawianych na podłożu,<br />
w którym głębokość umieszczenia hydrożelu wynosiła 10 cm.<br />
Wprowadzenie hydrożelu do podłoża powodowało istotną poprawę jakości muraw<br />
mieszankowych (niezależnie od głębokości jego umieszczenia). Również istotne okazało<br />
się współdziałanie rodzaju mieszanki i głębokości umieszczenia hydrożelu. Najwyższą<br />
jakość murawy (8,5°) uzyskała mieszanka M2 z dominacją kostrzewy czerwonej, uprawiana<br />
na podłożu, w którym głębokość umieszczenia hydrożelu wynosiła 10 cm. Jakość tej<br />
murawy była istotnie wyższa niż murawy tej mieszanki uprawianej na obiekcie kontrolnym<br />
(6,8°), czy też na podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 15 cm (7,1°).<br />
Na uwagę zasługuje fakt, że na obiekcie kontrolnym wszystkie murawy badanych mieszanek<br />
trawnikowych miały istotnie gorszą jakość niż na obiektach z podłożem hydrożelowym.<br />
W badaniach wykazano ponadto, że rodzaj zastosowanej okrywy glebowej nie powodował<br />
istotnego zróżnicowania jakości tych muraw. Istotne okazało się jedynie współdziałanie<br />
rodzaju okrywy glebowej i rodzaju mieszanki trawnikowej. Najlepsza jakość odznaczała<br />
mieszankę M2, z dominacją kostrzewy czerwonej (7,8°), uprawianą na obiekcie<br />
z okrywą z gleby uprawnej, najniższa zaś (5,1°) mieszankę M3 z dominacją wiechliny łąkowej,<br />
uprawianą pod tym samym rodzajem okrywy co mieszanka M2.<br />
Tabela 3. Współczynniki korelacji zależności między ogólnym aspektem a innymi cechami<br />
użytkowymi traw gazonowych<br />
Table 3. Correlation indexes of dependence between general aspect and the other features of<br />
lawn grasses<br />
Monokultury gatunków traw<br />
Mieszanki gatunków traw<br />
G1 G2 G3 G4 M1 M2 M3 M4<br />
Średnia<br />
N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=48 N=192<br />
Za 0,79* 0,54* 0,67* 0,50* 0,<strong>53</strong>* 0,57* 0,31* 0,49* 0,66*<br />
Prz 0,37* 0,66* 0,29* 0,80* 0,46* 0,93* 0,42* 0,66* 0,72*<br />
Dl n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. 0,34* n.i. 0,36*<br />
K 0,34* 0,62* 0,49* 0,16* 0,45* 0,59* 0,84* 0,29* 0,64*<br />
Objaśnienia: n.i – zależność nieistotna statystycznie, * – istotne przy p=0,05, N – wielkość próby, G1–G4<br />
– jak w tab. 1; M1 – mieszanka z dominacją życicy trwałej; M2 – mieszanka z dominacją kostrzewy czerwonej;<br />
M3 – mieszanka z dominacją wiechliny łąkowej; M4 – mieszanka z dominacją mietlicy pospolitej.<br />
59
Kazimierz Jankowski i in.<br />
Tabela 4. Syntetyczna ocena jakości badanych muraw trawnikowych (w skali 9 punktowej)<br />
w zależności od rodzaju podłoża oraz okrywy glebowej (średnio z lat 2007–2009)<br />
Table 4. Synthetic estimation of quality of turf lawns (in 9 0 scale) in depend on kind of subsoil<br />
GUH<br />
w cm<br />
and kind of soil cover (average from 2007–2009)<br />
Monokultura<br />
Rodzaj podłoża<br />
Mieszanka<br />
G1 G2 G3 G4 Średnie M1 M2 M3 M4 Średnie<br />
„0” 5,8 7,2 3,4 5,7 5,5 6,5 6,8 4,2 5,9 5,9<br />
5 6,4 7,8 4,4 7,1 6,4 7,6 8,4 5,5 7,0 7,1<br />
10 6,6 7,3 4,4 7,0 6,3 7,7 8,5 5,8 7,2 7,3<br />
15 5,8 7,1 3,8 6,5 5,8 6,9 7,1 5,2 7,1 6,6<br />
Rodzaj okrywy glebowej<br />
Rodzaj P 6,1 7,3 4,0 6,6 6,0 7,2 7,8 5,1 6,8 6,7<br />
okrywy T 6,2 7,3 4,0 6,6 6,0 7,2 7,6 5,2 6,8 6,7<br />
Średnia 6,1 7,3 4,0 6,6 7,2 7,7 5,2 6,8<br />
NIR ≤ 0,05<br />
dla:<br />
Monokultura (A): - 0,43<br />
GUH (B): - 0,27<br />
Rodzaj okrywy (C): - n.i.<br />
Współdziałanie:<br />
(BxA): - 0,46<br />
(CxA): - 0,41<br />
NIR ≤ 0,0<br />
dla:<br />
Mieszanka (A): - 0,39<br />
GUH (B): - 0,19<br />
Rodzaj okrywy (C): - n.i.<br />
Współdziałanie:<br />
(BxA): - 0,45<br />
(CxA): - 0,37<br />
Objaśnienia: GUH – głębokość umieszczenia hydrożelu; n.i. – zależność nieistotna statystycznie.<br />
Z badań Prończuka i in. [1997] wynika, że wartości 5–6° w stosowanej skali należy<br />
uznać przy ocenie odmian za wynik zadowalający, a oceny 3–4° za często spotykane<br />
w okresach działania stresów (susza, choroby, mróz i inne). Najwyższe oceny, 8–9°, zdarzają<br />
się sporadycznie, jedynie w okresach najbardziej sprzyjających pod względem termiczno-wilgotnościowym<br />
i eksploatacyjnym rozwojowi traw.<br />
Nawiązując do uzyskanych wyników badań (tab.4) można stwierdzić, że wartość najwyższą<br />
według stosowanej skali uzyskała mieszanka M2 z dominacją kostrzewy czerwonej<br />
uprawiana na podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 5 i 10cm. Najgorszą<br />
jakość posiadała murawa wiechliny łąkowej uprawiana w siewie czystym lub w mieszance<br />
M3, niezależnie od rodzaju podłoża czy okrywy glebowej.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Analiza współczynników korelacji wykazała, że największy wpływ na aspekt ogólny<br />
badanych muraw trawnikowych miały w kolejności przezimowanie, kolorystyka, zadarnienia<br />
i w mniejszym stopniu doskonałość (smukłość liścia).<br />
2. Stwierdzono, że istnieją zarówno gatunkowe, jak i mieszankowe różnice zależności<br />
ogólnego aspektu muraw od ocenianych cech.<br />
60
Wpływ głębokości umieszczenia hydrożelu w podłożu oraz rodzaju okrywy glebowej...<br />
3. Jakość muraw trawnikowych zależała głównie od rodzaju murawy i zastosowanego<br />
podłoża glebowego. Najlepsza jakość odznaczała murawy kostrzewy czerwonej wysianej<br />
zarówno w siewie czystym, jak i w mieszance z jej dominacją.<br />
4. Niezależnie od rodzaju murawy najlepszą jakość miały te murawy, które założono na<br />
podłożu z hydrożelem umieszczonym na głębokości 5 i 10cm. Rodzaj okrywy glebowej<br />
(gleba uprawna lub torf ogrodniczy) nie miał natomiast żadnego wpływu na poprawę<br />
jakości badanych muraw trawnikowych – zarówno monokulturowych, jak i mieszankowych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
AUSTIN M., BONDERIK K. 1992. Hydrogel as a field medium amendment for blueberry<br />
plants. Hort Science 27: 973–974.<br />
BAC S., KOŹMIŃSKI C., ROJEK M. 1993. Agrometeorologia. PWN, Warszawa.<br />
DOMAŃSKI P. 1992. System badań i oceny traw gazonowych w Polsce. Biuletyn IHAR,<br />
183: 251–263.<br />
DOMAŃSKI P. 1998. Metodyka badań wartości gospodarczej odmian (WGO) roślin uprawnych.<br />
COBORU, Słupia Wielka. Wyd. I: 1–33.<br />
ELIOT G.C. 1992.Inhibition of water by rockwool-peat container media amended with hydrophilic<br />
gel or welting agent. Journal of American. Society for Horticultural Science<br />
117 (5): 757–761.<br />
FONTANO W.C., BILDERBACK T.E. 1993.Impact of hydrogel on physical properties of coarse-structured<br />
horticultural substrates. Journal of the American Society for Horticultural<br />
Science 118 (2): 217–222.<br />
JANKOWSKI K, KOLCZAREK R, CIEPIELA G. 1999. Ocena wybranych gatunków traw<br />
gazonowych uprawianych ekstensywnie. ZN AR Szczecin 75: 147–152.<br />
JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J., CIEPIELA G. A. 2010. Wpływ hydrożelu<br />
na początkowy rozwój muraw trawnikowych oraz estetykę ich w latach użytkowania.<br />
Jour. of Agric. Applic. Eng. Vol. 55(2): 36–41.<br />
JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J. 2011a. Wpływ hydrożelu i rodzaju<br />
nawozu mineralnego na zadarnienie muraw trawnikowych o zróżnicowanym udziale<br />
życicy trwałej. Fol. Pom. Univ. Techn. Stetin, Agricultura 286(18): 13–22.<br />
JANKOWSKI K., CZELUŚCIŃSKI W., JANKOWSKA J., SOSNOWSKI J. 2011b. Wpływ<br />
hydrożelu oraz różnych rodzajów nawozów na tempo odrostu runi trawników założonych<br />
na bazie życicy trwałej. Woda, środowisko, obszary wiejskie. T.11, 2(34):<br />
73–82.<br />
JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J., SZCZYKUTOWICZ A. 2011c. Zadarnienie muraw trawnikowych<br />
założonych na bazie kostrzewy czerwonej przy zastosowaniu hydrożeli<br />
w podłożu. Wiadomości Mel. i Łąk. 2: 89–92.<br />
61
Kazimierz Jankowski i in.<br />
JANKOWSKI K., SOSNOWSKI J., JANKOWSKA J. 2011d. Effect of Hydrogel and different<br />
types of fertilizers on the numer of turf shoots In lawns created by monocultures<br />
of red fescue (Festuca rubra L.) Cultivars and its mixtures. Acta Agrobotanica. Vol .<br />
64(3): 109–118.<br />
LAUDAŃSKI Z., PROŃCZUK M., PROŃCZUK M. 2004. Propozycja syntezy cech użytkowych<br />
w ocenie wartości trawnikowej odmian Festuca spp. Biuletyn IHAR Nr 233:<br />
181–192.<br />
ŁUCZAK P. 1995.Zastosowanie superabsorbentów w rolnictwie. Poradnik gospodarski <strong>nr</strong><br />
3, 38.<br />
MARTYN W., ONUCH-AMBORSKA J. 1993. Ocena tempa wysychania podłoży ogrodniczych<br />
w zależności od udziału w nich hydrożelu. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 461:<br />
291–298.<br />
MICHALAK B., HETMAN J. 2002. Hydrożele jako składniki podłoży ogrodniczych stosowane<br />
w produkcji rozsady jednorocznych roślin kwietnikowych. Zesz. Prob. Post. Nauk<br />
Roln. 485: 217–229.<br />
PROŃCZUK S. 1993. System oceny traw gazonowych. Biuletyn IHAR Radzików: 127–132.<br />
PROŃCZUK S., PROŃCZUK M., ŻYŁKA D. 1997. Metody syntetycznej oceny wartości<br />
użytkowej traw gazonowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 451: 125–133.<br />
PROŃCZUK S. 2002. Uwarunkowania technologiczne w uprawie i ocenie trawników.<br />
Przeg. Nauk. Inż. i Kszt. Śr. (24): 70–78.<br />
PROŃCZUK M., LAUDAŃSKI Z., PROŃCZUK S. 2003. Porównanie gatunków i odmian<br />
Festuca ssp. w wieloletnim użytkowaniu trawnikowym. Biuletyn IHAR: 225, 239–257.<br />
SADY W., DOMAGAŁA I. 1995.Ekożel MI może być przydatny do zakładania trawników.<br />
Ogrodnictwo I: 26–27.<br />
TRĘTOWSKI J., WÓJCIK A.R. 1992. Metodyka doświadczeń rolniczych. WSR-P Siedlce.<br />
WOLSKI K. 2003. Znaczenie traw w życiu człowieka i ochronie środowiska. Polskie Towarzystwo<br />
Nauk Agronomicznych, Wrocławskie Towarzystwo Naukowe: 1–10.<br />
62
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Artur Szwalec*, Paweł Mundała*<br />
ZAWARTOŚĆ Cd, Pb, Zn i Cu W GLEBACH WYBRANYCH PARKÓW<br />
MIEJSKICH KRAKOWA<br />
CONTENTS OF Cd, Pb, Zn AND Cu IN SOIL OF SELECTED PARKS OF<br />
CITY OF KRAKóW<br />
Słowa kluczowe: metale ciężkie, gleba, parki miejskie, Kraków.<br />
Key words: heavy metals, topsoil, city parks, Kraków.<br />
Streszczenie<br />
W pracy dokonano oceny zawartości Cd, Pb, Zn i Cu w powierzchniowej warstwie (0–0,20<br />
m) gleb dziewięciu wybranych parków miejskich Krakowa. Oznaczenie wyżej wymienionych<br />
metali w zebranym materiale glebowym po mineralizacji na mokro wykonano metodą<br />
atomowej spektrometrii absorpcyjnej FASA, na aparacie Solaar M6 firmy Unicam. Zanieczyszczenie<br />
ołowiem stwierdzono w glebach Parku Krakowskiego i Parku Jordana, cynk<br />
w ponadnormatywnych wartościach według rozporządzenia Ministra Środowiska [2002],<br />
występował w glebie Parku Krakowskiego. Gleby w Parkach: Wyspiańskiego, Bednarskiego<br />
i Jerzmanowskich wykazywały naturalną zawartość wszystkich badanych metali.<br />
Summary<br />
Contents of Cd, Pb, Zn and Cu in topsoil of nine Kraków City parks were determinated. Soli<br />
samples were mineralized on wet method. Metals were determinated on FAAS, Solaar M6.<br />
Lead contamination was stated in soil of Krakowski and Jordan Parks. Zinc concentration in<br />
Krakowski Park didn’t fulfil Regulation of Ministry of Environment [2002]. On the other hand<br />
soil in Parks: Wyspianski, Bednarski or Jerzmanowskich had natural metal concentrations<br />
of all examined metals.<br />
* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała – Katedra Ekologii, Klimatologii i <strong>Ochrony</strong><br />
Powietrza – Wydział Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Rolniczy im.<br />
H. Kołłątaja w Krakowie, Al. A. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; tel.: 607 76 20 35;<br />
e-mail: rmszwale@cyf-kr.edu.pl, rmmundal@cyf-kr.edu.pl<br />
63
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W ciągu ostatnich dziesięcioleci nastąpił dynamiczny rozwój cywilizacji, w wyniku, którego<br />
równowaga ekologiczna w przyrodzie i gospodarce uległa zakłóceniu. Rozwój przemysłu,<br />
komunikacji oraz rolnictwa przyczynia się do nadmiernego nagromadzenia pierwiastków<br />
śladowych w glebach oraz roślinach. Niezależnie od źródła, z którego pochodzą<br />
metale ciężkie, po dostaniu się do gleby bardzo szybko stają się one jednym z elementów<br />
łańcucha pokarmowego człowieka [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Gruca-Królikowska,<br />
Wacławek 2006]. Jednym z elementów środowiska, w którym może nastąpić depozycja<br />
pierwiastków śladowych, są parki miejskie [Xiangdong i in. 2004]. Obiekty te stanowią najstarszą<br />
świadomą formę zieleni miejskiej, która jest nieodzownym elementem terenów zurbanizowanych.<br />
W dużej mierze są tworami sztucznymi, projektowanymi przez człowieka.<br />
Tereny zielone w mieście pełnią rolę nie tylko estetyczną i rekreacyjną. Przyczyniają<br />
się również do obniżenia stężenia cząstek pyłów poprzez ich wychwytywanie, co wpływa<br />
na poprawę jakości powietrza i samopoczucie mieszkańców. Parki miejskie stają się swoistego<br />
rodzaju „filtrem biologicznym”, który gromadzi w sobie różnego rodzaju zanieczyszczenia,<br />
także metale toksyczne, takie jak: kadm, ołów, rtęć, chrom, cynk, miedź i inne. Dlatego<br />
ważne staje się monitorowanie zanieczyszczeń gleb w tych obiektach, odgrywających<br />
obecnie bardzo ważną rolę w życiu ludności dużych miast [Grzebisz 2002, Greinert 2003].<br />
Celem prezentowanej pracy była ocena zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi<br />
w glebach wybranych parków miejskich miasta Krakowa.<br />
2. Metodyka badań<br />
Badania terenowe przeprowadzono w październiku w roku 2009, w parkach miejskich<br />
Krakowa. Próbki gleb pobrano z dziewięciu wybranych obiektów zlokalizowanych<br />
w różnych częściach miasta: w Parku Krowoderskim i w Parku Wyspiańskiego położonych<br />
w dzielnicy Prądnik Biały, w Parku Krakowskim i w Parku Jordana leżących w dzielnicy<br />
Krowodrza, w Parku Lotników Polskich (dawniej Parku Kultury i Wypoczynku) i w Parku<br />
Żeromskiego zlokalizowanych w dzielnicy Nowa Huta, w Parku Bednarskiego położonym<br />
w dzielnicy Podgórze, w Parku Strzeleckim leżącym w dzielnicy Grzegórzki oraz w Parku<br />
Jerzmanowskich zlokalizowanym w dzielnicy Bieżanów – Prokocim.<br />
Każdy park podzielono na cztery sektory, w ramach których pobierano przy użyciu<br />
świdra glebowego po pięć próbek pierwotnych, z warstwy gleby 0,00–0,20 m. Próbki glebowe<br />
po zhomogenizowaniu tworzyły jednorodny materiał badawczy, z którego pobrana<br />
została próbka średnia o masie ok. 500g, przeznaczona do dalszych badań laboratoryjnych.<br />
W sumie pobrano 36 próbek średnich (po cztery z każdego parku).<br />
Próbki gleb po wysuszeniu rozdrobniono w moździerzu i przesiano przez sito o średnicy<br />
oczek 1mm. Do analizy pobrano 4g jednorodnego materiału glebowego, w którym<br />
64
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach wybranych parków miejskich Krakowa<br />
przeprowadzono mineralizację w mieszaninie stężonych kwasów HClO 4<br />
i HNO 3<br />
. Oznaczenie<br />
kadmu, ołowiu, cynku i miedzi wykonano metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej<br />
FASA na aparacie Solaar M6 firmy Unicam. W pobranych próbkach oznaczono również pH<br />
w KCl, metodą potencjometryczną, oraz zbadano skład granulometryczny, metodą Cassagrande’a<br />
w modyfikacji Prószyńskiego.<br />
3. Wyniki badań i dyskusja<br />
Na wzbogacenie gleb miejskich w metale ciężkie i inne pierwiastki mają wpływ zarówno<br />
czynniki naturalne (rodzaj i skład chemiczny skał macierzystych gleb, właściwości<br />
chemiczne poszczególnych pierwiastków, topografia terenu, warunki hydrogeologiczne),<br />
jak i działalność człowieka – emisje z zakładów przemysłowych i środków komunikacji<br />
oraz odprowadzanie ścieków. Zanieczyszczenie środowiska glebowego metalami ciężkimi<br />
w warunkach wielowiekowej urbanizacji jest także związane z użytkowaniem gleb miejskich<br />
i nanoszeniem substratów naturalnych i technogennych zróżnicowanych pod względem<br />
ilości, pochodzenia i składu [Greinert 2003, Bielińska, Mocek 2010].<br />
W odniesieniu do gleb parków miejskich trudno jest mówić o jednorodności materiału<br />
glebowego. Wynika to z faktu, iż obiekty te często były lokalizowane na terenach poddawanych<br />
silnym przeobrażeniom związanym z rozbudową, przebudową i rozwojem infrastruktury<br />
miejskiej w kolejnych wiekach. Generalnie zawartość metali ciężkich w glebach<br />
miejskich jest od dwu do kilkunastu razy większa niż w glebach na przyległych niezabudowanych<br />
terenach Pasieczna [2003].<br />
Rys. 1. Zawartość Cd w glebach parków krakowskich<br />
Fig. 1. Content of Cd in soil of Krakow parks<br />
65
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
Zawartość kadmu w pobranych próbkach gleb występowała w przedziale 0,21–1,41<br />
mg∙kg -1 s.m. i mieściła się w wartościach dopuszczalnych stężeń zawartych w załączniku<br />
do rozporządzenia Ministra Środowiska [2002]. Najwyższą zawartość (śr. geom.)<br />
tego pierwiastka charakteryzowała glebę pobraną w Parku Żeromskiego, zlokalizowanym<br />
w Nowej Hucie (rys. 1). Bach i Pawłowska [2008] w prowadzonych na terenie Krakowa<br />
badaniach oznaczyły zawartość kadmu w glebach parków miejskich w zakresie<br />
0,35– 2,30 mg∙kg -1 s.m., przy czym podawana przez nie najwyższa zawartość wystąpiła<br />
w Parku Szwedzkim, który nie był objęty badaniami przeprowadzonymi w ramach niniejszej<br />
pracy. Podobny zakres wartości dla tego pierwiastka (0,2–2,6 mg∙kg -1 s.m.) podają<br />
Gąsiorek i Niemyska-Łukaszuk [2004] w badaniach gleb w ogrodach klasztornych Krakowa.<br />
Jak podaje Baran i in. [2010] zawartość kadmu w glebach polskich parków miejskich<br />
kształtuje się w dość szerokim zakresie od zawartości niskich (zbliżonych do naturalnych),<br />
np. 0,41 w parku na peryferiach Zamościa, nawet do 79,15 mg∙kg -1 s.m. w parku w centrum<br />
Miasteczka Śląskiego. Dla porównania przytoczono przedziały stężenia kadmu podawane<br />
przez Kabatę-Pendias i Pendias [1999], w glebach parków miejskich w Stanach<br />
Zjednoczonych: 0,02–13,6 mg∙kg -1 s.m., w Niemczech: 1–3,9 mg∙kg -1 s.m m. oraz w Wielkiej<br />
Brytanii: 1–17 mg∙kg -1 s.m.<br />
Rys. 2. Wartości wskaźnika nagromadzenia Cd, Pb, Zn i Cu w parkach krakowskich<br />
Fig. 2. Accumulation ratio for Cd, Pb, Zn and Cu in Krakow parks<br />
66
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach wybranych parków miejskich Krakowa<br />
Analizując wskaźnik nagromadzenia wykorzystany przez Czarnowską i in. [1999, 2003],<br />
czyli iloraz oznaczonej średniej geometrycznej zawartości kadmu i zawartości w skałach macierzystych<br />
[Czarnowska 1996], należy stwierdzić, że najniższa wartość wskaźnika nagromadzenia<br />
Wn=1,8 dla kadmu stwierdzono w glebach Parku Wyspiańskiego. Parki Jerzmanowskich,<br />
Krowoderski, Pilotów i Jordana charakteryzował wskaźnik nagromadzenia: 3 ≤ Wn ≤ 4.<br />
Wskaźnik nagromadzenia kadmu w parkach Krakowskim i Strzeleckim wyniósł odpowiednio<br />
4,7 i 5, natomiast najwyższym wskaźnikiem potwierdzającym silną antropopresję, charakteryzował<br />
się Park Żeromskiego, w którym Wn = 6 (rys. 2).<br />
Ołów w badanej warstwie gleby występował w zakresie 14,2–169,4 mg∙kg -1 s.m., a jego<br />
najwyższe stężenie oznaczono w próbce gleby pobranej w Parku Krakowskim. Zawartość<br />
tego pierwiastka, zarówno w wymienionym parku, jak i w Parku Jordana (rys. 3), przekroczyła<br />
wartość dopuszczalną dla gruntów zadrzewionych i zurbanizowanych gr. B, podawaną<br />
w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002].<br />
Rys. 3. Zawartość Pb w glebach parków krakowskich<br />
Fig. 3. Content of Pb in soil of Krakow parks<br />
W tym wypadku należy się jednak zastanowić, czy z racji lokalizacji opisywanych parków<br />
nie klasyfikować ich jako tereny komunikacyjne, w odniesieniu do których wartości dopuszczalne<br />
zawartości badanych pierwiastków są znacznie większe. Zarówno Park Krakowski,<br />
jak i Park Jordana, położone są w bezpośrednim sąsiedztwie ruchliwych arterii<br />
komunikacyjnych Krakowa, co bez wątpienia ma wpływ na wzbogacenie gleb tych parków<br />
w analizowane metale. Potwierdzają to również badania Bach i Pawłowskiej [2008], któ-<br />
67
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
re dla gleb z parków krakowskich podają zakres zawartości ołowiu 21,25–298,0 mg∙kg -1<br />
s.m., przy czym najwyższą zawartość tego pierwiastka oznaczono również w Parku Krakowskim.<br />
Wyższe zawartości ołowiu (5,0–548,9 mg∙kg -1 s.m) oznaczono w badaniach<br />
gleb ogrodów klasztornych Krakowa, prowadzonych przez Gąsiorka i Niemyską-Łukaszuk<br />
[2004]. Baran i in. [2010] podają, że w skali kraju najbardziej zanieczyszczony ołowiem był<br />
park w Miasteczku Śląskim – 1672 mg∙kg -1 s.m., a najmniej w Zamościu – 19,8 mg∙kg -1 s.m.<br />
Kabata-Pendias i Pendias [1999] zwracają uwagę, że zawartość omawianego pierwiastka<br />
w glebach parków miejskich w Wielkiej Brytanii jest znacznie wyższa niż w Krakowie i wynosi<br />
270–15 240 mg∙kg -1 s.m. i podobnie także w USA 220–10 900 mg∙kg -1 s.m. W przeciwieństwie<br />
do zawartości kadmu zawartości ołowiu są bardzo zróżnicowane – od niskich,<br />
wręcz naturalnych (Park Bednarskiego i Park Pilotów), do wysokich (parki Krakowski i Jordana).<br />
Antropopresja znajduje także potwierdzenie w obliczonych dla ołowiu wskaźnikach<br />
nagromadzenia (rys. 2.) Niskie i średnie wartości wskaźnika nagromadzenia ołowiu charakteryzują<br />
gleby parków: Bednarskiego, Wyspiańskiego, Jerzmanowskich, Pilotów i Żeromskiego<br />
(1,7≤Wn≤4), wysokie potwierdzające wpływ antroporesji gleby parków: Krowoderskiego<br />
(7,3), Strzeleckiego (9,5), Jordana (12,4) oraz Krakowskiego (Wn=15,9).<br />
Ryc. 4. Zawartość Zn w glebach parków krakowskich<br />
Fig. 4. Content of Zn in soil of Krakow parks<br />
Stężenie cynku w badanych glebach mieściło się w przedziale 59,3–402,6 mg∙kg -1<br />
s.m. (rys. 3). Podobnie jak stężenie ołowiu również stężenie cynku w glebie z Parku Krakowskiego<br />
przekroczyło wartość dopuszczalną podawaną w rozporządzeniu Ministra Śro-<br />
68
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach wybranych parków miejskich Krakowa<br />
dowiska [2002]. Wysoka zawartość omawianego pierwiastka w glebach parków krakowskich<br />
potwierdzona została również w badaniach Bach i Pawłowskiej [2008] – 213 mg∙kg -1<br />
s.m. w Parku Krakowskim i aż 794 mg∙kg -1 s.m. w Parku Szwedzkim. Gleby w pozostałych<br />
parkach charakteryzowała zgodnie z przywołanym rozporządzeniem dopuszczalna zawartość<br />
cynku. Zróżnicowane zawartości cynku w glebach parków i ogrodów miejskich<br />
Polski (40–4554 mg∙kg -1 s.m.) wykazali w swoich badaniach Baran i in. [2010]. Zawartość<br />
tego pierwiastka w glebach parków w innych państwach podawana przez Kabatę-Pendias<br />
i Pendias [1999], przedstawia się następująco:<br />
●●<br />
●●<br />
oraz<br />
●●<br />
USA: 20–1200 mg∙kg -1 s.m.,<br />
Wielka Brytania: 250–1800 mg∙kg -1 s.m.<br />
Kanada: 30–120 mg∙kg -1 s.m.<br />
Antropogeniczne wzbogacenie badanych gleb cynkiem, podobnie jak wcześniej omawianymi<br />
pierwiastkami cechuje duże zróżnicowanie (rys. 2 i 4) oraz wysokie wartości wskaźnika<br />
nagromadzenia Wn (rys. 2), który zmienia się w szerokim zakresie. W Parku Krakowskim<br />
wartość tego wskaźnika jest najwyższa (Wn=12,8), wysoka w Parku Żeromskiego<br />
(Wn=8,5) a najniższa natomiast w Parku Bednarskim (Wn=2,3).<br />
Ryc. 5. Zawartość Cu w glebach parków krakowskich<br />
Fig. 5. Content of Cu in soil of Krakow parks<br />
Gleby ze wszystkich parków krakowskich charakteryzowało stosunkowo niskie stężenie<br />
miedzi (4,9–58,7 mg∙kg -1 s.m.), odpowiadające wartościom dopuszczalnym określonym<br />
69
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002], przy czym należy zauważyć, że podobnie<br />
jak w przypadku wcześniej omawianych pierwiastków najwyższe stężenie oznaczono<br />
w glebie z Parku Krakowskiego (tab. 1, rys. 4). Bach i Pawłowska [2008] w prowadzonych<br />
w parkach krakowskich badaniach stwierdziły również, że najwyższe zawartości tego pierwiastka<br />
(96,26 mg∙kg -1 s.m.) wystąpiły w glebie Parku Krakowskiego. Zawartości miedzi<br />
w glebach parków Śląska, oznaczone przez Baran i in. [2010], były również niskie i porównywalne<br />
z wynikami uzyskanymi w parkach krakowskich. Wynosiły odpowiednio: dla Zabrza<br />
45,7 mg∙kg -1 s.m., dla Miasteczka Śląskiego 69,5 mg∙kg -1 s.m.<br />
Wskaźniki nagromadzenia tego mikroelementu są stosunkowo niskie (rys. 2) najniższe<br />
ze wszystkich wyliczonych w niniejszej pracy, a ich zróżnicowanie jest bardzo małe.<br />
W Parkach Jerzmanowskich (1,9), Pilotów (1,3) i Bednarskiego (1,0) można mówić wręcz<br />
o deficytach miedzi. Wyższe zawartości miedzi występują w glebach parków miejskich<br />
położonych w USA – kształtują się one na poziomie 140 mg∙kg -1 s.m., w Kanadzie 11–130<br />
mg∙kg -1 s.m. w Japoni 31–300 mg∙kg -1 s.m. [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Z przeprowadzonych<br />
analiz wynika, że badane gleby należą do utworów gliniastych i ilastych, najczęściej<br />
średnich i ciężkich (w głównej mierze pył ilasty, piasek słabo gliniasty lub piasek<br />
gliniasty lekki), charakteryzujących się odczynem obojętnym i lekko zasadowym (pH<br />
w KCl 6,9 – 7,3), ta najwyższa wartość wystąpiła w Parku Bednarskiego położonym na wapiennym<br />
podłożu. W większości gleby te nie są utworami jednorodnymi i bardzo często są<br />
zanieczyszczone różnymi elementami, jak np. piasek, gruz, cegła, metale, plastik albo też<br />
inne zanieczyszczenia antropogeniczne.<br />
Tabela 1. Zawartości Cd, Pb, Zn i Cu w glebach parków krakowskich<br />
Table 1. Contents of Cd, Pb, Zn and Cu content in soil of Kraków parks<br />
Nazwa parku<br />
Stopień zanieczyszczenia oznaczony<br />
metodą IUNG [1993]<br />
Cd Pb Zn Cu<br />
Przekroczenie wartości<br />
dopuszczalnej wg<br />
rozporządzenia Ministra<br />
Środowiska [2002]<br />
Pierwiastek<br />
zanieczyszczający<br />
Krowoderski 0 I I 0 brak Pb, Zn<br />
Wyspiańskiego 0 0 0 0 brak brak<br />
Krakowski 0 I II I Pb, Zn Pb, Zn, Cu<br />
Jordana 0 I I 0 Pb Pb, Zn<br />
Bednarskiego 0 0 0 0 brak brak<br />
Jerzmanowskich 0 0 0 0 brak brak<br />
Pilotów 0 0 I 0 brak Zn<br />
Żeromskiego I 0 I 0 brak Cd, Zn<br />
Strzelecki 0 I I I brak Pb, Zn, Cu<br />
Analizując uzyskane wyniki badań można stwierdzić, że gleby parków: Wyspiańskiego,<br />
Bednarskiego oraz Jerzmanowskich charakteryzuje naturalna zawartość badanych<br />
pierwiastków (tab. 1). Podwyższona zawartość kadmu (I°) [Kabata-Pendias i in. 1993] wy-<br />
70
Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach wybranych parków miejskich Krakowa<br />
stąpiła jedynie w parku Żeromskiego, zlokalizowanym w Nowej Hucie w odległości około<br />
2 kilometrów od kombinatu metalurgicznego. Emisje zanieczyszczeń na wymienionym<br />
obiekcie, szczególnie wysokie w latach 70-tych i 80-tych ubiegłego wieku, bez wątpienia<br />
miały wpływ na zawartość badanych pierwiastków w jego sąsiedztwie [Szwalec i in. 2005].<br />
Podwyższona zawartość ołowiu charakteryzowała gleby parków Krowoderskiego, Krakowskiego,<br />
Jordana oraz Strzeleckiego. Podwyższona zawartość miedzi wystąpiła w glebach<br />
Parków Krakowskiego i Strzeleckiego. W Parku Wyspiańskiego, Bednarskiego i Jerzmanowskich<br />
gleby wykazywały naturalną zawartość cynku, natomiast w glebach pozostałych<br />
parków krakowskich stwierdzono podwyższone stężenie tego pierwiastka (tab. 1). Małe<br />
zanieczyszczenie tym metalem (II°) charakteryzowało glebę Parku Krakowskiego. Fakt<br />
ten można tłumaczyć lokalizacją tego parku, który rozciąga się pomiędzy ulicami Czarnowiejską<br />
i Królewską wzdłuż Alei Słowackiego, jednej z najbardziej ruchliwych ulic Krakowa.<br />
Emisje motoryzacyjne z wymienionych ciągów komunikacyjnych mają niewątpliwie swój<br />
udział w podwyższonych zawartościach ołowiu, cynku i miedzi w glebie tego parku, co potwierdzają<br />
badania Bach i Pawłowskiej [2008]. Można zatem stwierdzić, że duży wpływ na<br />
kumulowanie badanych metali ciężkich w glebach ma lokalizacja poszczególnych parków<br />
miejskich. Im dalej od ruchliwych ulic i obiektów przemysłowych położony jest park, tym<br />
mniej zanieczyszczeń w glebie w tym parku pochodzących obecnie głównie z komunikacji,<br />
gromadzi się na jego obszarze. Doskonałym przykładem mogą być parki: Bednarskiego,<br />
Jerzmanowskich czy Wyspiańskiego, zlokalizowane z dala od centrum miasta i odsunięte<br />
od ruchliwych arterii komunikacyjnych w których gleby nie są zanieczyszczone na co zwróciły<br />
uwagę w swoich badaniach również Bach i Pawłowska [2008].<br />
4. Wnioski<br />
1. Standardów jakości gleb według Ministra Środowiska nie spełniają gleby w Parku Krakowskim<br />
pod względem zawartości ołowiu i cynku oraz gleby w Parku Jordana pod<br />
względem zawartości ołowiu.<br />
2. Gleby Parku Krakowskiego uznano za zanieczyszczone cynkiem w słabym stopniu (II°).<br />
W odniesieniu do pozostałych pierwiastków w dwunastu przypadkach odnotowano zanieczyszczenie<br />
podwyższone (I°), odpowiednio: kadmem w glebach Parku Żeromskiego, ołowiem<br />
w glebach parków: Krowoderskiego, Krakowskiego, Jordana i Strzeleckiego, cynkiem<br />
w parkach: Krowoderskim, Jordana, Pilotów, Żeromskiego i Strzeleckim oraz miedzią<br />
w parkach: Krakowskim i Strzeleckim. W glebach parków: Wyspiańskiego, Bednarskiego<br />
i Jerzmanowskich stwierdzono naturalną zawartość wszystkich badanych metali (0°).<br />
3. Wysokie wskaźniki nagromadzenia badanych pierwiastków (Wn) potwierdzają wpływ zanieczyszczeń<br />
antropogenicznych w odniesieniu do gleb parków: Krakowskiego: WnPb=15,9;<br />
WnZn=12,8; WnCu=7,5; WnCd=4,7, Strzeleckiego: WnPb=9,5 WnZn=6,1; WnCu=5,8;<br />
WnCd=5, Żeromskiego: WnZn=8,5; WnCd=6,1 oraz Jordana: WnPb=12,4; WnZn=5,2.<br />
71
Artur Szwalec, Paweł Mundała<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BACH A., PAWŁOWSKA B. 2008. Wpływ zanieczyszczenia środowiska na stan roślinności<br />
drzewiastej w Krakowie. Biblioteka cyfrowa Politechniki Krakowskiej.<br />
BARAN S., BIELIŃSKA E. J., KAWECKA-RADOMSKA M. 2010. Zawartość metali ciężkich<br />
w glebach parków miejskich podlegających zróżnicowanym wpływom antropogenicznym.<br />
Zesz. Nauk. Inż. Środ., Uniw. Zielonogórski. Nr 137(17): 131–137.<br />
BIELIŃSKA E.J., MOCEK A. 2010. Właściwości sorpcyjne i aktywność enzymatyczna gleb<br />
parków miejskich na terenach o zróżnicowanym wpływie antropopresji. Journal of Research<br />
and Applications in Agricultural Engineering. Vol. 55(3): 20–23.<br />
CZARNOWSKA K. 1999. Metale ciężkie w glebach zieleńców. Warszawy. Roczniki Gleboznawcze<br />
50, 1/2:31–39.<br />
CZARNOWSKA K., Kozanecka T. 2003. Akumulacja Zn, Pb, Cu i Cd w glebach antropogenicznych<br />
Warszawy. Roczniki Gleboznawcze 54, 4: 77–81.<br />
CZARNOWSKA K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako<br />
tło geochemiczne gleb. Roczniki Gleboznawcze T.XLVII supl.: 43–50.<br />
GĄSIOREK M., NIEMYSKA-ŁUKASZUK J. 2004. Kadm i ołów w glebach antropogenicznych<br />
ogrodów klasztornych Krakowa. Roczniki Gleboznawcze 55, 1: 127–134.<br />
GREINERT A. 2003. Studia nad glebami obszaru zurbanizowanego Zielonej Góry. Oficyna<br />
Wydawnicza Uniwersytetu Zielonogórskiego. Zielona Góra.<br />
GRUCA-KRÓLIKOWSKA S., WACŁAWEK W. 2006. Metale w środowisku, Cz. II. Wpływ<br />
metali ciężkich na rośliny. Chemia, Dydaktyka, Ekol., Metrologia R.11, 1–2: 41–56.<br />
GRZEBISZS W., CIEŚLA L., KOMISAREK J., POTARZYCKI J. 2002. Geochemical Assesment<br />
of Heavy Metals Pollution of Urban Soils. Polish Journal of Environmental Studies<br />
Vol. 11. 493–499.<br />
KABATA–PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych, Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa.<br />
KABATA–PENDIAS A., MOTOWIECKA-TERELAK T., PIOTROWSKA M. TERELAK H.,<br />
WITEK T. 1993. Ocena Stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi i siarką. Ramowe<br />
wytyczne dla rolnictwa. IUNG Puławy.<br />
PASIECZNA A. 2003. Atlas zanieczyszczeń gleb miejskich w Polsce. Państwowy <strong>Instytut</strong><br />
Geologiczny, Warszawa.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby oraz standardów jakości ziem (Dz. U. Nr 165, poz. 1359 z dnia 4.10.2002 r.).<br />
SZWALEC A., MUNDAŁA P., LASOŃ B., WÓJCIK R. 2005. Zawartość metali ciężkich (Cd,<br />
Pb, Zn) w glebach wybranych rejonów południowej Polski poddanych w różnym stopniu<br />
antropopresji. Zesz.Nauk.AR-Inż.Środ. Nr 26: 405–416.<br />
XIANGDONG L., SIU-LAN L., SZECHUNG W., WENZHONG S., IAN T. 2004. The study<br />
of metal contamination in urban soils of Hong Kong using a GIS-based approach. Environmental<br />
Pollution 129. 113–124.<br />
72
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Łukasz Bratek*, Marianna Czaplicka*, Ryszard Kurowski*<br />
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
Methods for removal of arsenic compounds from<br />
aqueous solutions<br />
Słowa kluczowe: arsen, technologie usuwania, ścieki.<br />
Key words: arsenic, removal technologies, wastewater.<br />
Streszczenie<br />
W pracy przedstawiono metody usuwania związków arsenu z roztworów wodnych, takie jak<br />
koagulacja, koagulacja połączona z mikrofiltracją, adsorpcja, techniki membranowe oraz<br />
techniki zaawansowanego utleniania. Na podstawie danych literaturowych określono efektywności<br />
usuwania arsenu (As) za pomocą każdej z metod oraz podano optymalne warunki<br />
prowadzenia procesu. Zwrócono również uwagę na wpływ specjacji arsenu na efektywność<br />
omawianych procesów.<br />
Summary<br />
The paper shows methods for removal of arsenic compounds from aqueous solutions, such<br />
us coagulation combined with micro-filtration, adsorption, membrane techniques and advanced<br />
oxidizing methods. Based on literature data efficiency of As removal by each of the<br />
methods was determined and optimum process conditions were defined. Special attention<br />
was paid to influence of arsenic speciation on efficiency of the discussed processes.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Arsen w środowisku naturalnym występuje w postaci związków na różnym stopniu<br />
utlenienia: As(V), As(III), As(0) i As(-III). Ze względu na właściwości toksykologiczne nieorganiczne<br />
związki arsenu zostały w 1987 r. wpisa ne na listę związków kancerogennych.<br />
* Mgr inż. Łukasz Bratek, dr hab. inż. Marianna Czaplicka, prof. IMN, mgr inż. Ryszard<br />
Kurowski – <strong>Instytut</strong> Metali Nieżelaznych, ul. Sowińskiego 5, 44-100 Gliwice;<br />
tel.: 32 238 02 00; e-mail lukaszb@imn.gliwice.pl<br />
73
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
W większości krajów rozwiniętych dopuszczalne stężenie arsenu w wodzie przeznaczonej<br />
do spożycia zgodnie z zaleceniem WHO wynosi 10 µg/dm 3 . Przyczyny zwiększonego stężenia<br />
arsenu w środowisku mogą być zarówno naturalne, jak i antropogeniczne, związane<br />
z obecną i realizo waną w przeszłości działalnością gospodarczą i przemysłową.<br />
Arsen jest składnikiem ponad 300 minerałów i przeważnie występuje razem z rudami<br />
takich metali nieżelaznych jak: miedź, ołów, cynk, złoto i uran (np. Energit Cu 3<br />
AsS 4<br />
) [Dziubek<br />
2006].<br />
W wodach naturalnych arsen występuje głównie w formie anionowej, nie tworzy związków<br />
kompleksowych z kwasami humusowymi. Liczne badania wód pozwoliły na identyfikację<br />
25 różnych związków tego pierwiastka. W środo wisku wodnym o pH zbliżonym do<br />
obojętnego arseniany(III) występują w postaci cząstek obojętnych H 3<br />
AsO 3<br />
(pK 9,2), a arseniany(V)<br />
jako jony H 2<br />
2-<br />
AsO 4-<br />
i HAsO 4<br />
(pK 2,2; 6,8; 11,6).<br />
W zależności od potencjału oksydacyjno-redukcyjnego (Eh) i pH arsen w wodach powierzchniowych<br />
może występować w różnych formach. Wysoki potencjał sprzyja występowaniu<br />
form stabilnych, takich jak: H 3<br />
3-<br />
AsO 4<br />
, H 2<br />
AsO 4-<br />
, HAsO 4<br />
. Przy średnim Eh, w warunkach<br />
lekko redukujących, dominują H 3<br />
2-<br />
AsO 4<br />
, H 2<br />
AsO 3-<br />
, HAsO 3<br />
, przy niższych wartościach<br />
Eh natomiast stabilną formą jest arsen metaliczny. Przy bardzo niskim Eh pierwiastek ten<br />
może tworzyć AsH 3<br />
. W wodach o charakterze kwaśnym i w obecności siarczków stwierdzono<br />
obecność HAsS 2<br />
. Przy pH powyżej 3,7 przeważa forma AsS 2-<br />
.<br />
Organiczne związki arsenu, takie jak: kwasy mono- i dimetyloarsenowe, arsenocholina<br />
oraz trimetyloarsyna i jej tlenki, a także substancje podobne do arsenobetainy [Thomas<br />
i in. 2007], są spotykane przede wszystkim w glebach, jednakże mogą znajdować się<br />
także w środowisku wodnym, częściej w ściekach i wodach powierzchniowych. W warunkach<br />
tlenowych arsen występuje głównie jako As(V), w warunkach beztlenowych zaś jako<br />
As(III).<br />
2. Technologie usuwania związków arsenu z wód i ścieków<br />
Techniki usuwania arsenu ze środowiska wodnego przedstawiane w literaturze obejmują:<br />
1) koagulację i flokulację,<br />
2) strącanie,<br />
3) adsorpcję,<br />
4) wymianę jonową<br />
oraz<br />
5) filtrację membranową (nanofiltracja).<br />
Inne techniki stosowane w tym celu to metody oparte na procesach utleniania lub pogłębionego<br />
utleniania (AOP), z użyciem ozonu i nadtlenku wodoru, oraz techniki elektrochemiczne<br />
i biotechnologiczne.<br />
74
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
2.1. Koagulacja<br />
Proces koagulacji. Koagulacja jest procesem wykorzystującym zjawisko adsorpcji<br />
koloidalnych zanieczyszczeń na powierzchni wodorotlenków me tali wielowartościowych,<br />
tworzących się w wyniku hydrolizy stosowanych w procesie koagulantów. Wspomaga mechaniczne<br />
oczyszczanie wody oraz umożliwia usuwanie zawiesin trudno opadających<br />
i metali ciężkich. Proces koagulacji przebiega w dwóch etapach: w etapie chemicznym,<br />
obejmującym hydrolizę dodanego koagulanta i reakcję z substancjami znajdującymi się<br />
w wodzie, oraz w etapie fizykochemicznym – polegającym na zobojętnieniu ładunków, łączeniu<br />
się cząstek koloidowych oraz powstawaniu kłaczków z jednoczesnym procesem<br />
adsorpcji i absorpcji.<br />
Arsen usuwa się stosując jako koagulanty sole żelaza lub glinu (FeCl 3<br />
, Fe 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
lub<br />
Al 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
). W procesie koagulacji wytrącane są nierozpuszczalne związki arsenu (FeAsO 4<br />
,<br />
AlAsO 4<br />
) oraz następuje proces współstrącenia, polegający na wbudowywaniu się rozpuszczalnych<br />
związków arsenu w rozrastające się „kłaczki” wodorotlenków metali wielowartościowych<br />
lub adsorpcja rozpuszczalnych związków arsenu na powierzchni cząstek<br />
wodorotlenków metali [Kowal, Świderska-Bróż 1997]. Powstające w wyniku hydrolizy wodorotlenki<br />
wydzielają się początkowo w postaci koloidalnej. Na skutek działania sił elektrostatycznych<br />
i adsorpcji skupiają się one w większe elementy kłaczkowate i wytracają<br />
z roztworu jako osad.<br />
Kłaczki osadu charakteryzuje duża zdolność sorpcyjna – adsorbują na swojej powierzchni<br />
koloidy, zawiesinę i związki organiczne. Liczne badania wskazują, że najlepszymi<br />
koagulantami do usuwania związków arsenu są sole żelaza, które mogą być stosowane<br />
w szerszym zakresie pH, w porównaniu do innych tego typu związków [Smedley, Kiniburgh<br />
2002, Shen 1973, Edwards 1994].<br />
W pracy Shen [1973] porównano zastosowanie kolejno czterech koagulantów: FeCl 3<br />
,<br />
FeSO 4<br />
, Fe 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
i A1 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
do usuwania arsenu z wody gruntowej o pH 6,8. W zależności<br />
od rodzaju koagulanta uzyskano redukcję związków arsenu z wody wynoszącą<br />
odpowiednio 82%, 24%, 32% i 20%. Wyniki tych badań wskazują, że najwyższy stopień<br />
usuwania As uzyskano przy stosowaniu FeCl 3<br />
.<br />
Badania przepro wadzone w celu usuwania związków arsenu z wód o pH 7,2–7,8 wykazały,<br />
że możliwe jest usunięcie arsenu do 96% z użyciem chlorku żelaza(III) i do 77%<br />
z użyciem siarczanu(VI) glinu, przy czym dawka drugiego z koagulantów była dwukrotnie<br />
większa. Edwards [1994] w swojej pracy potwierdził przydatność chlorku żelaza(III) i siarczanu<br />
glinu przy pH poniżej 7,5 przy zastosowaniu jednakowych molowo dawek koagulantów.<br />
Przy wyższych wartościach pH – powyżej 7,5 – obserwowano większą skuteczność<br />
soli żelaza. Wyniki badań Hana i in. [2003] wskazują, że możliwe jest skuteczne usuwanie<br />
arsenu z wody za pomocą chlorku żelaza(III) i siarczanu żelaza(III). Optymalne warunki<br />
procesu ko agulacji arsenu z solami żelaza(III) są zapewnione przy pH poniżej 7,3, co jest<br />
75
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
+<br />
związane z występowaniem wodorotlenku żelaza w formie Fe(OH) 2<br />
i Fe(OH) 3<br />
. Przy wyższym<br />
pH przeważa forma Fe(OH) 4<br />
-<br />
– nieaktywna w stosunku do arsenianów(V) [Han i in.<br />
2003]. Stopień redukcji stężenia związków arsenu w procesie koagulacji zależy od obecności<br />
innych jonów w uzdatnianej wodzie. Mogą one wpływać bezpośrednio na proces koagulacji,<br />
konkurując z jonami arsenianowymi o miejsca aktywne na powierzchni wodorotlenku<br />
żelaza(III), lub też w sposób pośredni, poprzez zmianę powierzchniowego ładunku<br />
wytrąconego Fe(OH) 3<br />
. Obecne w wodach gruntowych krzemiany mogą reagować z Fe(III),<br />
tworząc wysoko zdyspergowane koloidy, nieusuwalne metodą filtracji. W praktyce chlorek<br />
żelaza(III) jest częściej używany niż siarczan(VI) żelaza(III). Johnston i Hejin [2001] badając<br />
usuwanie arsenu(V) z kwaśnych roztworów stwierdził, że największą efektywność<br />
procesu można osiągnąć stosując żelazo(II) w połączeniu z wodorotlenkiem wapnia i magnezu.<br />
Ważnym czynnikiem wpływającym na ilość pozostałego w wodzie arsenu jest również<br />
sposób usuwania osadu powstałego w czasie procesu koagulacji. Z badań prezentowanych<br />
w pracach Johnston, Hejin [2001] oraz O’Connor, Gulledge [1973] wynika, że zastosowanie<br />
samego procesu sedymentacji nie pozwala na pełne wykorzystanie możliwości<br />
procesu, konieczne jest wprowadzenie etapu filtracji po procesie koagulacji i sedymentacji.<br />
W warunkach uzdatniania wód naturalnych, w których zwykle przeważają warunki redukujące<br />
sprzyjające występowaniu As(III), zalecane jest przeprowadzenie reakcji utleniania<br />
przed procesem koagulacji.<br />
Koagulacja połączona z mikrofiltracją. W celu zintensyfikowania procesu koagulacji<br />
wspomaga się go mikrofiltracją, w której w przeciwieństwie do tradycyjnej koagulacji nie jest<br />
wymagana faza flokulacji. Do uzyskania wysokiej skuteczności procesu wystarczy osiągnięcie<br />
przez powstające „kłaczki” średnicy 2–10µm, co zapewnia faza szybkiego mieszania.<br />
W technice tej wykorzystuje się koagulanty żelazowe, przede wszystkim FeCl 3<br />
. Po<br />
dodaniu koagulanta i szybkim mieszaniu oczyszczana woda jest kierowana na membranę<br />
filtracyjną o porach ok. 0,1µm [Hering i in. 2004]. Badania prowadzone w stacjach uzdatniania<br />
wody wykazały, że połączenie procesów koagulacji i mikrofiltracji umożliwia redukcję<br />
stężenia arsenu w 95 procentach, jeżeli stężenie początkowe arsenu kształtowało<br />
się na poziomie ok. 40 µg/dm 3 , do poziomu poniżej 2,0 µg/dm 3 [Hering i in. 2004].<br />
2.2. Pośrednie metody usuwania arsenu z wód<br />
Odżelazianie i odmanganie. Techniką, która w sposób pośredni pozwala na usunięcie<br />
związków arsenu z roztworów wodnych, jest metoda odżelazienia i odmanganowania<br />
wody. Proces usuwania żelaza i manganu z wody polega na utlenieniu Fe(II) do<br />
Fe(III) i Mn(II) do Mn(IV). Reakcja utlenienia ma na celu przekształcenie rozpuszczalnych<br />
form tych pierwiastków w formy nierozpuszczalne, tj. w wodorotlenek żelaza(III) i uwodnione<br />
tlenki manganu MnO 2·H 2<br />
O. Proces ten przebiega przy udziale powietrza, ozonu lub do-<br />
76
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
datku innych utleniaczy (np. H 2<br />
O 2<br />
, chlor), a wytrącone związki są usuwane poprzez filtrację<br />
[Kowal, Świderska-Bróż 1997]. W trakcie procesu odmanganowania i odżelaziania wody<br />
następuje usuwanie arsenu w wyniku współstrącenia i adsorpcji na powstających nierozpuszczalnych<br />
związkach Fe(III) i Mn(IV). Zastosowanie procesu odżelaziania wody do<br />
oczyszczania wody ze związków arsenu, pozwala na usunięcie do 95% arsenu [McNeill,<br />
Edwards 1995]. Skuteczność usuwania związków arsenu z wody, przy zbliżonym stężeniu<br />
jonów Fe i Mn, zawierającej jedynie związki żelaza jest znacznie większa niż wody zawierającej<br />
tylko związki manganu. Badania McNeill i Edwardsa [1995] potwierdziły istotną rolę<br />
związków żelaza w procesie usuwania arsenu. W wodach zawierających żelazo w stężeniu<br />
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<br />
od 83,1 do 93%. Jeżeli natomiast procesowi oczyszczania poddano wody, w których<br />
stężenie żelaza wynosiło mniej niż 0,01 mg/dm 3 , manganu 0,08 mg/dm 3 , a arsenu 5,4 µg/<br />
dm 3 , redukcji As nie stwierdzono [Hering i in. 2004].<br />
Adsorpcja i współstrącanie arsenu. Innymi technikami stosowanymi do usuwania<br />
arsenu z wód są metody adsorpcyjne. W tym celu stosuje się takie materiały, jak: węgiel<br />
aktywny, aktywny tlenek glinu oraz tlenki, wodorotlenki i uwodnione tlenki żelaza. Usuwanie<br />
arsenu z roztworów wodnych następuje w wyniku tworzenia się kompleksów powierzchniowych<br />
poprzez wymianę ligandów jonów arsenianów(V) i arsenianów(III) – obecnych<br />
w roztworach wodnych – na grupy hydroksylowe, znajdujące się na powierzchni<br />
adsorbentu [Clifford, Ghurye 2002]. Węgiel aktywny jest stosowany jako podstawowy adsorbent<br />
w procesach uzdatniania wody; niestety wykazuje on niewielkie powinowactwo<br />
wobec arsenu, co ogranicza jego zastosowanie do usuwania tego pierwiastka, zwłaszcza<br />
związków As(III) [Daus i in. 2004]. Stwierdzono również wpływ właściwości fizycznych węgla<br />
na efektywność procesu. Huang i Fu [1984] zbadali przydatność do usuwania As(V)<br />
z roztworów wodnych 15 dostępnych na rynku węgli aktywnych granulowanych oraz pylistych.<br />
Użycie węgli granulowanych pozwalało na usunięcie od 7 do 15% arsenu (w jednym<br />
wypadku przekraczając nawet poziom 60%), przy użyciu węgli pylistych natomiast obserwowano<br />
30-procentowy spadek stężenia tego pierwiastka (w jednym wypadku o 80%).<br />
Znaczną poprawę właściwości adsorpcyjnych węgla aktywnego uzyskać można poprzez<br />
jego impregnację jonami metali, przede wszystkim żelaza i miedzi. Wyniki badań<br />
wskazują, że możliwe jest osiągnięcie w odniesieniu do węgli impregnowanych wyższej skuteczności<br />
procesu zarówno w stosunku do As(III), jak i As(V), porównywalnej z procesami<br />
sorpcji na granulowanym wodorotlenku żelaza lub krzemionce pokrytych tlenkiem żelaza<br />
[Huang, Fu 1984]. Rajakovic [1992] dowiódł, że węgiel poddany obróbce wstępnej jonami<br />
Ag + lub Cu 2+ zwiększył adsorpcję As(III), ale zmniejszył adsorpcję As(V). Innym adsorbentem<br />
stosowanym do usuwania As jest aktywny tlenek glinu, który jest mieszaniną amorficznego<br />
A1 2<br />
O 3<br />
i g-A1 2<br />
O 3<br />
, otrzymywaną w wyniku termicznej obróbki Al(OH) 3<br />
. Ma on postać granulek<br />
o średnicy 0,3–0,6 mm i powierzchni właściwej 50–300m 2 /g, wykazuje właściwości<br />
amfoteryczne, a parametrem decydującym o jego charakterze jest pH tzw. punktu zerowe-<br />
77
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
go ładunku ZPC (Zero Point of Charge), wynoszące 8,2. W środowisku o pH niewiększym<br />
niż 8,2 adsorbent wykazuje właściwości anionowymienne, a o pH powyżej 8,2 – kationowymienne.<br />
Mechanizm usuwania jonów arsenianowych z roztworów wodnych tego adsorbentu<br />
jest zbliżony do mechanizmu usuwania arsenianów na słabo zasadowych anionitach<br />
[Hering i in. 2004; McNeill, Edwards 1995]. Poniżej przedstawiono podstawową reakcję usuwania<br />
As za pomocą tlenku glinu:<br />
Al-OH + H + + H 2<br />
AsO 4<br />
-<br />
→ Al- H 2<br />
AsO 4<br />
+ H 2<br />
O (1)<br />
Jednym z ważniejszych czynników, który ma bezpośredni wpływ na przebieg procesu<br />
adsorp cji jest pH oczyszczanej wody. Testy Gupty i Chena [1978] dowiodły, że skuteczna<br />
adsorpcja As(V) z wody na tym adsorbencie występuje przy pH równym 7, a As(III) dopiero<br />
przy pH powyżej 9. Aktywny tlenek glinu posiada większe powinowactwo do As(V) i lepiej<br />
adsorbuje As(V) niż As(III). Stwierdzono również, że w ciągu pierwszych 10 minut procesu<br />
stężenie arsenu obniżyło się o 50% w przypadku As(V), a jedynie o 6% dla As(III) [Kartinen,<br />
Martin 1995]. A zatem w celu zwiększenia efektywności procesu oczyszczania wody<br />
korzystne jest utlenienie obecnego w wodzie As(III) do As(V). Kartinen i Martin [1995] przeprowadzili<br />
próby usuwania arsenu z wody zawierają cej As(III) na poziomie 100 µg/dm 3 ,<br />
używając jako adsorbentu aktywny tlenek glinu. Wyniki tych badań wskazują na możliwość<br />
50-procentowej redukcji stężenia As, a ponadto wcześniejsze utlenienie As(III) do As(V)<br />
umożliwia 70-krotne zwiększenie pojemności złoża adsorbenta.<br />
Kolejnym adsorbentem sorbującym związki arsenu z roztworów wodnych jest aktywna<br />
krzemionka, pokryta tlenkiem żelaza IOCS (Iron Oxide Coated Sand). Adsorbent ten<br />
uzyskuje się przez pokrycie ziaren piasku warstwą uwodnionego tlenku żelaza(III) – getytu<br />
(a-FeOOH), wykazującego zdolność wiązania As(III) i As(V) z roztworów wodnych [Thirunavukkarasu<br />
i in. 2003] poprzez tworzenie kompleksów.<br />
Uwodniony tlenek żelaza(III) charakteryzuje wyższa wartość pH zpc<br />
(8,6) w porównaniu<br />
do pH tlenku glinu, w związku z czym możliwe jest prowadzenie procesów adsorpcji anionów<br />
w szerszym zakresie pH. W ostatnich latach wzrosło zainteresowanie tym adsorbentem,<br />
głównie ze względu na zbliżoną zdolność usuwania z wody As(III) i As(V) oraz prostą,<br />
nie zmniejszającą pojemności sorpcyjnej, regenerację adsorbentu. Badania usuwania arsenu<br />
z wód o pH 7,6 i stężeniu As(III) 500 µg/dm 3 lub stężeniu As(V) 500 µg/dm 3 , prowadzone<br />
w adsorberze kolumnowym metodą dynamiczną, wykazały, że w pierwszym cyklu stężenie<br />
As(III) (arsen) w wycieku z kolumny osiągnęło wartość 5,0 µg/dm 3 , po przepuszczeniu wody<br />
w ilości równej 1403 objętości złoża. Regeneracja adsorbentu 1,2-procentowym roztworem<br />
NaOH, a następnie wodą demineralizowaną, dopiero w piątym cyklu spowodowała obniżenie<br />
pojemności sorpcyjnej adsorbentu o 38% As(III) i 28% As(V) [Thirunavukkarasu i in.<br />
2003]. Piasek pokryty tlenkiem żelaza stanowi alternatywę w odniesieniu do droższych adsorbentów,<br />
stosowanych do usuwania zawiązków arsenu z roztworów wodnych, jednakże,<br />
78
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
ze względu na czynnik adsorbujący (cienka warstwa na powierzchni ziaren), charakteryzuje<br />
go stosunkowo mała pojemność sorpcyjna. Adsorbentem, który stosuje się w wielu zakładach<br />
uzdatniania wody w Europie, jest granulowany wodorotlenek żelaza(III) – GFH (Granulated<br />
Ferric Hydroxide). Jest to uwodniony tlenek żelaza(III) – b-FeOOH, otrzymywany przez<br />
alkaliczne strącanie Fe(OH) 3<br />
z roztworu chlorku żelaza(III) i odwodnienie powstałego osadu.<br />
Handlowy produkt ma postać granulatu o uziarnieniu 0,3–2 mm, powierzchni właściwej<br />
250–300 m 2 /g i stopniu uwodnienia około 45% [Clifford i in. 2003]. Adsorbent ten wykazuje<br />
znacznie większą skuteczność w usuwaniu As(III) i As(V) z roztworów wodnych w porównaniu<br />
do aktywnego tlenku glinu, zwłaszcza przy pH wody powyżej 7,6.<br />
Granulowany wodorotlenek żelaza ma dobre właściwości hydrauliczne i mechaniczne<br />
oraz dużą pojemność sorpcyjną – umożliwia usunięcie arsenu do poziomu poniżej 10 µg/dm 3<br />
z objętości wody wynoszącej do 200 tys. objętości złoża. Złoże sorbentu wymaga jedynie regularnego<br />
spulchniania wodą, nie jest konieczny proces regeneracji, po wykorzystaniu pojemności<br />
sorpcyjnej konieczna jest natomiast wymiana złoża [Clifford i in. 2003; Technologies<br />
and costs (US EPA) 2000]. Clifford i Ghurye [2002] w swoich badaniach porównali skuteczność<br />
usuwania As(V) z wody o pH 7,5 z wykorzystaniem aktywnego tlenku glinu i granulowanego<br />
wodorotlenku żelaza. Jeżeli jako adsorbentu używano aktywnego tlenku glinu, stężenie<br />
arsenu w wycieku z kolumny, po przepuszczeniu wody w ilości równej 2250 objętości złoża,<br />
osiągnęło wartość 10 µg/dm 3 . Używając jako adsorbentu wodorotlenek żelaza (GFH) poziom<br />
stężenia arsenu 10 µg/dm 3 został osiągnięty po oczyszczeniu wody w ilości równoważnej<br />
6750 objętości złoża [Clifford i in. 2003]. Wykazano ponadto, że obecność w roztworach<br />
wodnych krzemianów, fosforanów i fluorków, ze względu na wysokie powinowactwo do uwodnionego<br />
tlenku żelaza (III), ma negatywny wpływ na przebieg procesu adsorpcji związków arsenu.<br />
Wpływ jonów siarczanowych i chlorków jest pomijalnie niski. Adsorbentem wykorzystującym<br />
podatność na redukcję związków arsenu z roztworów wodnych jest żelazo na zerowym<br />
stopniu utlenienia – ZVI (Zero-Valent Iron). Złoże adsorbentu stanowi w tym wypadku metaliczne<br />
żelazo w postaci wiórów, włókien lub granulek, niekiedy wymieszane z piaskiem w celu<br />
poprawy parametrów hydraulicznych [Technologies and costs... (US EPA), 2000]. Żelazo ZVI<br />
stosowano do usuwania z wody wielu zanie czyszczeń organicznych i nieorganicznych (m.in.<br />
chlorowych pochodnych węglowodorów). Mechanizm usuwania tych zanieczysz czeń opiera<br />
się głównie na redukcyjnym strącaniu [Nikolaidis i in. 2003]. W związku z tym mechanizm absorpcji<br />
związków arsenu polega na współstrąceniu arsenu z żelazem lub z żelazem i siarką.<br />
Metaliczne żelazo w środowisku wodnym podlega procesowi korozji, zarówno w warunkach<br />
tlenowych, jak i beztlenowych, pokrywając się w początkowej fazie warstwą wodorotlenku żelaza(II),<br />
zgodnie z równaniami 2–4:<br />
Fe 0 + 2 H 2<br />
O ® Fe 2+ + H 2<br />
+ 2 OH - (2)<br />
2 Fe 0 + 2 H 2<br />
O + O 2<br />
→ 2 Fe 2+ + 4 OH - (3)<br />
4 Fe 2+ + O 2<br />
+ 10 H 2<br />
O → 4 Fe(OH) 3<br />
+ 8 H + (4)<br />
79
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
Powstały wodorotlenek żelaza (II) przekształca się kolejno w magnetyt (Fe 3<br />
O 4<br />
), hematyt<br />
(Fe 2<br />
O 3<br />
), getyt (a-FeOOH) i maghemit (g-Fe 2<br />
O 3<br />
) [Farell i in. 2001]. W końcowym efekcie<br />
tworzy się na powierzchni adsorbentu warstwa uwodnionych tlenków żelaza, będących<br />
właściwymi czynnikami adsorpcyjnymi.<br />
Usuwanie arsenianów(V) i arsenianów(III) odbywa się poprzez reakcję tworzenia kompleksów<br />
powierzchniowych, której towarzyszy uwalnianie grup wodorotlenowych. Ciągły<br />
proces korozji przyczynia się do stałego zwiększania powierzchni właściwej adsorbentu<br />
i powstawaniu kolejnych miejsc aktywnych, mających zdolność wiązania As(III) i As(V).<br />
Właściwość ta gwarantuje w długim okresie jednakowo wysoką efektywność usuwania arsenu<br />
z wo dy bez konieczności regeneracji złoża sorbentu [Thirunavukkarasu i in. 2003].<br />
Melitas i in. [2002] wykazali, że szybkość usuwania arsenu z wody jest uzależniona od<br />
szybkości korozji żelaza. Autorzy opisują proces usuwania arsenu realizowany przez<br />
współstrącenie, m.in. z wodorotlenkiem żelaza(III), oraz strącanie, np. w postaci skorodytu<br />
FeAsO 4·2H 2<br />
O. W warunkach beztlenowych proces korozji żelaza może przebiegać również<br />
w drodze redukcji arsenu i siarczanów, w efekcie czego strącany jest arsenopiryt (Fe-<br />
AsS)(5) [Ramaswami i in. 2001]:<br />
14 Fe 2+ + SO 4<br />
2-<br />
+ AsO 4<br />
3-<br />
+ 16 H + → FeAsS + 13 Fe 3+ + 8 H 2<br />
O 0(5)<br />
Potwierdzono również poprawę skuteczności procesu wytrącania arsenu w obecności<br />
siarczanów. Z drugiej strony dowiedziono, że jony krzemu i fosforu niekorzystnie wpływają<br />
na wytrącanie związków arsenu. Optymalne pH środowiska do adsorpcji As(V) przy użyciu<br />
ZVI zawiera się w granicach od 7,5 do 8, w odniesieniu do As(III) natomiast optymalnym<br />
zakresem pH jest 8–9 [Su, Puls 2005]. Z kolei Balarama i jego współpracownicy [Balarama<br />
i in. 2001] badając zdolności adsorbujące ZVI zastosowali do wstępnego utlenienia As(III) do<br />
As(V) przed procesem sorpcji na złożu metalicznego żelaza odczynnik Fentona. Wprowadzenie<br />
do 1 dm 3 wody 100 mg Fe(II) i 10 ml 30% roztworu H 2<br />
O 2<br />
, a następnie przepuszcze nie<br />
tej wody przez złoże adsorbentu ZVI pozwoliło na obniżenie stężenia As(III) z 2,5 mg/dm 3 do<br />
poniżej 10 µg/dm 3 [Balarama i in. 2001]. Wzrost zainteresowania opisaną technologią usuwania<br />
zawiązków arsenu z roztworów wodnych wiąże się z wysoką skutecznością usuwania<br />
zarówno As(III), jak i As(V), stałą efektywnością w długim okresie, wynikającą z ciągłego<br />
zwiększania się powierzchni właściwej złoża, łatwością eksploatacji i brakiem konieczności<br />
prowadzenia dodatkowych operacji, takich np. jak regeneracja lub spulchnianie złoża, a także<br />
z niskim kosztem eksploatacji. Wadą tej technologii jednak jest wprowadzanie do oczyszczanej<br />
wody związków żelaza oraz konieczność zagospodarowania zużytego adsorbentu.<br />
Adsorbentami arsenu, które łączą w sobie cechy wysokiej skuteczności uwodnionych<br />
tlenków metali wielowartościowych, dużej odporności na ścieranie, trwałości i znakomitych<br />
właściwości hydraulicznych oraz syntetycznych wymieniaczy jonowych o strukturze makro-<br />
-porowatej, są jonity zawierające tlenki metali (HIX - Hybride Ion Exchangers). Adsorbenty<br />
80
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
takie otrzymano wprowadzając do makroporowatego kationitu sulfonowego uwodnione tlenki<br />
żelaza. Istota procesu polega na obsadzeniu miejsc aktywnych jonitu kationami Fe(III),<br />
a następnie desorpcji i strąceniu Fe(OH) 3<br />
wewnątrz porów wymieniacza. Po przeprowadzeniu<br />
dodatkowej obróbki termicznej uzyskano aglomeraty krystalicznego FeOOH unieruchomione<br />
w makroporach kationitu. Tak otrzymany adsorbent jest skuteczny zarówno w usuwaniu<br />
As(III), jak i As(V). Oczyszczana woda nie wzbogaca się w związki żelaza, a zużyty<br />
adsorbent może być regenerowany roztworem NaOH, bez utraty pojemności sorpcyjnej.<br />
Suzuki i in. [2000] wprowadzili uwodniony tlenek cyrkonu do sferycznej, makroporowatej<br />
matrycy polimerowej pozbawionej grup funkcyjnych. Otrzymany materiał wyróżniało<br />
wysokie powinowactwo do As(V) w zakresie pH 5–6 oraz do As(III) przy pH 9–10. Uzyskany<br />
adsorbent umożliwiał redukcję stężenia arsenu w roztworach modelowych do wartości<br />
mniejszych niż 10 µg/dm 3 .<br />
Wymiana jonowa. Inną ważną techniką, która umożliwia usunięcie związków arsenu<br />
z roztworów wodnych jest wymiana jonowa. Wymiana jonowa jest procesem wymiennej<br />
adsorpcji, w której jony związane ze stałym adsorbentem są wymieniane na jony z roztworu.<br />
Zjawisko wymiany jonowej występuje w niektórych naturalnych ciałach stałych, takich<br />
jak uwodnione glinokrzemiany litowców, dolomity, ligniny, torf i węgiel brunatny.<br />
Zdolność wymiany jonów posiadają także różnorodne substancje jonowymienne, zwane<br />
jonitami, otrzymywane w drodze syntezy chemicznej. Jonity wymieniające kationy nazywane<br />
są kationitami, jonity wymieniające aniony – anionitami. W procesie usuwania<br />
związków arsenu z roztworów wodnych są stosowane przede wszystkim mocno zasadowe<br />
anionity o usieciowanym szkielecie polistyrenowym, posiadające jako grupy funkcyjne<br />
czwartorzędowe grupy anioniowe. W większości dostępnych na rynku anionitów grupy te<br />
występują w formie chlorkowej. Właściwości jonowymienne każdej żywicy jonowymiennej,<br />
w tym także tych żywic specjalnych, charakteryzuje tzw. powinowactwo, przedstawione<br />
w postaci ciągu jonów (anionów bądź kationów) uszeregowanego od najchętniej i najsilniej<br />
wiązanego przez jonit do wiązanego najsłabiej. W przypadku jonitów selektywnych, przeznaczonych<br />
do usuwania z roztworów wodnych związków arsenu, szereg ten przedstawia<br />
się następująco [Clifford, Ghurye 2002]:<br />
SO 4<br />
2-<br />
> HAsO 4<br />
2-<br />
> CO 3<br />
2-<br />
, NO 3<br />
-<br />
> Cl - > H 2<br />
AsO 4-<br />
, HCO 3<br />
-<br />
>>> H 3<br />
ASO 3<br />
(6)<br />
W większości przypadków stężenie siarczanów(VI) w oczyszczanej wodzie jest wyższe<br />
niż arsenianów(V), co zgodnie z przedstawionym wyżej szeregiem powinowactwa stawia<br />
siarczany(VI) w pozycji uprzywilejowanej w stosunku do arsenianów(V). Uniemożliwia to<br />
usunięcie arsenu poniżej pewnego progu, wynikającego (w dużym uproszczeniu) ze stosunku<br />
arsenianów do sumy anionów występujących w szeregu przed nimi. Stąd w miarę trwania<br />
procesu obecne w uzdatnianym roztworze jony siarczanowe wypierają związane przez jonit<br />
jony arsenianowe, zajmując ich miejsce. W skrajnym przypadku może to doprowadzić do<br />
81
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
sytuacji, w której stężenie arsenu w wycieku z kolumny może przewyższać stężenie arsenu<br />
w roztworach wyjściowych, wprowadzanych na złoże jonowymienne [Clifford, Ghurye 2002].<br />
Po wyeksploatowaniu zdolności sorpcyjnej jonitu niezbędna jest jego regeneracja. Wykonuje<br />
się ją przemywając złoże roztworem NaCl o stężeniu 0,5–2 mol/dm 3 , a następnie<br />
wodą. Korngold i in. [2001] po każdej regeneracji złoża usuwali z roztworu poregeneracyjnego<br />
arsen poprzez koagulację z FeCl 3<br />
i filtrację. Poziom usunięcia związków arsenu z roztworu<br />
wynosił ponad 99%. Stwierdzono, że wielokrotne stosowanie tego samego roztworu<br />
regenerującego nie pogorszyło znacząco skuteczności procesu wymiany jonowej. Clifford<br />
i Ghurye [2002] przeprowa dzili badania wielokrotnego wykorzystania solanki regeneracyjnej<br />
bez redukcji z niej związków arsenu. Jednakże po każdej regeneracji uzupełniano zawartość<br />
NaCl w roztworze, tak aby stężenie wynosiło ok. 1 mol/dm 3 . Autorzy ci zaobserwowali<br />
nieznaczne pogorszenie skuteczności wymiany jonowej dopiero po siedemnastu<br />
cyklach. Stężenie arsenu w roztworze poregeneracyjnym wynosiło 18,6 mg/dm 3 , natomiast<br />
siarczanów(VI) 162 g/dm 3 . Dowiedziono również możliwości usunięcia, ponad 99,7% arsenu<br />
obecnego w roztworze regeneracyjnym, metodą koagulacji z użyciem FeCl 3<br />
[Clifford i in.<br />
2003]. Odpowiedni zakres pH dla przedstawionego proce su mieści się w granicach od 6,5<br />
do 9,0. W tym zakresie zmiany pH mają znikomy wpływ na kinetykę procesu, jednakże ze<br />
2- -<br />
względu na większe powinowactwo do jonitu HAsO 4<br />
w porównaniu do H 2<br />
AsO 4<br />
optymalne<br />
dla metod jonitowych jest pH powyżej 8,5 [Technologies and costs (US EPA) 2000].<br />
Techniki membranowe. Procesy membranowe możemy zdefiniować jako mechaniczny<br />
rozdział strumienia gazu lub cieczy, polegający na przepuszczaniu roztworu przez<br />
cienkie przegrody posiadające zdolności selektywnego zatrzymania składników roztworu.<br />
Wszystkie metody separacji można zdefiniować jako przynależne do jednej z nastepujących<br />
grup: mikrofiltracji, ultrafiltracji, nanofiltracji oraz odwróconej osmozy. Technikami<br />
umożliwiającymi usunięcie arsenu z wody do poziomu wymagań normatywnych stężenia<br />
arsenu w wodzie pitnej są metody membranowe, a w szczególności techniki odwróconej<br />
osmozy nanofiltracji [Geucke i in. 2009; Brandhuber, Amy 1998; Sato i in. 2002; Waypa<br />
i in. 1997]. Procesy odwróconej osmozy i nanofiltracji cechuje duża sku teczność usuwania<br />
As(V). Przeprowadzone testy wykazały, że efektywność obu metod jest podobna i przekracza<br />
usunięcie tego pierwiastka w 95 procentach. Przy usuwaniu As(III) skuteczność odwróconej<br />
osmozy w zależności od rodzaju membrany zawierała się w przedziale od 60 do<br />
87,5%, a nanofiltracji od 20 do 52% [Brandhuber, Amy 1998; Geucke i in. 2009]. Sato i in.<br />
[2002] przeprowadzili badania wpływu ciśnienia na efektywność usuwania As(III) i As(V)<br />
z wody z wykorzystaniem membran nanofiltracyjnych. Stwierdzili, że w zakresie od 0,3 do<br />
1,1 MPa skuteczność procesu usuwania arsenu(V) dla wszystkich membran prze kraczała<br />
85%, w przypadku arsenu(III) natomiast zawierała się w granicach od kilku do 81% [Sato<br />
i in. 2002]. Technika ta posiada jednak takie ograniczenia, jak: występowanie zjawiska tzw.<br />
foulingu, czyli blokowania membran przez obecne w wodzie substancje organiczne, oraz<br />
82
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
wysokie koszty. Problemem jest także niska selektywność, tzn. usuwanie wraz z arsenem<br />
innych składników obecnych w wodzie. Ponadto, w procesach membranowych oprócz<br />
oczyszczonej wody powstaje solanka o wysokiej zawartości zanieczyszczeń, w tym arsenu,<br />
której objętość może stanowić do 10% oczyszczanej wody [Kartin, Martin 1995].<br />
Procesy zaawansowanego utleniania. Z danych literaturowych wynika, że usuwanie<br />
z roztworów związków arsenu(III) jest trudniejsze niż usuwanie arsenu(V), dlatego też<br />
zasadnym i stosowanym powszechnie procesem poprzedzającym usuwanie związków arsenu<br />
z roztworów jest przeprowadzenie techniką utleniania arsenu(III) w arsen(V). W stacjach<br />
uzdatniania wody wykorzystuje się szereg utleniaczy, tj. tlen, ozon, chlor, ditlenek<br />
chloru, nadmanganian potasu lub nadtlenek wodoru. Jednym z związków niegenerującym<br />
toksycznych produktów reakcji, a jednocześnie posiadający wysoki potencjał utleniający,<br />
jest nadtlenek wodoru. Wykazano, że ilość nadtlenku wodoru niezbędna do całkowitego<br />
utlenienia As(III) w roztworze o stężeniu 750 µg/dm 3 jest zależna głównie od pH<br />
roztworu i osiąga maksymalnie 10-krotną wartość zapotrzebowania stechiometrycznego<br />
[Lenoble i in. 2003, Molnar i in. 1994]. Zależność ta jest wynikiem większej szybkości reakcji<br />
nadtlenku wodoru z cząsteczkami zdysocjowanymi, w porównaniu do form niezdysocjowanych.<br />
Stwierdzono, że przy 100% nadmiarze utleniacza efektywność procesu utleniania<br />
arsenu(III) w zakresie stężeń od 0,3 do 15 g/dm 3 w każdym wypadku przekraczała<br />
95% [Molnar i in. 1994]. Badając zależność szybkości utleniania As(III) od pH stwierdzono<br />
znaczny wzrost szybkości reakcji w środowisku o pH powyżej 10. Zastosowanie jako utleniacza<br />
odczynnika Fentona (H 2<br />
O 2<br />
+ Fe(II)) pozwoliło na zmniejszenie stężenia As(III) z 2,5<br />
mg/dm 3 do poniżej 20 µg/dm 3 w czasie 10 min, nawet bez stosowania jego dużego nadmiaru<br />
[Balarama i in. 2001].<br />
Kolejnym czynnikiem umożliwiającym utlenienie As(III) do As(V) jest ozon. Głównym<br />
celem procesu ozonowania wody jest jej dezynfekcja, która w przypadku wody pitnej nie<br />
powoduje powstawania produktów ubocznych. Ozon dodany do wody zawierającej arsen<br />
i rozpuszczalne żelazo, utlenia zarówno arsen jak i żelazo. Powstające w procesie micele<br />
wodorotlenku żelaza(III) o rozwiniętej powierzchni adsorbują arsen. Wodorotlenek żelaza-<br />
(III) wraz z zaadsorbowanym arsenem, może być usunięty w procesie filtracji. Kim, Nriagu<br />
[2000] badali efektywność utlenienia i usuwania występującego w próbkach wód gruntowych<br />
arsenu w obecności ozonu, powietrza oraz czystego tlenu. Stwierdzono, że ozon może<br />
skutecznie utleniać związki arsenu obecne w wodach gruntowych. W badaniach, w wyniku<br />
ozonowania wody gruntowej zawierającej As(III) na poziomie 40 mg/dm 3 w czasie 20 minut,<br />
stwierdzono całkowite utlenienie As(III) do As(V) [Smedley, Kiniburgh 2002]. Trzykrotny nadmiar<br />
ozonu w stosunku do ilości stechiometrycznej As(III) pozwala na ponad 95-procentowe<br />
utlenienie obecnego w wodzie As(III) już po 15 sekundach. Stwierdzono również, że na szybkość<br />
utleniania arsenu negatywnie wpływa obecność siarczków i węgla organicznego, natomiast<br />
temperatura i pH wody w zakresie od 6 do 9 mają niewielkie znaczenie.<br />
83
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
W pracy Nishimura i Umetsu [2001] przedstawiono możliwości usuwania arsenu z roztworów<br />
wodnych w zakresie pH 0,4–5,0, stosując utlenianie ozonem w obecności jonów<br />
manganu(II) oraz żelaza(II). Wyniki badań wykazały, że reakcja utleniania arsenu(III) do<br />
arsenu(V) poprzedza reakcję utleniania manganu(II). Arsen(V) reaguje z jonami Mn(III)<br />
tworząc osad o stosunku molowym Mn/As bliskim jedności, prawdopodobnie będącym<br />
MnAsO 4·nH 2<br />
O. Ponadto stwierdzono, że odpowiednia ilość jonów żelaza(II) obecna w roztworach<br />
wodnych zawierających arsen i mangan poprawia efektywność usuwania arsenu,<br />
szczególnie przy pH od 1 do 3.<br />
Kolejną techniką stosowaną w celu usuwania arsenu z roztworów wodnych jest metoda<br />
utleniania w obecności promieniowania UV/VIS [Garcia i in. 2004; Wegelin i in. 2005; Mareet<br />
i in. 2001; Myint Zaw i in. 2002; Bissen i in. 2001; Nguyen i in. 2008]. Fotoutlenianie As<br />
(III) zachodzi pod wpływem wy soce reaktywnych rodników jak OH·,·O 2<br />
, ·HO 2<br />
powstających<br />
w wyniku fotolizy związków absorbujących promieniowanie w zakresie UV/VIS. Wolne rodniki<br />
szybko utleniają As(III) do As(V), wykorzystując w tym celu tlen rozpuszczony w wodzie.<br />
Ważną rolę w tym procesie odgrywa tworzący się nadtlenek wodoru, posiadający zdolność<br />
bezpośredniego utleniania arsenu oraz generowania rodników OH·. W kilku pracach dokładnie<br />
omówiono mechanizmy fotokatalitycznego utleniania As(III). Koniecznym warunkiem reakcji<br />
fotoutleniania As(III) jest obecność w wodzie związ ków mających zdolności absorpcji<br />
promieniowania. W naturalnych wodach taką rolę pełnić mogą siarczany(IV), związki żelaza<br />
oraz kwasy fulwowe i huminowe. Fotoutlenianie As(III) w roztworach syntetycznych niezawierających<br />
żadnych innych związków jest możliwe jedynie przy promieniowaniu o długości<br />
fali mniejszej niż 240 nm, ze względu na to, że arseniany(III) nie absorbują promieniowania<br />
o większej długości fali [Mareet i in. 2001, Myint Zaw i in. 2002]. Potwierdzono również możliwość<br />
prowadzenia procesu fotoutleniania As(III) w obecności jonów żelaza(III) na poziomie<br />
280 mg/dm 3 , w kwaśnych roztworach o pH 1,5. Całkowite utlenienie As(III) o stężeniu w roztworze<br />
początkowym 150 mg/dm 3 osiągnięto w czasie 30 min [Mareet i in. 2001]. W pracy<br />
[Myint Zaw i in. 2002] przeprowadzono badania nad fotoutlenianiem arsenu z wykorzystaniem<br />
promieniowania o długości fali 185 nm, osiągając skuteczność procesu równą 75%.<br />
Dodatek do roztworu siarczanów(IV) spowodował wzrost szybkości reakcji. Naświetlanie<br />
roztworu As(III) o stężeniu początkowym 0,47 mg/dm 3 promieniowaniem UV o długości fali<br />
254 nm umożliwiło utlenienie jedynie śladowych ilości arsenu w czasie 20 min. Dodatek siarczanów(IV)<br />
pozwolił na utlenienie całkowitej ilości As(III) w tym samym czasie, natomiast podwojenie<br />
stężenia siarczanów(IV) skróciło czas utleniania do 3–4 min [Myint Zaw i in. 2002].<br />
Garcia i in. [2004] przedstawili proces utleniania połączonego z naświetlaniem promieniowaniem<br />
światłem słonecznym jako alternatywną technologię eliminacji arsenu z wód gruntowych.<br />
Proces opiera się na fotochemicznym utlenianiu As(III) do As(V), po którym następuje<br />
wytrącanie oraz filtracja arsenu(V) zaadsorbowanego przez wodorotlenek żelaza(III).<br />
W ramach projektu o akronimie WATSAN opracowano metodę usuwania związków arsenu<br />
z roztworów wodnych techniką fotoutleniania [Wegelin i in. 2005]. Wyniki badań usuwa-<br />
84
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
nia arsenu z roztworów wodnych (syntetycznych, odpadowych wód kopalnianych oraz wód<br />
gruntowych z Bangladeszu) technikami fotoutleniania opisano szczegółowo w pracach [Garcia<br />
i in. 2004; Wegelin i in. 2005; Mareet i in. 2001; Myint Zaw i in. 2002; Bissen i in. 2001;<br />
Nguyen i in. 2008]. Wykazano powstawanie silnie utleniających rodników, pod wpływem promieniowania<br />
słonecznego, w wodzie zawierającej związki żelaza i tlen. Związkami ulegającymi<br />
reakcjom fotochemicznym są kompleksy Fe(III), w których następuje przejście elektronu<br />
z ligandu do centralnego atomu Fe [Technologies and costs... (US EPA) 2000]. W wyniku<br />
absorpcji kwantu promieniowania następuje redukcja Fe(III) do Fe(II) i wytworzenie wolnych<br />
rodników. W warunkach niskiego pH (1,0–2,5) kompleksy FeOH 2+ i FeCl 2+ absorbują promieniowanie<br />
słoneczne, natomiast do wód naturalnych o pH zbliżonym do obojętnego konieczne<br />
jest wprowadzenie dodatkowo kwasów organicz nych, np. kwasu cytrynowego, tworzących<br />
z żelazem kompleksy ulegające fotolizie [Wegelin i in. 2005]. W reakcji tej następuje również<br />
wytrącanie tlenków żelaza, które charakteryzuje właściwość adsorpcji As(V) z roztworu, co<br />
pozwala na jednoczesne utlenienie i usunięcie z roztworu arsenu. Na rysunku 1 przedstawiono<br />
schemat ideowy wykorzystanego w badaniach systemu SORAS.<br />
Rys. 1. Zasada działania urządzenia SORAS z naświetlaniem promieniami słonecznymi – fotochemiczne<br />
powstawanie reaktywnych utleniaczy dla utleniania As(III) do As(V) i wytrącenie<br />
wodorotlenku żelaza (III) z zaabsorbowanym As(V) [Wegelin i in. 2005]<br />
Fig. 1. Principle of SORAS equipment operation with exposure to su<strong>nr</strong>ays – photochemical formation<br />
of reactive oxidizers for oxidation of AS(III) to As(V) and precipitation of iron(III)<br />
hydroxide with absorbed As(V) [Wegelin et al. 2005]<br />
85
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
3. Podsumowanie<br />
Przedstawione powyżej technologie usuwania arsenu charakteryzuje różna efektywność<br />
usuwania tego pierwiastka z roztworów wodnych. Zastosowanie technik membranowych<br />
umożliwia usunięcie związków arsenu z roztworów wodnych w granicach od 20% do 87%.<br />
Użycie technik promieniowania UV/VIS umożliwia usunięcie związków arsenu z wysoką<br />
skutecznością na poziomie 95%, jednakże należy tu zwrócić uwagę na warunki brzegowe<br />
procesu, które determinują skuteczność usuwania arsenu techniką promieniowania, tj. długość<br />
fali promieniowania UV poniżej 240 nm oraz wcześniejsze utlenianie As(III) do As(V).<br />
Techniki adsorpcji i współtrącenia umożliwiają usunięcie związków arsenu z roztworów<br />
wodnych do poziomu 10µg/dm 3 . Należy zauważyć, ze czynnikiem istotnym w każdej<br />
z metod jest pH roztworu oraz obecność innych jonów w roztworze, zwłaszcza Fe(II), Fe-<br />
(III) oraz Mn(II).<br />
Metodą koagulacji można w zależności od warunków procesu usunąć związki arsenu<br />
w granicach od 25 do 80%, natomiast stosowanie sprzężonych technik wymiany jonowej<br />
i koagulacji FeCl 3<br />
zwiększa skuteczność tego procesu do poziomu 99%.<br />
W opracowaniu zwrócono również uwagę na zróżnicowanie efektywności usuwania<br />
As w zależności od formy występowania pierwiastka.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BALARAMA KRISHNA M.V., CHANDRASEKARAN K., KARUNASAGAR D., ARUNACHA-<br />
LAM J. 2001. A combined treatment approach using Fenton’s reagent and zero valent<br />
iron for the removal of arsenic from drinking water. Journal Hazard. Mater. B84, 229.<br />
BISSEN M., VIEILLARD-BARON M., SCHINDELIN A.J., FRIMMEL F.H. 2001. TiO 2<br />
-catalyzed<br />
photooxidation of arsenite to arsenate in anqueous samples. Chemosphere 44:<br />
751–757.<br />
BRANDHUBER P., AMY G. 1998. Alternative methods for membrane filtration of arsenic<br />
from drinking water. Desalination Volume 117, Issues 1–3, 20 September: 1–10.<br />
CLIFFORD D.A., GHURYE G.L. 2002. W W.T. Frankenberger (red.). Environmental chemistry<br />
of arsenie. Marcel Dekker, New York: 217.<br />
CLIFFORD D.A., GHURYE G., TRIPP A.R. 2003 Arsenic Removal from Drinking Water<br />
Using Ion-Exchange with Spent Brine Recycling. Journal Amer. Water Works Assoc.<br />
V. 35, No. 6: 119–130.<br />
CUMBAL L., SENGUPTA A.K. 2005. Arsenic removal Rusing Polymer-supported Hydrated<br />
Iron(III) Oxide. Environ. Sci. Technolog. 39: 608–615.<br />
DAUS B., WENNRICH R., WEISS H. 2004. Sorption materials for arsenic removal from<br />
water a comparative study. Water Res. 38: 2948–2954.<br />
DZIUBEK J. 2006. Badania technologiczne nad usuwaniem związków arsenu ze ścieków<br />
86
Metody usuwania arsenu i jego związków z wód<br />
przemysłowych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska <strong>nr</strong> 4.<br />
EDWARDS M. 1994. Chemistry of arsenic removal during coagulation and Fe-Mn oxidation.<br />
American Water Works Association 6, 64.<br />
FARRELL J., WANG J., O’DAY P., CONKLIN M. 2001. Electrochemical and Spectroscopic<br />
Study of Arsenate Removal from Water Using Zero-Valent Iron Media. Environ. Sci.<br />
Technol. 35, 2026.<br />
GARCÍA M.G., D’HIRIART J., GIULLITTI J., LIN H., CUSTO G., DEL M., HIDALGO V., LIT-<br />
TER M.I., BLESA M.A. 2004. Solar light induced removal of arsenic from contaminated<br />
groundwater: the interplay of solar energy and chemical variables. Solar Energy 77<br />
(2004): 601–613.<br />
GEUCKE T., DEOWAN S.A., HOINKIS J., PÄTZOLD CH. 2009. Performance of a smallscale<br />
RO desalinator for arsenic removal. Desalination Volume 239, Issues 1–3, April<br />
2009: 198–206.<br />
GUPTA K., CHEN K.Y. 1978. Arsenic removal by adsorption. Journal Water Pollution Control<br />
Fed. 50: 493–506.<br />
HAN B., ZIMBRON J., RUNNELS T.R., SHEN Z. 2003. New arsenic standard spurs search<br />
for costeffective removal techniques. Journal American Water Works Assoc. 95, 109.<br />
HERING J.G., CHEN P., WILKIE J.A., ELIMELECH M., LIANG S. 2004. Arsenic removal<br />
from drinking water durin coagulation. American Water Works Assoc. 96: 106.<br />
HUANG C.P., FU P.L.K. 1984. Treatment of arsenic (V) containing water by the activated<br />
carbon process. Journal Water Pollut. Control Fed. 56 233–242.<br />
JOHNSTON R., HEJIN H. 2001. Mat. z Sympozjum: Technologies for arsenic removal from<br />
drinking water. Safe Water Technology for Arsenic Removal – 1 Dhaka, Bangladesz<br />
5–7 maja 2001; http: citeseerx.ist.psu.edu/viewdoc/download<br />
KARTIN CH., MARTIN J. 1995. An overview of arsenic removal processes. Desalination 103: 79.<br />
KIM M.J., NRIAGU J. 2000. Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen.<br />
Sci. Total Environ. 247: 71–79.<br />
KORNGOLD E., BELAYEV N., ARONOV L. 2001. Removal of arsenic from drinking water<br />
by anion exchangers. Desalination 141, 81.<br />
KOWAL A., ŚWIDERSKA-BRÓŻ M. 1997. Oczyszczanie wody PWN, Warszawa.<br />
LENOBLE V., V DELUCHAT B., SERPAUD J., BOLLINGER J. 2003. Arsenite oxidation and arsenate<br />
determination by the molybdene blue metod. Talanta. Vol. 61, Issue 3, 4: 267–276.<br />
MAREET T., EMETT, GING H. KHOE. 2001. Photochemical oxidation of arsenic by oxygen<br />
and iron in acidic solutions. Wat. Res. Vol. 35, No. 3: 649–656.<br />
Mc NEILL L.S., EDWARDS M. 1995. Predicting arsenic removal during metal hydroxide<br />
Precipitation. American Water Works Association. 87, 105.<br />
MELITAS N., WANG J., CONKLIN M., O’DAY P., FARRELL J. 2002. Understanding Soluble<br />
Arsenate Removal Kinetics by Zerovalent Iron Media. Environ. Sci. Technol. 36, 2074.<br />
MOLNÁR L., VIRČÍKOVA E., LECH P. 1994. Experimental study of As(III) oxidation by hy-<br />
87
Łukasz Bratek, Marianna Czaplicka, Ryszard Kurowski<br />
drogen peroxide. Hydrometallurgy vol. 35, Issue 1: 1–9.<br />
MYINT ZAW, MAREET T. EMETT 2002. Arsenic removal from water using advanced oxidation<br />
processes. Toxicology Letters. Vol. 133, Issue 1, 7: 113–118.<br />
NGUYEN T.V., VIGNESWARAN S., NGO H.H., KANDASAMY J., CHOI H.C. 2008. Arsenic<br />
removal by photo-catalysis hybrid system. Separation and Purification Technology,<br />
vol. 61, Issue 1, 6: 44–50.<br />
NIKOLAIDIS N.P., DOBBS G.M., CHEN J., LACKOVIC J.A. 2003. Arsenic Removal by Iron<br />
Fillings: Field, Laboratory and Modeling Studies. Water Research 37 (6): 1417–1425.<br />
NISHIMURA T., UMETSU Y. 2001. Oxidative precipitation of arsenic(III) with manganese(II)<br />
and iron(II) in dilute acidic solution by ozone. Hydrometallurgy 62: 83–92.<br />
O’CONNOR J.T., GULLEDGE J.H. 1973. Removal of Arsenic (V) from Water by Adsorption on<br />
Aluminum and Ferric Hydroxides. Journal American Water Works Assoc. 65, 8: 548–552.<br />
RAMASWAMI A., TAWACHSUPA S., ISLEYEN M. 2001. Batch-mixed iron treatment of<br />
high arsenic waters. Water res. 35: 4474.<br />
RAJAKOVIC L.V. 1992. The sorption of arsenic onto activated carbon impregnated with<br />
metallic silver and copper. Sep. Sci. Technol. 27: 1423–1433.<br />
SATO Y., KANG M., KAMEI T., MAGARA Y. 2002. Performance of nanofiltration for arsenic<br />
removal. Water Res. 36: 3371–3377.<br />
SHEN Y.S. 1973. Study of arsenic removal from drinking water. American Water Works Association.<br />
65: 543.<br />
SMEDLEY PL., KINIBURGH D.G., APPL. 2002. Review of the source, behaviour and distribution<br />
of arsenic in natural Walters. Geochem. 17: 517.<br />
SU CH., PULS R. W. 2003. In situ remediation of arsenic in simulated groundwater using<br />
zerovalent iron: laboratory column tests on combined effects of phosphate and silicate.<br />
Environ Sci Technol. 1, 37(11): 2582–7.<br />
SUZUKI T.M., BOMANI J.O., MATSUNAGA H., YOKOYAMA T. 2000. Preparation of porous<br />
resin loaded with crystalline hydrous zirconium oxide and its application to the removal<br />
of arsenic. React. Funct. Polym. 43 (1–2): 165–172<br />
THIRUNAVUKKARASU O.S., VIRARAGHAVAN T., SUBRAMANIAN K.S. 2003. Arsenic Removal<br />
from Drinking Water using Iron Oxide-Coated Sand. Water, Air, Soil Pollution 142, 135.<br />
THOMAS S.Y., CHOONGA, CHUAH T.G., ROBIAHA Y., GREGORY KOAY F.L., AZNI I.<br />
2007. Arsenic toxicity, health hazards and removal techniques from water: an overview.<br />
Desalination 217: 139–166.<br />
Technologies and costs for removal of arsenic from drinking water. 2000. U.S. Environmental<br />
Protection Agency (US EPA), EPA-815-R-00-028.<br />
WAYPA J.J., ELIMELECH M., HERING J.G. 1997. Arsenic removal by RO and NF membranes.<br />
Journal AWWA 89: 102–114.<br />
WEGELIN M., GECHTER D., HUG S., MAHMUD A., MOTALEB A. 2005. SORAS – a simple<br />
arsenic removal process, in Rural and Peri-urban Water Treatment. EAWAG.<br />
88
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Ewa Kucharczak*, Andrzej Moryl**<br />
WPŁYW ŚRODOWISKA NA ZAWARTOŚĆ ARSENU I GLINU<br />
W NARZĄDACH MIĄŻSZOWYCH ZWIERZĄT ŁOWNYCH<br />
INFLUENCE OF ENVIRONMENT ON CONTENT OF ARSENIC AND<br />
ALUMINIUM IN HUNTING ANIMALS PARENCHYMAL ORGANS<br />
Słowa kluczowe: środowisko, zwierzęta łowne, narządy miąższowe, arsen, glin.<br />
Key words: environment, hunting animals, parenchymal organs, arsenic, aluminium.<br />
Streszczenie<br />
Celem badań było określenie wpływu środowiska na zawartość arsenu i glinu w tkankach<br />
saren, dzików i zajęcy, pochodzących z różnych pod względem zanieczyszczenia rejonów<br />
Polski (aglomeracji miejskich, rejonów przemysłowych i rolniczych). Do badań pobierano<br />
próbki wątroby i nerek, które mineralizowano na sucho w piecu muflowym w temperaturze<br />
450°C. Metale oznaczano bezpośrednio w mineralizacie metodą ICP-AES, na spektrofotometrze<br />
firmy Varian. Przeprowadzone badania wykazały, że problem zanieczyszczenia<br />
arsenem i glinem dotyczy głównie rejonów przemysłowych, a w mniejszym stopniu okolic<br />
aglomeracji miejskich. Świadczą o tym podwyższone zawartości arsenu w nerkach dzików<br />
i saren oraz glinu w obydwu narządach miąższowych u dzików i saren bytujących w rejonie<br />
Legnicko-Głogowskiego Okręgu Miedziowego.<br />
Niepokojąco wysokie ilości arsenu w wątrobie zajęcy oraz nerkach dzików pochodzących<br />
z rejonów rolniczych mogą być prawdopodobnie spowodowane obecnością lokalnych, niekontrolowanych<br />
źródeł ich emisji do środowiska. W związku z tym konieczne jest prowadzenie<br />
badań zawartości tych metali w tkankach zwierząt łownych również w rejonach, gdzie<br />
* Dr nauk wet. Ewa Kucharczak – Katedra Biochemii, Farmakologii i Toksykologii, Wydział<br />
Medycyny Weterynaryjnej, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Norwida 31,<br />
50-375 Wrocław; tel.: 71 320 54 31; e-mail: ewa.kucharczak@up.wroc.pl<br />
** Dr Andrzej Moryl – <strong>Instytut</strong> Inżynierii Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy<br />
we Wrocławiu, pl. Grunwaldzki 24, 50-363 Wrocław; tel.: 71 320 55 48;<br />
e-mail: andrzej.moryl@up.wroc.pl<br />
89
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
nie istnieje wpływ dużych zakładów przemysłowych (przemysł wydobywczy, spalanie węgla),<br />
w znacznym stopniu zmuszonych do stosowania ekologicznie bezpiecznych technologii,<br />
zapewniających czystość środowiska.<br />
Summary<br />
The purpose of the study was to determine the influence of the environment on concentration<br />
of arsenic and aluminium in tissues of roe deer, wild boars and brown hares coming from different<br />
in consideration of contamination regions of Poland (urban, industrial and agricultural<br />
areas). Liver’s and kidneys’ samples were taken and mineralized dry in a muffle furnace at<br />
450°C. Metals were determined directly in mineralizate by the ICP-AES method on the Varian<br />
spectrophotometer. Carried out studies proved that the problem of contamination by aluminium<br />
and arsenic concerns especially industrial areas, and in a small degree urban areas. Increased<br />
levels of arsenic in kidneys of wild boars and roe deer, as well as aluminium in both parenchymal<br />
organs of wild boars and roe deer living in LGOM region, show about that. Disturbing high<br />
levels of arsenic in livers of brown hares and kidneys of wild boars coming from agricultural areas<br />
could be probably caused by existence of local, out of control source of their emission into<br />
environment. In connection with that it is necessary to conduct studies of metals’ contents in<br />
tissues of hunting animals also in areas, where there is no influence of large industrial plants<br />
(extractive industry, burning of carbon), to a significant degree forced to apply ecologically safe<br />
technologies, assured clarity of the environment.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Prace prowadzone przez wielu autorów dowodzą, że u zwierząt żyjących w naturalnym<br />
ekosystemie zawartości w narządach wielu ksenobiotyków, w tym metali ciężkich,<br />
są o wiele większe niż stwierdzane w narządach zwierząt hodowlanych [Kramarowa i in.<br />
2005, Krupa 1997, Michalska i in. 1992, Włostowski i in. 2006]. Spowodowane jest to<br />
przede wszystkim ściślejszym powiązaniem zwierząt żyjących w środowiskach naturalnych<br />
z układami geochemicznymi tego środowiska, w związku z czym narażenie na działanie<br />
niekorzystnych czynników zachodzi zarówno poprzez system łańcucha pokarmowego,<br />
jak i poprzez emisję pyłów, gazów i spalin samochodowych. Ponadto leśne środowisko<br />
bytowania, którego gleby cechuje o wiele większe zakwaszenie naturalne, powodować<br />
może zwiększenie mobilności wielu metali i kumulację dawek subtoksycznych, m.in. w narządach<br />
miąższowych tych zwierząt. Działanie czynników pochodzenia antropogenicznego,<br />
dodatkowo zakwaszających gleby, przyczynia się do spotęgowania tego procesu. Do<br />
terenów o znacznej degradacji środowiska naturalnego należy m.in. obszar Legnicko-Głogowskiego<br />
Okręgu Miedziowego (LGOM) oraz rejon zgorzelecko-bogatyński. Dymy i pyły<br />
przemysłowe emitowane przez zlokalizowane na tych terenach kopalnie, huty oraz elektrownie,<br />
jak również spaliny z samochodów, pyły pochodzące ze zbiorników poflotacyjnych<br />
90
Wpływ środowiska na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych<br />
i dymy z elektrociepłowni, niewątpliwie przyczyniają się do znacznego zanieczyszczenia<br />
tych rejonów. Mimo prowadzonej przez duże zakłady przemysłowe (Kopalnia i Elektrownia<br />
„Turów”, Huta Miedzi „Głogów”) zdecydowanej polityki proekologicznej, województwo dolnośląskie<br />
nadal znajduje się w „czołówce” kraju pod względem emisji zanieczyszczeń do<br />
powietrza. I tak, działalność Elektrowni „Turów” stawia powiat zgorzelecki na pierwszym<br />
miejscu w regionie dolnośląskim pod względem emisji zanieczyszczeń gazowych (62,9%<br />
zanieczyszczeń emitowanych do powietrza w całym województwie, w tym SO 2<br />
– 59%, tlenków<br />
azotu – 63%, a zanieczyszczeń pyłowych – 45%) [Raport… 2010]. Również w pobliżu<br />
aglomeracji miejskich są obserwowane zwiększone emisje wielu ksenobiotyków, co związane<br />
jest głównie ze spalaniem paliw płynnych i stałych, a dodatkowym, istotnym źródłem<br />
metali ciężkich mogą być składowiska odpadów komunalnych i przemysłowych [Łoźna i in.<br />
2008, Węglarzy 2007].<br />
Ponieważ narządy miąższowe pozyskane od zwierząt łownych są jednym z surowców<br />
do produkcji wyrobów z dziczyzny, do pełnej oceny tej żywności pochodzenia zwierzęcego<br />
konieczne jest również przeprowadzenie badań dotyczących zawartości metali. Istotny<br />
wpływ na ich zawartość ma niewątpliwie miejsce bytowania zwierząt łownych, o wiele ściślej<br />
powiązanych ze środowiskiem niż zwierzęta hodowlane [Hoydal i in. 2005, Pełczyńska<br />
1995, Żmudzki 2008].<br />
Celem pracy była ocena wpływu środowiska, zróżnicowanego pod względem emisji<br />
zanieczyszczeń, na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych<br />
– saren, dzików oraz zajęcy i na tej podstawie próba odpowiedzi, czy dany gatunek zwierząt<br />
może być wykorzystany jako indykator skażenia środowiska metalami.<br />
2. METODYKA BADAŃ<br />
Materiał badawczy stanowiły próbki wątroby i nerek pochodzące od zwierząt łownych<br />
(saren, dzików i zajęcy), pobrane przez Inspekcję Weterynaryjną bezpośrednio<br />
w punktach skupu dziczyzny. Obejmowały one obwody łowieckie zlokalizowane w rejonach<br />
przemysłowych (A) – Legnicko-Głogowskim Okręgu Miedziowym (LGOM) oraz<br />
rejonie Elektrowni i Kopalni „Turów”; w rejonach aglomeracji miejskich (B) – okolice<br />
Wrocławia, Krakowa, Kielc oraz w rejonach rolniczych (C) – miejscowość Łęczyca w województwie<br />
łódzkim i Piaseczno w województwie dolnośląskim.<br />
Łącznie badaniom na zawartość metali poddano materiał pobrany od 40 saren w wieku<br />
około 3 lat, 20 dzików w wieku około 2 lat (15 sztuk loszek i 5 sztuk odyńców) oraz 36<br />
sztuk zajęcy (24 samice i 12 samców).<br />
Próbki narządów miąższowych o masie 5–10 gramów poddano po homogenizacji mineralizacji<br />
na sucho w piecu muflowym w temperaturze 450°C przez 24 godziny. W uzyskanym<br />
mineralizacie oznaczano – metodą ICP-AES na aparacie firmy Varian model 220–<br />
zawartość arsenu i glinu.<br />
91
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
Stosowane procedury analityczne są na bieżąco sprawdzane w badaniach wewnątrzlaboratoryjnych<br />
i międzylaboratoryjnych, z użyciem próbek kontrolnych wzmocnionych<br />
metalami o zróżnicowanych stężeniach, a także certyfikowanych materiałów<br />
referencyjnych (NIST-Standard Reference Material-firmy Merck). Uzyskane wyniki wyrażono<br />
w mg/kg świeżej masy tkanki, obliczając średnią arytmetyczną (x) i odchylenie<br />
standardowe (SD).<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Arsen zaliczany jest do metali typowo toksycznych. Na wzrost jego koncentracji w środowisku<br />
naturalnym duży wpływ ma działanie czynników pochodzenia antropogenicznego<br />
związanych z przemysłem metalurgicznym lub górnictwem metali nieżelaznych oraz spalanie<br />
węgla. W pobliżu aglomeracji miejskich i podmiejskich główną przyczyną wzrostu zawartości<br />
arsenu było wieloletnie stosowanie wycofanych już pestycydów arsenowych. Toksyczność<br />
tego metalu wynika z jego powinowactwa do enzymów z grupą sulfhydrylową,<br />
zaburzającego metabolizm tłuszczów i węglowodanów. Szczególnie niebezpieczne jest<br />
działanie kancerogenne i teratogenne subtoksycznych dawek tego metalu. Jego obecność<br />
w środowisku ludzi i zwierząt jest nie tylko problemem ekologicznym, ale przede wszystkim<br />
zdrowotnym [Łoźna 2008, Węglarzy 2007].<br />
Normatywna zawartość arsenu w wątrobie i nerkach zwierząt wynosi 0,5 mg/kg<br />
[Rozporządzenie…. 2003, Rozporządzenie… 2006]. Wyniki uzyskane w badaniach własnych<br />
nie wykazały w żadnym wypadku przekroczenia zawartości normatywnej. Najwyższy<br />
poziom tego metalu stwierdzono w wątrobie dzików i saren (okolice Wrocławia)<br />
oraz zajęcy (Łęczyca), a także w nerkach zajęcy z okolic Krakowa i dzików z rejonu Piaseczna<br />
(tab. 1 i 2). Stwierdzone podwyższone poziomy arsenu również u zwierząt z rejonów<br />
rolniczych są prawdopodobnie związane z obecnością lokalnych, niekontrolowanych<br />
źródeł jego emisji do środowiska.<br />
Tabela 1. Średnia zawartość arsenu w narządach miąższowych (średnia ± odchylenie standardowe)<br />
w mg·kg -1 m.m.<br />
Table 1. The average content of arsenic in parenchymal organs (mean ± standard deviation) in<br />
mg·kg -1 w.w.<br />
A<br />
Dziki<br />
n = 20<br />
Sarny<br />
n = 40<br />
Rejon badań<br />
wątroba nerki wątroba nerki<br />
Bogatynia 0,033± 0,02 0,026± 0,01 0,012± 0,001 0,013±0,003<br />
LGOM 0,033± 0,015 0,038± 0,01 0,030± 0,01 0,039± 0,023<br />
B Wrocław 0,034± 0,02 0,032± 0,02 0,059± 0,02 0,038± 0,01<br />
C Piaseczno 0,028± 0,015 0,056± 0,01 0,014± 0,005 0,013± 0,003<br />
Objaśnienia: A – rejony przemysłowe, B – rejon aglomeracji miejskich, C – rejony rolnicze.<br />
92
Wpływ środowiska na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych<br />
Tabela 2. Średnia zawartość metali w narządach miąższowych zajęcy (średnia ± odchylenie<br />
standardowe, n=36) w mg·kg -1 m.m.<br />
Table 2. The average metals΄ content in parenchymal organs of brown hares (mean ± standard<br />
deviation, n=36) in mg·kg -1 w.w.<br />
Rejony badań<br />
Arsen<br />
Glin<br />
Wątroba Nerki Wątroba Nerki<br />
Wrocław 0,024± 0,01 0,059± 0,01 1,58± 0,62 0,71± 0,21<br />
B Kraków 0,016± 0,007 0,078± 0,07 1,58± 0,62 3,60± 1,50<br />
Kielce 0,01± 0,004 0,021± 0,003 2,86± 0,29 3,15± 0,43<br />
C Łęczyca 0,047± 0,007 0,044± 0,005 1,06± 0,<strong>53</strong> 1,59± 0,73<br />
Objaśnienia: jak w tabeli 1.<br />
Analiza wpływu środowiska na zawartość arsenu prowadzona przez innych autorów<br />
wykazała zwiększone jego poziomy u zwierząt hodowlanych pochodzących z okręgów<br />
przemysłowych [Krupa 1997, Monkiewicz 1988, Monkiewicz 1994].<br />
Znacznie większą niż w Polsce koncentrację arsenu w nerkach saren zaobserwowano<br />
na terenie Słowenii i Słowacji [Piskorova i in. 2003, Pokorny 2002]. Średnie ilości tego metalu<br />
u zwierząt pozyskanych z rejonów oddziaływania przemysłu metalurgicznego i elektrotechnicznego<br />
wynosiły 0,23 mg/kg, a dla porównania u zwierząt z rejonu rolniczo-przemysłowego<br />
– 0,20 mg/kg i typowo rolniczego – 0,14 mg/kg. Cytowani autorzy zauważyli<br />
również wysokie stężenie arsenu w nerkach saren pochodzących z rejonu Parku Narodowego,<br />
tj.0,20 mg/kg [Pokorny 2002].<br />
W ciągu ostatnich kilku lat istotnie zmienił się pogląd na rolę glinu w prawidłowym funkcjonowaniu<br />
zwierząt i ludzi, a opublikowane prace dotyczyły przede wszystkim etiopatogenezy<br />
zaburzeń neurologicznych, wpływu na procesy biochemiczne i molekularne oraz<br />
układ kostny i krwiotwórczy [Gromysz-Kałkowska i in. 1999, Langauer-Lewowicka 2005].<br />
Nierozpuszczalne związki glinu dostają się do organizmów drogą erogenną. Wchłaniają<br />
się bardzo powoli, będąc toksyczne tylko dla płuc, zaś przyjęte drogą doustną wykazują<br />
szczególne powinowactwo do tkanki łącznej.<br />
Z danych zawartych w tabeli 3 wynika, że najwyższe stężenie glinu stwierdzono w narządach<br />
miąższowych dzików oraz w nerkach saren pochodzących z rejonu legnicko-głogowskiego.<br />
Stosunkowo wysokie poziomy tego metalu zaobserwowano także w nerkach<br />
zajęcy bytujących w okolicach Krakowa (tab. 2). Z pewnością jest to związane z intensywnym<br />
uwalnianiem z gleb kwaśnych, a dodatkowe działanie czynników antropogenicznych<br />
obniżających pH gleby – nawozów sztucznych oraz kwaśnych deszczy potęguje ten proces<br />
[Węglarzy 2007]. Jest to problem szczególnie widoczny w rejonach narażonych na oddziaływanie<br />
kwaśnych opadów. Należy do nich właśnie rejon legnicko-głogowski oraz okolice<br />
Krakowa, czego przyczynami są: nadmierna emisja dymów i pyłów przemysłowych,<br />
jak również spaliny samochodów i pyły pochodzące ze zbiorników poflotacyjnych.<br />
93
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
Tabela 3. Średnia zawartość glinu w narządach miąższowych dzików i saren (średnia ± odchylenie<br />
standardowe) w mg·kg -1 m.m.<br />
A<br />
Table 3. The average content of aluminium in parenchymal organs (mean ± standard deviation)<br />
in mg·kg -1 w.w.<br />
Dziki<br />
n = 20<br />
Sarny<br />
n = 40<br />
Rejon badań<br />
wątroba nerki wątroba nerki<br />
Bogatynia 0,83± 0,22 1,19± 0,63 0,59± 0,32 0,77± 0,12<br />
LGOM 6,88± 4,09 6,71± 3,70 2,20± 0,84 4,51± 0,41<br />
B Wrocław 3,20± 2,40 3,10± 1,28 1, 21± 0,73 1, 98± 0,96<br />
C Piaseczno 1,01± 0,29 1,44± 0,72 0,41± 0,15 0,96± 0,29<br />
Objaśnienia: jak w tabeli 1.<br />
Ponieważ dużą zdolność kumulacji tego metalu mają rośliny nieprzetworzone, dlatego<br />
są one istotnym źródłem glinu, zwłaszcza dla zwierząt łownych. Dotychczas nie opracowano<br />
norm zawartości tego metalu w produktach pochodzenia zwierzęcego. Według niektórych<br />
autorów dopuszczalny maksymalny limit zawartości glinu w tkance mięśniowej wynosi<br />
10 mg/kg, a w większości badań produktów zwierzęcych wartości te nie przekraczają<br />
6 mg /kg [Gromysz-Kałkowska i in. 1999]. Dlatego też konieczna jest wnikliwa kontrola ilości<br />
tego pierwiastka w tkankach zwierząt łownych, zwłaszcza pochodzących z rejonów<br />
o zwiększonej emisji ksenobiotyków, przyczyniającej się do nadmiernego uwalniania glinu<br />
ze środowiska naturalnego. W konsekwencji bowiem dochodzić może do nadmiernej koncentracji<br />
tego metalu w tkankach zwierząt łownych, a produkty pochodzące od nich stają<br />
się kolejnym, dodatkowym źródłem glinu również dla człowieka.<br />
4. POSUMOWANIE<br />
Przeprowadzone badania wskazały przede wszystkim na celowość wyboru zwierząt<br />
łownych jako bioindykatorów skażenia środowiska arsenem i glinem. Potwierdzeniem<br />
tego są zaobserwowane wyższe stężenia analizowanych pierwiastków w tkankach tych<br />
zwierząt niż w tkankach zwierząt hodowlanych pochodzących z podobnych rejonów badawczych.<br />
Uzyskane wyniki badań świadczą o wpływie zanieczyszczonego środowiska miejskiego<br />
i przemysłowego. Wskazały również na konieczność prowadzenia badań zawartości<br />
tych metali w tkankach zwierząt łownych w rejonach, gdzie nie istnieje wpływ dużych<br />
zakładów przemysłowych (przemysł wydobywczy, spalanie węgla), w znacznym stopniu<br />
zmuszonych do stosowania ekologicznie bezpiecznych technologii, zapewniających czystość<br />
środowiska.<br />
94
Wpływ środowiska na zawartość arsenu i glinu w narządach miąższowych zwierząt łownych<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
GROMYSZ-KAŁKOWSKA K., SZUBARTOWSKA E. 1999. Glin, występowanie w przyrodzie<br />
oraz wpływ na organizmy roślin, zwierząt i człowieka. Wydawnictwo UMCS, Lublin.<br />
HOYDAL K., DAM M. 2005. AMAP Faroe Islands heavy metals and POPs Core programme<br />
2004. Food Vet.Environ.Agency,Faroe Islands. Raport 2, Torshavn.<br />
KRAMAROWA M., MASSANYI P., JANCOVA A., TOMAN R., SLAMECKA J., TATARUCH<br />
F., KOVACIK J., GASPARIK J., NAD P., SKALICKA M., KORENEKOVA B., JURCIK<br />
R., CUBON J., HASCIK P. 2005. Concentration of cadmium in the liver and kidneys of<br />
some wild and farm animals. Bull.Vet.Inst.Pulawy, 49: 465–469.<br />
KRUPA J. 1997. Badania bioakumulacji metali ciężkich w mięśniach i narządach wewnętrznych<br />
zwierząt gospodarskich z południowo-wschodniego makroregionu Polski. Praca<br />
dokt., AR Kraków.<br />
LANGAUER-LEWOWICKA H. 2005.Glin – zagrożenia środowiskowe. Medycyna Środ. 8:<br />
59–64.<br />
ŁOŹNA K., BIERNAT J. 2008. Występowanie arsenu w środowisku i w żywności. Roczn.<br />
PZH. 59: 19–31.<br />
MICHALSKA K., ŻMUDZKI J. 1992. Zawartość metali w tkankach dzików, saren i jeleni<br />
w regionie wielkopolskim. Medycyna Wet. 4: 160–162.<br />
MONKIEWICZ J. 1988. Analiza skutków oddziaływania legnicko-głogowskiego okręgu<br />
miedziowego na organizm i użytkowość krów. Praca hab. Wydział Zootechniczny Akademii<br />
Rolniczej, Wrocław.<br />
MONKIEWICZ J., GERINGER H., NICPOŃ J. 1994. Wpływ specyficznych zagrożeń środowiskowych<br />
na krowy użytkowane w Okręgu Miedziowym. Medycyna Wet. 50: 162–166.<br />
PEŁCZYŃSKA E. 1995. Zwierzęta łowne w Polsce i ich ocena sanitarno-weterynaryjna.<br />
Medycyna Wet. 51: 23–26.<br />
PISKOROVA L., VASILKOVA Z., KRUPICER I. 2003. Heavy metal residues in tissues of<br />
wild boar (Sus Scrofa) and red fox (Vulpes vulpes) in the Central Zemplin region of the<br />
Slovak Republic. Czech. J. Anim. Sci. 48: 134–138.<br />
POKORNY B. 2002. Roe deer Capreolus capreolus as an accumulative bioindicator of heavy<br />
metals in Slovenia.Web.Ecology. 1: 54–62.<br />
Raport o stanie środowiska w województwie dolnośląskim w 2010 roku. 2010. Inspekcja<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska. Wojewódzki Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska we Wrocławiu,<br />
Wrocław.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku w sprawie maksymalnych<br />
poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować<br />
się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych,<br />
substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni<br />
żywności (Dz.U. 2003. Nr 37, poz.326; zał.1).<br />
95
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
Rozporządzenie Komisji 2006/1881/WE z dnia 19 grudnia 2006 r. ustalające najwyższe<br />
dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych<br />
(Dz.U.2006, L. 364, 5–24).<br />
WĘGLARZY K. 2007. Metale ciężkie – źródła zanieczyszczeń i wpływ na środowisko.<br />
Wiad. Zootech. 45(3): 31–38.<br />
WŁOSTOWSKI T., BONDA E., KRASOWSKA A. 2006. Free-ranging European bisons accumulate<br />
more cadmium in the liver and kidneys than domestic cattle in north-eastern<br />
Poland. Sci. Total.Environm. 1–3: 295–300.<br />
ŻMUDZKI J. 2008. Kontrola pozostałości chemicznych w tkankach zwierząt i żywności –<br />
ważny element w ochronie zdrowia publicznego. Post.Nauk Roln. 2: 49–59.<br />
96
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Milena Truba*, Kazimierz Jankowski*, Jacek Sosnowski*,<br />
Janusz Deska*<br />
BEZPIECZEŃSTWO PRZECIWPOWODZIOWE MIESZKAŃCÓW<br />
WOJEWÓDZTWA MAZOWIECKIEGO<br />
FLOOD SECURITY OF MAZOVIA VOIVODSHAFT CITIZEN<br />
Słowa kluczowe: bezpieczeństwo przeciwpowodziowe, powodzie zimowe, powodzie opadowe.<br />
Key words: flood security, snowmelt floods, rain floods.<br />
Streszczenie<br />
Zgodnie z Dyrektywą Powodziową, powódź jest to czasowe pokrycie terenu wodą, który<br />
normalnie nie jest nią pokryty. Zjawisko to jest więc klęską żywiołową, czyniącą szkody<br />
przez zalanie terenów przyległych do rzeki. W dzisiejszych czasach powodzie i podtopienia<br />
są przyczyną strat plonów, degradacji gleb oraz wielomiliardowych strat.<br />
Celem tego opracowania jest przedstawienie terenów zagrożonych powodzią, czego znajomość<br />
może zapobiec wielu stratom zarówno na terenach zamieszkałych, jak i na polach<br />
uprawnych. Na terenie analizowanego województwa występują przede wszystkim powodzie<br />
zimowe i roztopowe, rzadziej opadowe. Obszarami najbardziej narażonymi na straty<br />
powodziowe na analizowanym obszarze są: miasto Płock nad Wisłą, Siedlce nad Liwcem<br />
oraz całe powiaty pułtuski, wyszkowski i grójecki, które leżą przede wszystkim w dolinach<br />
rzek: Bug, dolny odcinek Bzury, Liwiec, Narew powyżej Pułtuska, Orzyc oraz Pilica. Jednym<br />
z działań ograniczających szkodliwość tych cieków jest lokalizacja polderów. Częstą przyczyną<br />
ponoszenia przez ludzi strat materialnych w wyniku wystąpienia powodzi jest osadzanie<br />
się oraz rozwój gospodarczy na terenach narażonych na niebezpieczeństwo powodzi.<br />
Zadaniem priorytetowym ze względu na uchronienie analizowanego regionu przed powodzią<br />
powinno być utrzymanie istniejących obiektów (wałów przeciwpowodziowych i zbiorni-<br />
* Mgr inż. Milena Truba, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski, dr inż. Jacek Sosnowski,<br />
dr inż. Janusz Deska – Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, Uniwersytet<br />
Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce;<br />
e-mail: laki@uph.edu.pl<br />
97
Milena Truba i in.<br />
ków) w należytym stanie oraz rozpoczęcie realizowania nowych inwestycji (m.in. polderów).<br />
Niezwykle istotną rolę odgrywają działania prewencyjne, w zakres których wchodzi zwiększenie<br />
lesistości, przywrócenie rzekom obszarów zalewowych w ich dolinach, przestrzeganie<br />
miejscowych planów zagospodarowania przestrzennego lub w razie jego braku ograniczenie<br />
zabudowy na terenach zalewowych.<br />
Summary<br />
According to the Floods Directive [2007], the Flood is a temporary covering of land with water,<br />
which normally is not cover. This phenomenon is a natural disaster doing the damage by<br />
flooding of areas near the river. Nowadays, floods and flooding are the cause of crops loss,<br />
soil degradation and the multibillion-dollar losses. The purpose of this paper is to provide<br />
of flood-risk areas, what the knowledge can prevent many losses, both in urbanized areas<br />
and cultivated plants. Within the analyzed region are mainly winter and snowmelt floods,<br />
less rain’s one. The greatest risk of flood losses in the analyzed region stated are: Płock<br />
city on the Wisła river, Siedlce on the Liwiec river and all caunties pułtuski, wyszkowski and<br />
grójecki, that stated thou the major rivers such as the Wisła, Narew, Bug, Pilica and Bzura.<br />
One of the measures for reducing the harmfulness of these courses is the location of polders.<br />
Often caused of people material losses due to floods is building up and economic development<br />
in areas exposed to flood hazards. A priority order to save the analyzed region<br />
from flooding should be to maintain existing objects (dikes, reservoirs) in good condition and<br />
starting with the new projects (among others polders). An extremely important role played<br />
the preventive activity, which fall within increasing of forest cover, the restoration of floodplains<br />
for rivers in the valleys, compliance with local land use plans or if there is no, limitation<br />
of development in flood areas.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Województwo Mazowieckie ułożone w centralnej Polsce należy do strefy klimatu<br />
umiarkowanego. Zarówno lokalizacja województwa, jak i jego klimat, nie stanowią jednak<br />
czynników decydujących o bezpieczeństwie przeciwpowodziowym [Mioduszewski 2011].<br />
Szacuje się, że tereny zagrożone tym zjawiskiem stanowią łącznie ok. 6,5% powierzchni<br />
danego województwa [Program <strong>Ochrony</strong>… 2007].<br />
Zgodnie z Dyrektywą Powodziową powódź jest to czasowe pokrycie terenu wodą, który<br />
normalnie nie jest nią pokryty. Zjawisko to jest więc klęską żywiołową, czyniącą szkody<br />
przez zalanie terenów przyległych do rzeki. Powodzią może być wezbranie, podczas którego<br />
poziom zwierciadła wody przekracza stan brzegowy lub przelewa się przez koronę<br />
wału, zalewając przy tym dolinę rzeki [Jarzębińska 2006]. Szkoda powodziowa ma inne<br />
znaczenie niż strata powodziowa. Szkodą jest wielkość powstałych zniszczeń podczas<br />
klęski i wyraża się ją na przykład w powierzchni uszkodzonych upraw lub w ilości uszko-<br />
98
Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego<br />
dzonych budynków. Strata powodziowa określa poniesione szkody ilością pieniędzy wyłożoną<br />
na usunięcie tych szkód [Program małej retencji… 2008].<br />
Obszarem zagrożonym jest teren doliny rzecznej narażony na zalanie podczas wezbrania.<br />
Wyróżnić można obszar bezpośredniego zagrożenia powodziowego, czyli teren<br />
doliny niechroniony wałami, narażony na zalew przy każdym wystąpieniu wód rzeki z brzegów,<br />
oraz obszar potencjalnego zagrożenia powodziowego, czyli teren chroniony wałami,<br />
zagrożony zalewem w wyniku zawodności istniejącego zabezpieczenia [Program małej<br />
retencji… 2008].<br />
Człowiek nie od zawsze starał się przeciwstawiać zjawiskom wywołanym przez ekstrema<br />
hydrometeorologiczne, by ograniczyć ich skutki. Mieszkańcy tarasów zalewowych<br />
potrafili znaleźć dobre strony powodzi, ponieważ nanosiły one na ich gleby muł. Podejmowane<br />
były także działania w celu zatrzymania jak największej ilości tej żyznej materii na<br />
polu [Mioduszewski 2011]. W dzisiejszych czasach powodzie i podtopienia są przyczyną<br />
strat plonów, degradacji gleb oraz wielomiliardowych strat [Kaca 2011]. Celem opracowania<br />
jest określenie i wskazanie terenów zagrożonych powodzią, czego znajomość może<br />
zapobiec wielu stratom, zarówno na terenach zamieszkałych, jak i na polach uprawnych.<br />
2. powodzie występujące na terenie Województwa Mazowieckiego<br />
2.1. Rodzaje powodzi występujących na terenie Województwa Mazowieckiego<br />
Na terenie analizowanego województwa występują przede wszystkim powodzie zimowe<br />
i roztopowe, rzadziej natomiast opadowe.<br />
Powodzie zimowe są spowodowane nasileniem zjawisk lodowych. Wyróżnić tu można<br />
powodzie śryżowe, zatorowe oraz lodowe. Pierwsze wywołane są przez szybkie i obfite<br />
tworzenie się śryżu lub lodu dennego, który osadza się na dnie rzeki, zmniejszając<br />
jej przekrój. W wyniku tego działania zwierciadło wody w rzece ulega spiętrzeniu. Jest<br />
to zjawisko występujące najczęściej w grudniu i styczniu [Byczkowski 1999]. Powódź zatorowa<br />
wywołana jest spiętrzeniem zwierciadła wody przez zator lodowy. Ma to miejsce<br />
w zwężeniach koryta, na płyciznach i zakrętach, gdzie zatrzymująca się i nawarstwiająca<br />
kra uniemożliwia sprawny przepływ wody w rzece [Jarzębińska 2006, Program<br />
<strong>Ochrony</strong>… 2007].<br />
Powódź roztopowa spowodowana jest spływem wiosennych wód powstałych w wyniku<br />
gwałtownego topnienia pokrywy śnieżnej. Często zasilana jest dodatkowo opadem<br />
atmosferycznym [Byczkowski 1999, Program Wisła… 2001]. Wielkość i zasięg tego typu<br />
powodzi zależy od grubości pokrywy śnieżnej, zawartości wody w śniegu i ukształtowania<br />
terenu. Czasem wezbranie roztopowe zdarza się w środku zimy. Ma to przeważnie charakter<br />
lokalny i nie jest zjawiskiem groźnym [Jarzębińska 2006]. Powodzie roztopowe występują<br />
przeważnie w marcu i kwietniu [Byczkowski 1999].<br />
99
Milena Truba i in.<br />
Powodzie opadowe występują latem, od czerwca do sierpnia. Wywołane są intensywnymi,<br />
nawalnymi opadami deszczu, którym często towarzyszą burze [Program Wisła…2001].<br />
W ostatnich latach pojawiło się nowe określenie – „powodzie miejskie”. Jest to zjawisko<br />
zależne od działalności człowieka oraz zagospodarowania przez niego zlewni rzeki. Antropopresja<br />
ma znaczący wpływ na zmiany hydrologiczne w zlewni, gdzie rozwój infrastruktury<br />
przeciwpowodziowej często nie nadąża za rozwojem otoczenia [Jarzębińska 2006].<br />
2.2. Przyczyny występowania powodzi i działania zapobiegające<br />
Na terenie Województwa Mazowieckiego występują różne formy ochrony przyrody.<br />
Miedzy innymi chronią one walory przyrodnicze rzek i ich dolin. Dlatego też jakiekolwiek<br />
techniczne działania przeciwpowodziowe powinny być zaplanowane w sposób przyjazny<br />
dla środowiska [Program małej retencji… 2008]. Według Projektu Polityki Wodnej [2010]<br />
główną przyczyną występowania powodzi bowiem jest utrata naturalnej retencji zlewni. Postępujący<br />
rozwój gospodarczy sprzyja urbanizacji terenów jeszcze niezagospodarowanych.<br />
W konsekwencji zmniejsza się ilość wody magazynowanej, a zwiększa się odpływ z danego<br />
obszaru. Jest to spowodowane zwiększającą się powierzchnią terenów nieprzepuszczalnych.<br />
Obecnie grunty zurbanizowane i zabudowane zajmują około 5% ogólnej powierzchni<br />
województwa. Największe zagrożenie powodziowe w analizowanym regionie stwarzają<br />
duże rzeki, Wisła, Narew, Bug, Pilica oraz Bzura. Jednym z działań ograniczających szkodliwość<br />
tych cieków jest lokalizacja polderów [Program małej retencji… 2008]. Poldery są to<br />
obszary przeznaczone pod kontrolowany zalew przy przejściu fal wezbraniowych. Tworzą<br />
je pastwiska oraz łąki użytkowane ekstensywnie, nie ma również możliwości tworzenia zabudowy<br />
na tym terenie [Mioduszewski 2010]. Niewystarczającą okazała się również pojemność<br />
istniejących zbiorników retencyjnych, których zadaniem jest zatrzymanie przepływów<br />
powodziowych większych od przepływu dozwolonego. W tabeli 1 zamieszczono zestawienie<br />
większych zbiorników retencyjnym w analizowanym województwie.<br />
Tabela 1. Zestawienie większych zbiorników retencyjnych w Województwie Mazowieckim [Program<br />
małej retencji… 2008]<br />
Table 1. The list major retention reservuars in Mazovia Voivodship [Program of small retention…<br />
2008]<br />
Nazwa zbiornika<br />
Rzeka<br />
Pojemność<br />
przy max PP<br />
[mln m 3 ]<br />
Powierzchnia<br />
przy max PP<br />
[km 2 ]<br />
Wysokość<br />
piętrzenia<br />
[m]<br />
Włocławek Wisła 370,0 75,0 13,9<br />
Dębe Narew 90,0 33,0 5,8<br />
Domaninów Radomka 12,9 5,0 8,6<br />
Nowe Miasto Sona 2,2 0,1 2,2<br />
Soczewka Skrwa Lewa 1,2 0,5 4,4<br />
Ruda Mławka 0,8 0,4 5,2<br />
100
Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego<br />
Zbiornik Włocławek jest drugim co do wielkości w kraju, poprzedza go obiekt starszy<br />
o dwa lata – Solina na rzece San, którego pojemność przy maksymalnym piętrzeniu wynosi<br />
472,4 mln m 3 (woj. Podkarpackie). Pozostałe zbiorniki Województwa Mazowieckiego<br />
mieszczą się poza pierwszą dziesiątką największych tego typu obiektów w Polsce. Trzecim<br />
co do wielkości zbiornikiem w Polsce jest zbiornik Czorsztyn-Niedzica na rzece Dunajec,<br />
o pojemności 231,9 mln m 3 (woj. Małopolskie) [Mały Rocznik... 2012].<br />
Podczas wezbrania nadmiar wody jest przetrzymywany w zbiorniku do chwili ustąpienia<br />
niebezpieczeństwa. Działanie to wpływa na spłaszczenie oraz przesunięcie w czasie<br />
fali wezbraniowej. Woda jest następnie stopniowo wypuszczana i użytkowana w zależności<br />
od potrzeb [Winter 2011].<br />
Województwo Mazowieckie posiada w swoim obrębie około 7,2 tysiące km rzek i strumieni.<br />
Długość cieków obwałowanych wynosi około 0,67 tysięcy km, co daje powierzchnię<br />
obszaru chronionego wielkości ponad 116 tysięcy ha. Duża część wałów chroni miasta<br />
i osiedla, inne chronią przed zalaniem tereny użytkowane rolniczo [Mioduszewski 2010].<br />
Zalecana jest modernizacja istniejących wałów, a także budowa nowych, między innymi na<br />
Narwi, Bugu, Bzurze i mniejszych rzekach. W niektórych wypadkach wskazane jest przeprowadzenie<br />
w korytach prac utrzymaniowych [Program małej retencji... 2008].<br />
Częstą przyczyną ponoszenia przez ludzi strat materialnych w wyniku wystąpienia powodzi<br />
jest osadzanie się oraz rozwój gospodarczy na terenach narażonych na niebezpieczeństwo<br />
powodzi. Miejscowości położone nad rzekami mają swoje korzenie w czasach,<br />
w których osadzenie się w dolinie rzeki i gospodarowanie na jej żyznych glebach było warunkiem<br />
zapewnienia dostatniej ilości pożywienia [Mioduszewski 2011]. Dziś dąży się do<br />
przywrócenia naturalnego stanu doliny rzeki, a nawet wskazane jest, aby dolina ta była<br />
podczas powodzi zalewana, co w konsekwencji zmniejsza wielkość fali kulminacyjnej.<br />
W celu zminimalizowania strat należy ograniczyć zabudowę terenów zalewowych<br />
[Program małej retencji… 2008]. Powinno być to uwzględnione w wojewódzkich i miejscowych<br />
planach zagospodarowania przestrzennego oraz bezwzględnie przestrzegane [Bereszyński<br />
2011]. W miarę możliwości powinno się realizować przesiedlenia oraz wykup<br />
nieruchomości z terenów zagrożonych oraz dotkniętych klęską.<br />
Aby tereny zagrożone powodzią nie były zagospodarowywane w sposób nie właściwy,<br />
potrzebny jest sprawny system regulacji prawnych dotyczących oceny ryzyka powodziowego.<br />
W zależności od prawdopodobieństwa wystąpienia powodzi rozróżnia się następujące<br />
strefy zagospodarowania doliny rzeki (rys. 1):<br />
• strefę małego zagrożenia A – jest to obszar pomiędzy istniejącymi wałami przeciwpowodziowymi<br />
lub w razie ich braku między linią zalewu przez wody miarodajne Q m<br />
a linią zalewu maksymalnego przepływu rocznego Q max 5%<br />
, tereny te mogą być przeznaczone<br />
i zagospodarowane pod rekreację oraz pod uprawę roli, zabrania się natomiast<br />
stawiania na tych terenach budynków mieszkalnych, gospodarczych czy przemysłowych;<br />
101
Milena Truba i in.<br />
• strefę średniego zagrożenia B – strefa ta rozciąga się pomiędzy liniami zalewu wywołanego<br />
przepływami maksymalnymi o prawdopodobieństwie wystąpienia p=5% a prawdopodobieństwie<br />
wystąpienia p=50%, tereny te są przeznaczone przede wszystkim<br />
pod użytki zielone i grunty orne; w obszarze miejskim dopuszcza się możliwość przeznaczenia<br />
terenu pod parki i zieleńce, jakiekolwiek budynki są niedopuszczalne;<br />
• strefę wielkiego zagrożenia C – jest to obszar położony pomiędzy liniami zalewu wodami<br />
przepływu maksymalnego rocznego o p=50% a linią wody brzegowej; zaleca się<br />
zagospodarowanie tej strefy pod użytki zielone (łąki, pastwiska), niedopuszczalna jest<br />
natomiast uprawa rolna oraz jakiekolwiek zabudowania [Banasik 2011].<br />
Rys. 1. Strefy zagrożeń powodziowych [Banasik 2011]<br />
Fig. 1. Areas of flood risks [Banasik 2011]<br />
Kolejnym działaniem prewencyjnym jest renaturyzacja przekształconych odcinków<br />
rzek oraz przywrócenie ich terenów zalewowych tam, gdzie nie spowoduje to istotnych<br />
strat [Bereszyński 2011, Program małej retencji… 2008]. Renaturyzacja jest długotrwałym<br />
procesem polegającym na przywróceniu rzece postaci, którą miała przed jej uregulowaniem<br />
lub nadaniu jej naturalnego charakteru. Roboty w korycie rzek na odcinkach, które<br />
nie zostały uregulowane, powinny być ograniczone do niezbędnych działań polegających<br />
na zabezpieczeniu brzegów koryta [Program Wisła… 2001].<br />
Ważnym czynnikiem sprzyjającym powodzi są niedrożne odwadniające systemy melioracyjne.<br />
W analizowanym w niniejszym opracowaniu województwie zdrenowanych zostało<br />
512,1 tysięcy ha gruntów ornych, co stanowi 12,9% zdrenowanych gruntów ornych całego<br />
kraju oraz 25,7 tys. ha użytków zielonych, tj. 6,4% w skali kraju [Rocznik Statystyczny…<br />
2011]. Funkcją systemu odwadniającego jest odprowadzenie nadmiaru wody z danego terenu<br />
w celu jego zagospodarowania. Często jednak są to już systemy zaniedbane, wyłączone<br />
z eksploatacji, które uległy zniszczeniu i nie pełnią swej pierwotnej funkcji. Odprowadzanie<br />
wody z terenu zmeliorowanego przyczynia się jednak do pomniejszania retencji danego<br />
obszaru, dlatego korzystniejszym rozwiązaniem są systemy odwadniająco-nawadniające.<br />
Dzięki układowi zastawek na sieci można regulować poziom wody w zależności od potrzeb<br />
102
Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego<br />
np. przed koszeniem użytku zielonego należy zastawki podnieść w celu obniżenia zwierciadła<br />
wody, co umożliwi wjazd na teren. Po skończonych pracach na polu zastawki należy<br />
opuścić w celu spiętrzenia wody, co podniesie stan zwierciadła wody.<br />
Dobrze utrzymane urządzenia melioracji wodnych przyczyniają się do biernej ochrony<br />
przeciwpowodziowej, zmniejszają ryzyko wystąpienia oraz natężenie negatywnych skutków<br />
powodzi [Kaca 2011].<br />
Bardzo ważnym elementem walki z powodziami jest także zwiększenie lesistości. Ich<br />
stosunkowo mała powierzchnia potęguje bowiem wielkość powodzi. Województwo Mazowieckie<br />
jest jednym z najsłabiej zalesionych regionów Polski, powierzchnia pokryta lasami<br />
w Województwie Mazowieckim wynosi 22,7% i jest to przedostatni wynik zaraz po Województwie<br />
Łódzkim (21,1%). Najbardziej zalesionym regionem w kraju jest Województwo<br />
Lubuskie, gdzie lasy zajmują 49,0% powierzchni [Lasy w Polsce 2011]. Największe kompleksy<br />
leśne znajdują się w północnej i południowej części analizowanego regionu, stanowią<br />
je puszcze: Kampinoska, Kozienicka, Kurpiowska, Biała i Bolimowska [Program małej<br />
retencji… 2008]. Istotne znaczenie mają także zadrzewienia śródpolne, które również stanowią<br />
element małej retencji wodnej.<br />
Niezwykle ważne jest również dobre prognozowanie możliwości wystąpienia powodzi<br />
oraz wczesne ostrzeganie o powodzi. Z tego powodu dlatego powołano przeciwpowodziową<br />
osłonę hydrologiczno-meteorologiczną, centra reagowania kryzysowego oraz<br />
system monitoringu i osłony kraju SMOK. Zadaniem tego systemu jest gromadzenie i rozpowszechnianie<br />
danych informujących o aktualnym oraz przewidywalnym stanie hydrosfery<br />
oraz atmosfery, co stwarza możliwość prognozowania i ostrzegania przed niebezpiecznymi<br />
zjawiskami pogodowymi. System ten obejmuje cały kraj i skupia się głównie na<br />
ochronie przed powodzią [Program <strong>Ochrony</strong>… 2007].<br />
Zgodnie z przepisami ostrzeżenia o zagrożeniu powodzią są sporządzane przez<br />
IMGW, a następnie wysyłane do centrów wojewódzkich, które mają obowiązek powiadomić<br />
powiaty, a te z kolei gminy. Mieszkańcy poszczególnych gmin są powiadamiani o zagrożeniu<br />
przez samorządy za pomocą syren alarmowych lub dodatkowo przez ochotniczą<br />
straż pożarną, straż miejską lub policję [Konieczny i Siudak 2011].<br />
Szacuje się, że usunięcie skutków powodzi z roku 2010 kosztowało Województwo Mazowieckie<br />
około 32 mln. zł. W skali kraju powódź ta przyniosła straty wysokości około 12,5<br />
mld zł [Bogucka 2011, Rachoń 2011]. Po powodzi powstaje także wiele szkód pozaekonomicznych<br />
takich, których wartości nie sposób oszacować. Mogą to być przerwy w funkcjonowaniu<br />
lub całkowita upadłość przedsiębiorstw, na skutek utraconej dokumentacji oraz<br />
danych. Gospodarstwa rolne prócz straty plonów borykać się mogą z problemem skażenia<br />
gleby, która przez długi okres nie wróci do dawnej formy. Najbardziej dotkliwą szkodą,<br />
nie do oszacowania, jest jednak utracone zdrowie oraz silny stres i napięcie powodzian,<br />
czego następstwem bywa często depresja. Szacuje się, że 10–20% ludzi dotkniętych powodzią<br />
nie jest w stanie poradzić sobie bez pomocy psychologa [Konieczny i Siudak 2011].<br />
103
Milena Truba i in.<br />
2.3. Miejsca występowania powodzi w Województwie Mazowieckim<br />
Największe zagrożenie powodziowe w Województwie Mazowieckim stwarza fala wezbraniowa<br />
na Wiśle. Powodują ją obfite opady deszczu lub roztopy w południowej części<br />
kraju. Powodzie w dorzeczu Wisły pojawiają się regularnie i jest to zjawisko występujące<br />
co około 5 – 6 lat. Zagrożeniem są również fale wezbraniowe na średnich rzekach, takich<br />
jak Bug, Narew czy Pilica.<br />
Rys. 2. Obszary narażone na niebezpieczeństwo powodzi [Program małej retencji… 2008]<br />
Fig. 2. Areas with flood risk [Programm of small retention... 2008]<br />
Mniejsze cieki nie stanowią na ogół niebezpieczeństwa dla mieszkańców i budynków<br />
w dolinach. Długo utrzymujące się rozlewiska powodują jednak szkody w rolnictwie [Mioduszewski<br />
i Nasiadko 2006]. Ogólną tendencją jest występowanie na południu wojewódz-<br />
104
Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego<br />
twa wezbrań powodziowych o charakterze roztopowym i opadowym, w północnej części<br />
zaś – wezbrań roztopowych.<br />
Zgodnie z mapą na rys. 2 obszarami narażonymi na niebezpieczeństwo powodzi okazały<br />
się doliny rzek: Bugu, dolnego odcinka Bzury, Liwca, Narwi powyżej Pułtuska, Orzyca<br />
oraz Pilicy [Program małej retencji... 2008].<br />
Powodzie wyrządzają najwięcej szkód na terenach zurbanizowanych oraz rozwiniętych<br />
gospodarczo. Jak pokazano na rysunku 3 są to przede wszystkim tereny miast Płocka<br />
nad Wisłą i Siedlec nad Liwcem oraz całe powiaty: pułtuski, wyszkowski i grójecki, gdzie<br />
powierzchnia intensywnie zagospodarowana na terenie zagrożonym powodzią przekracza<br />
1000 ha.<br />
Rys. 3. Powierzchnia [ha] w powiatach obszarów intensywnie zagospodarowanych w strefie zalewów<br />
powodziowych [Program malej retencji… 2008]<br />
Fig. 3. Surface [ha] in parisbes of intensiv development areas in flooding region [Programm of<br />
small retention... 2008]<br />
105
Milena Truba i in.<br />
Zagrożone są także obszary intensywnie użytkowane (500–1000 ha) w powiatach:<br />
ostrołęckim, makowskim, ostrowskim, sochaczewskim, nowodworskim, wołomińskim, mińskim,<br />
siedleckim, otwockim, garwolińskim, kozienickim i lipskim oraz miasto Warszawa<br />
[Program Małej Retencji… 2008].<br />
3. WNIOSKI<br />
Niniejsze opracowanie przybliżyło istniejącą sytuację bezpieczeństwa przeciwpowodziowego<br />
mieszkańców Województwa Mazowieckiego, z uwzględnieniem skutków powodzi<br />
oraz działań zapobiegających powodziom na omawianym terytorium. Nie mniej jednak<br />
plany działań przeciwpowodziowych powinny obejmować przede wszystkim granice hydrograficzne<br />
regionu a nie granice administracyjne.<br />
Obszarami narażonymi na straty powodziowe są tereny miast: Płocka nad Wisłą i Siedlec<br />
nad Liwcem oraz całe powiaty: pułtuski, wyszkowski i grójecki, które leżą przede<br />
wszystkim w dolinach rzek: Bug, dolny odcinek Bzury, Liwiec, Narew powyżej Pułtuska,<br />
Orzyc oraz Pilica.<br />
Zadaniem priorytetowym w celu uchronienia analizowanego regionu przed powodzią<br />
powinno być utrzymanie istniejących wałów przeciwpowodziowych i zbiorników w należytym<br />
stanie oraz rozpoczęcie realizacji nowych inwestycji (m.in. budowy polderów).<br />
Niezwykle istotną rolę odgrywają działania prewencyjne, w zakres których wchodzi<br />
podnoszenie lesistości, przywrócenie rzekom obszarów zalewowych w ich dolinach, przestrzeganie<br />
miejscowych planów zagospodarowania przestrzennego lub w razie jego braku<br />
ograniczenie zabudowy na terenach zalewowych.<br />
Brak współpracy pomiędzy jednostkami administracyjnymi oraz brak koordynacji nad<br />
całością działań ma swoje odzwierciedlenie w coraz to większych stratach podczas kolejnych<br />
powodzi [Bereszyński 2011], dlatego też niezbędne jest ciągłe doskonalenie działań<br />
organizacyjnych oraz procedur obowiązujących w razie wystąpienia powodzi.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BANASIK K. 2011. Materiały wykładowe z przedmiotu Ocena Zagrożeń Powodziowych, SGGW.<br />
BERESZYŃSKI A. 2011. Stanowisko Państwowej Rady <strong>Ochrony</strong> Przyrody w sprawie koniecznej<br />
reformy ochrony przeciwpowodziowej w Polsce, z 21 czerwca 2010 r. Wiad.<br />
Mel. i Łąk. 54, 1: 42–43.<br />
BOGUCKA D. 2011. Ekoinnowacje na Mazowszu cz. III. Warszawa: 25–27.<br />
BYCZKOWSKI A.1999. Hydrologia tom 2. Wyd. SGGW, Warszawa.<br />
Dyrektywa 2007/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 października<br />
2007 r. w sprawie oceny ryzyka powodziowego i zarządzania nim. Dz.U. Unii Europejskiej<br />
L 288/27 z 6.11.2007 r.<br />
106
Bezpieczeństwo przeciwpowodziowe mieszkańców Województwa Mazowieckiego<br />
FAL B. 1997. Powódź tysiąclecia? Wiedza i życie 10.<br />
JARZĘBIŃSKA T. 2006. Zagrożenie powodziowe. W: Vademecum <strong>Ochrony</strong> Przeciwpowodziowej.<br />
KZGW, Gdańsk: 11–37.<br />
KACA E. 2011. Melioracje wodne jako czynnik ograniczający skutki ekstremalnych zjawisk<br />
hydrometeorologicznych. Wiad. Mel. i Łąk. t. 54, 3: 115–119.<br />
KONIECZNY R., SIUDAK M. 2011. Życie i praca na terenach zagrożonych powodzią. W:<br />
Ekoinnowacje na Mazowszu cz. I.<br />
Lasy w Polsce. 2011. Centrum Informacyjne Lasów Państwowych.<br />
Mały Rocznik Statystyczny Polski. 2012. Warszawa.<br />
MIODUSZEWSKI W. 2010. <strong>Ochrona</strong> przed powodzią. Wiad. Mel. i Łąk. <strong>53</strong>, 4: 152–159.<br />
MIODUSZEWSKI W. 2011. Powodzie i susze na obszarze Polski. Wiad. Mel. i Łąk. 54, 3:<br />
115–119.<br />
MIODUSZEWSKI W., NASIADKO J. 2006. Plan działań dla ograniczenia skutków susz<br />
i powodzi przy wykorzystaniu urządzeń i budowli na sieci melioracji podstawowych<br />
w Województwie Mazowieckim. IMUZ. Warszawa-Falenty.<br />
Program <strong>Ochrony</strong> Środowiska Województwa Mazowieckiego na lata 2007–2010<br />
z uwzględnieniem perspektywy do 2014 r. 2007. Samorząd Województwa Mazowieckiego,<br />
Warszawa.<br />
Program małej retencji dla Województwa Mazowieckiego. Tom 1, 2008 Warszawa.<br />
Program Wisła 2020. 2001. Ministerstwo Środowiska, Warszawa.<br />
Projekt Polityki Wodnej Państwa do roku 2030 (z uwzględnieniem etapu 2016). 2010.<br />
KZGW.<br />
RACHOŃ J. 2011. Słowo wstępne. W: Stan Gospodarki wodnej w Polsce – problematyka<br />
prawna i kompetencyjna (na przykładzie Dolnej Wisły). Warszawa: 5–12.<br />
Rocznik Statystyczny Rolnictwa. 2011. Warszawa.<br />
WINTER J. 2011. Rola dużych zbiorników wodnych i gospodarki wodnej w ograniczaniu<br />
ujemnych skutków powodzi i suszy. Wiad. Mel. i Łąk. 54, 4: 152–154.<br />
107
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Paweł Wowkonowicz*, Anna Bojanowicz-Bablok*<br />
SKUTECZNOŚĆ PODATKU ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW<br />
KOMUNALNYCH – DOŚWIADCZENIA KRAJÓW UE<br />
EFFECTIVENESS OF LANDFILL TAXATION OF MUNICIPAL<br />
WASTE – UE EXPERIENCE<br />
Słowa kluczowe: podatek za składowanie, odpady komunalne, opłaty za składowanie,<br />
skuteczność opłat.<br />
Key words: landfill tax, landfill fee, effectiveness, municipal waste.<br />
Streszczenie<br />
Podatek za składowanie odpadów jest stosowany w wielu krajach Unii Europejskiej, w celu<br />
minimalizacji ilości składowanych odpadów oraz stymulowania rozwoju innych metod zagospodarowania<br />
odpadów. W niniejszym opracowaniu przedstawiono stawki podatku, termin<br />
ich wprowadzenia oraz opinie co do jego efektywności w wybranych państwach członkowskich<br />
Unii Europejskiej. W niektórych państwach Unii wprowadzono podatki za składowanie<br />
już pod koniec lat 80-tych i na początku 90-tych, w innych stosunkowo niedawno. Wysokość<br />
stawek tego podatku w państwach Unii różni się znacząco, natomiast co do jego skuteczności<br />
opinie są podzielone.<br />
Summary<br />
The landfill tax is well known instrument in the environmental politics and its main objective<br />
is to reduce amount of waste landfilled. Twenty EU countries have introduced landfill tax.<br />
A short literature survey was carried out to analyze the prices and the effectiveness of the<br />
landfill tax in seven UE countries. In some of the member states the level of landfill tax is<br />
as low as just few Euros per ton of waste, while in others 20–30 times more. Opinions of its<br />
effectiveness depend on the country. In many of EU countries after the introduction of the<br />
* Mgr inż. Paweł Wowkonowicz; mgr inż. Anna Bojanowicz-Bablok – <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska – Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa;<br />
tel.: 48 22 622 90 98; e-mail: p.wowkonowicz@ios.edu.pl; e-mail: anna.bojanowiczbablok@ios.edu.pl<br />
108
Skuteczność podatku za składowanie odpadów komunalnych – doświadczenia krajów UE<br />
landfill tax the amount of waste landifilled decreased. Introduction of the high level of landfill<br />
tax generally stimulates other options of waste recovery i.e. recycling, reuse and incineration.<br />
It is very difficult to make a clear conclusion about the effectiveness of landfill tax<br />
in waste reduction and ladfilling due to introduction of other instruments and regulations i.e.<br />
bans or restrictions on landfilling.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W wytycznych Unii Europejskiej w celu ochrony środowiska zaleca się stosowanie różnorodnych<br />
instrumentów ekonomicznych, takich np. jak podatek za składowanie odpadów.<br />
W wielu państwach Unii Europejskiej stosuje się narzędzia tego typu przede wszystkim<br />
w celu ograniczenia ilości składowanych odpadów oraz aby stymulować rozwój innych metod<br />
zagospodarowania odpadów, takich jak spalanie z odzyskiem energii, recykling i ponowne<br />
użycie.<br />
Wprowadzenie podatku za składowanie zmienia opłacalność i koszt recyklingu, spalania<br />
oraz składowania odpadów. W wielu krajach Unii Europejskiej odpady kierowane na<br />
składowiska zostały obłożone opłatami lub podatkami. W niektórych państwach wprowadzono<br />
podatki za składowanie już pod koniec lat 80-tych i na początku 90-tych, w innych<br />
stosunkowo niedawno.<br />
Wysokość opłat za składowanie odpadów różni się w sposób znaczący między poszczególnymi<br />
krajami Unii Europejskiej i zależy od wielu czynników, w tym od róźnych przepisów<br />
prawnych obowiązujących w gospodarce odpadami w poszczególnych państwach Unii.<br />
2. OPŁATY I PODATKI ZA SKŁADOWANIE ODPADÓW W PAŃSTWACH –<br />
DOŚWIADCZENIA państw UE<br />
W rozdziale tym przedstawiono aktualną sytuację w zakresie opłat i podatków za składowanie<br />
odpadów w siedmiu wybranych państwach Unii Europejskiej.<br />
Austria. W Austrii podatek za składowanie odpadów został wprowadzony w roku 1989<br />
z myślą o pozyskiwaniu funduszy na remediację terenów zdegradowanych. Od roku 1996<br />
wysokości stawek za składowanie są zróżnicowane w zależności od stanu technicznego<br />
składowiska oraz od składu odpadów [Bartelings i in. 2005]. Stawki opłat za deponowanie<br />
odpadów na składowiskach nowoczesnych oraz zmodernizowanych są niższe niż za deponowanie<br />
odpadów na składowiskach z gorszymi zabezpieczeniami. W roku 2009 wprowadzono<br />
w Austrii zakaz składowania odpadów o zawartości całkowitego węgla organicznego<br />
(TOC) przekraczającego 5% [Fischer i in. 2012].<br />
Wysokość podatku za tonę składowanych odpadów wynosi od 9,20 EUR/Mg za składowanie<br />
ziemii i odpadów budowlanych do 29,80 EUR/Mg za odpady niebezpieczne i po<br />
109
Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok<br />
wstępnej obróbce w procesach mechaniczno-biologicznych. W roku 2012 za składowanie<br />
odpadów z większą zawartością substancji organicznej (TOC > 5%) trzeba było zapłacić<br />
87 EUR/Mg [Fischer i in. 2012].<br />
W latach 1989–1999 ogólna ilość składowanych odpadów zmniejszyła się z 75%<br />
do 43% ogólnej ilości odpadów. Ze względu na to, że w zakresie gospodarki odpadami<br />
obowiązują również inne przepisy, m.in. zachęcające do kompostowania i recyklingu<br />
odpadów, trudno jest określić na ile przyczyniło się do tego wprowadzenie podatku<br />
za składowanie [Bartelings i in. 2005]. Zróżnicowanie opłat za składowanie odpadów<br />
w zależności od stanu technicznego składowisk zdecydowanie jednak wpłynęło na modernizację<br />
składowisk w kraju [Study… 2001]. Austriacka Agencja <strong>Ochrony</strong> Środowiska<br />
ocenia obecnie, że wprowadzenie podatku wraz z innymi zarządzeniami związanymi<br />
z gospodarką odpadami miało znaczący wpływ na zwiększenie stopnia recyklingu i odzysku<br />
odpadów oraz ograniczenie ilości odpadów kierowanych na składowiska. Ilość<br />
odpadów z gospodarstw domowych kierowanych na składowiska zmniejszyła o 34%<br />
w latach 2004–2009, a całkowita ilość składowanych odpadów o 28% w latach 2003–<br />
2010 [Fischer i in. 2012].<br />
Belgia (Flandria). W Belgii (Flandrii) podatek za składowanie został wprowadzony<br />
w roku 1990 i wynosił 10 EUR/Mg odpadów. Od roku 1998 zaczęły obowiązywać przepisy<br />
zakazujące składowania oraz spalania selektywnie zbieranych odpadów.<br />
W roku 2000 wprowadzono również całkowity zakaz składowania nieprzetworzonych<br />
odpadów komunalnych. Stawki podatku zostały zróżnicowane w zależności od rodzaju odpadu,<br />
w celu wsparcia działań dążących do ograniczania ilości składowanych odpadów<br />
oraz ekonomiczne uatrakcyjnienie innych procesów zagospodarowania odpadów. W roku<br />
2011 stawki podatku były określone dla 16 różnych kategorii odpadów, a ich wysokości wahały<br />
się od 11,67 EUR/Mg za odpady obojętne, przez 42,44 EUR/Mg za odpady niepalne,<br />
do 79,56 EUR/Mg za odpady palne [Fischer i in. 2012].<br />
Bułgaria. Krajem, który wprowadził podatek za składowanie odpadów w roku 2011<br />
jest Bułgaria. Głównym celem tego działania było zmniejszenie ilości odpadów kierowanych<br />
na składowiska oraz zwiększenie stopnia recyklingu i ponownego wykorzystania odpadów.<br />
Ponadto zakładano, że wprowadzenie tego podatku powinno przyspieszyć rozwój<br />
i budowę infrastruktury do recyklingu odpadów.<br />
W roku 2011 stawka podatku za składowanie odpadów wynosiła 1,<strong>53</strong> EUR/Mg na składowiskach<br />
zgodnych z wymogami dyrektywy 99/31/WE w sprawie składowania odpadów.<br />
Za składowanie odpadów na składowiskach niespełniających tych wymagań stawka była<br />
dwukrotnie wyższa. W chwili obecnej wysokość podatku za składowanie odpadów jest stosunkowo<br />
niska, przewiduje się jednak jej zwiększanie tak, aby do roku 2014 osiągnąć docelową<br />
stawkę w wysokości 18 EUR/Mg [Fischer i in. 2012].<br />
110
Skuteczność podatku za składowanie odpadów komunalnych – doświadczenia krajów UE<br />
Dania. W Danii podatek za składowanie odpadów wprowadzono już w roku 1987. Początkowo<br />
stawka podatku była niezmienna – 5,3 EUR/Mg i do roku 1993, kiedy to stawkę<br />
tę podwyższono, była równa wysokości stawki podatku za spalanie odpadów. W roku 1997<br />
stawka podatku za składowanie wzrosła do 45 EUR/Mg, a w roku 2010 wynosiła już 63,3<br />
EUR/Mg. Odpady niebezpieczne do 2010 roku były wyłączone z obowiązku podatkowego,<br />
natomiast od 2012 roku wymagana będzie opłata 21,3 EUR/Mg, a od 2015 roku opłata będzie<br />
równa opłacie za składowanie pozostałych odpadów.<br />
Pomiędzy rokiem 1996 a rokiem 1998 zanotowano zmniejszenie się ilości odpadów<br />
podlegających opodatkowaniu (za składowanie lub spalanie) o 0,5%, przy 7% wzroście<br />
gospodarczym, co przypisuje się znaczącej podwyżce podatku. W odniesieniu do odpadów<br />
z gospodarstw domowych wzrost stawki omawianego podatku nie znalazł odzwierciedlenia<br />
w podwyżce opłat za odbieranie odpadów od mieszkańców, w związku z czym nie<br />
przyczynił się do zwiększenia stopnia recyklingu [Bartelings i in. 2005].<br />
W latach 1985–2009 udział odpadów składowanych uległ zmniejszeniu z 39% do 6%.<br />
Ilość składowanych odpadów budowlanych i pokonstrukcyjnych zmniejszyła się o 88%,<br />
a odpadów z gospodarstw domowych o 77%. Ocenia się, że podatek za składowanie wraz<br />
z innymi regulacjami, w tym z zakazem składowania odpadów palnych, odegrał istotną rolę<br />
w tej redukcji.<br />
Podatek za składowanie odpadów stanowi istotny bodziec zachęcający do selektywnego<br />
zbierania odpadów oraz procesów sortowania na poszczególne frakcje podlegające<br />
recyklingowi. Chociaż nie przyczynił się do ograniczenia ilości powstających odpadów,<br />
to stanowi zachętę do zagospodarowania odpadów, w inny sposób niż ich składowanie<br />
[Fischer i in. 2012].<br />
Francja. We Francji podatek za składowanie odpadów wprowadzono w roku 1993.<br />
Obecnie podatek ten składa się z dwóch elementów: pierwszy jest związany z użytkowaniem<br />
składowiska i zależy od jego oddziaływania na środowisko, drugi – zależy od ilości<br />
i morfologii odpadów oraz ich oddziaływania na środowisko [Fischer i in. 2012]. W takiej<br />
formie podatek został ustalony w roku 2008 i jego stawka wynosi 10,03 EUR/Mg, a do roku<br />
2015 ma wzrosnąć do 40 EUR/Mg [Commissariat... 2009].<br />
Od roku 2000 obniżono kwotę podatku za składowanie odpadów na składowiskach<br />
posiadających certyfikat EMAS lub ISO 14 000 (8,21 EUR/Mg w roku 2008), a za składowanie<br />
na składowiskach nieautoryzowanych przez władze (tzn. nieposiadających odpowiednich<br />
zabezpieczeń) podwyższono stawkę (do 39,41 EUR/Mg w roku 2008). Przyczyniło<br />
się to do zamknięcia lub zmodernizowania do roku 2007 wszystkich nieautoryzowanych<br />
składowisk [Fischer i in. 2012]. W roku 2008 łączna opłata (wraz z podatkiem) za składowanie<br />
wynosiła 65 EUR/Mg, za spalanie odpadów 80 EUR/Mg, a za poddanie recyklingowi<br />
70 EUR/Mg. Zakłada się, że w roku 2015 opłaty te będą wynosiły odpowiednio<br />
95 EUR/Mg, 92 EUR/Mg i 70 EUR/Mg [Commissariat... 2009].<br />
111
Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok<br />
Chociaż stawki podatku za składowanie odpadów są stosunkowo niskie i składowanie<br />
jest często najtańszą metodą zagospodarowania odpadów, połączenie podatku z innymi<br />
regulacjami prawnymi (np. zakazem składowania nieprzetworzonych odpadów od roku<br />
2002) spowodowało, że procentowo ilość składowanych odpadów pozostaje na podobnym<br />
poziomie [Bartelings i in. 2005].<br />
Holandia. W Holandii podatek za składowanie odpadów wprowadzono w 1995 r.<br />
w wysokości 13 EUR/Mg. Dodatkowo wprowadzono zakaz składowania zmieszanych odpadów<br />
komunalnych i odpadów mogących być poddanych recyklingowi oraz odpadów poremontowych<br />
i budowlanych, które można ponownie wykorzystać, poddać recyklingowi<br />
lub spalić z odzyskiem energii. W roku 2000 wprowadzono dwie oddzielne taryfy podatku:<br />
jedną dla odpadów niepalnych (niebezpiecznych i tych o gęstości większej niż 1100 kg/m 3 )<br />
oraz drugą, wyższą, dla odpadów pozostałych. W roku 2005 stawka dla odpadów niepalnych<br />
wynosiła od 1 do 14 EUR/Mg, w zależności od rodzaju odpadu, a dla pozostałych 85<br />
EUR/Mg. W roku 2011 stawki wzrosły odpowiednio do 16,79 EUR/Mg i 107,49 EUR/Mg.<br />
W latach 1995–2003 ilość składowanych odpadów zmniejszyła się o około 2/3, a ilość<br />
spalanych odpadów zwiększyła się o 75%. Nastąpił też wzrost 30% dla odpadów poddanych<br />
recyklingowi, na co miało również wpływ wprowadzenie innych przepisów, takich np.<br />
jak zakaz składowania odpadów palnych [Bartelings i in. 2005].<br />
Przeprowadzone analizy danych dotyczących odpadów z gospodarstw domowych<br />
w Holandii wykazały, że podatek za składowanie odpadów nie ma bezpośredniego wpływu<br />
na ilość wytwarzanych odpadów i nie wpływa znacząco na wybór metody ich unieszkodliwiania.<br />
W odniesieniu do sektora usług stwierdzono, że wysokość podatku nie wpływa<br />
bezpośrednio na ilość wytwarzanych odpadów, lecz jedynie na wybór sposobu ich zagospodarowania<br />
[Bartelings i in. 2005; Bartelings, Linderhof 2006].<br />
Wysokość podatku wpływa na zmniejszenie ilości składowanych odpadów i zwiększenie<br />
ilości odpadów poddawanych recyklingowi lub spalaniu [Fischer i in. 2012]. Począwszy<br />
od roku 2012 holenderskie ministerstwo finansów zadecydowało, w związku z upraszczaniem<br />
systemu podatków, o całkowitej likwidacji podatku za składowanie odpadów, ponieważ<br />
dochód z podatku był niewielki, a jego obsługa natomiast przysparzała wielu problemów<br />
administracyjnych [Fischer i in. 2012].<br />
Wielka Brytania. W Wielkiej Brytanii podatek wprowadzono w roku 1996, w celu<br />
uwzględnienia (internalizacji) kosztów zewnętrznych powodowanych składowaniem odpadów.<br />
Stawka podatku wynosiła wtedy 10 EUR/Mg za składowanie odpadów ulegających<br />
biodegradacji oraz 2,9 EUR/Mg za składowanie odpadów obojętnych. W roku<br />
2005 stawka podatku za składowanie odpadów ulegających biodegradacji wzrosła do<br />
26 EUR/Mg, natomiast w odniesieniu do odpadów obojętnych pozostała niezmieniona.<br />
Kolejne podwyżki doprowadziły do ustalenia stawki podatku w odniesieniu do odpadów<br />
112
Skuteczność podatku za składowanie odpadów komunalnych – doświadczenia krajów UE<br />
ulegających biodegradacji w wysokości 64 EUR/Mg. Jednocześnie planowane jest coroczne<br />
jego zwiększenie o 10 EUR, aby na przełomie lat 2014/2015 osiągnąć poziom<br />
91 EUR/Mg [Fischer i in. 2012].<br />
Opinie na temat wpływu podatku za składowanie na zmniejszenie ilości składowanych<br />
odpadów są podzielone. Rząd Brytyjski podaje, że od momentu wprowadzenia tego podatku<br />
ilość odpadów składowanych uległa znacznemu ograniczeniu. W latach 1998–2010<br />
ilość ta zmniejszyła się o 50% [Fischer i in. 2012]. Według innych [Bartelings i in. 2005]<br />
wprowadzenie omawianego podatku nie wpłynęło na ograniczenie ilości wytwarzanych<br />
odpadów komunalnych, a wzrost poziomu recyklingu mógł być głównie spowodowany innymi<br />
czynnikami, m.in. takimi jak wdrożenie przepisów UE w zakresie opakowań i odpadów<br />
opakowaniowych. Ilość wytwarzanych rocznie odpadów komunalnych jednak nadal<br />
rośnie w tempie przekraczającym wzrost ekonomiczny. Uważa się natomiast, że wprowadzenie<br />
podatku za składowanie odpadów miało wpływ na ograniczenie ilości składowanych<br />
odpadów poremontowych i budowlanych [Martin, Scott 2003; Bartelings i in. 2005].<br />
Niekorzystnym skutkiem wprowadzenia podatku za składowanie odpadów jest obserwowany<br />
wzrost liczby nielegalnych składowisk odpadów oraz kierowanie znacznej ilości<br />
odpadów na składowiska nieautoryzowane [Bartelings i in. 2005].<br />
3. PODSUMOWANIE I WNIOSKI<br />
W większości krajów Unii Europejskiej po wprowadzeniu podatku lub opłaty za składowanie<br />
odpadów ilość składowanych odpadów uległa zmniejszeniu. Jednak nie jest możliwe<br />
jednoznaczne przypisanie tego efektu wprowadzeniu podatków, ponieważ jednocześnie<br />
miały miejsce znaczące zmiany dotyczące gospodarki odpadami zarówno w prawie<br />
UE (dyrektywy w sprawie odpadów, w sprawie składowania odpadów, gospodarowania<br />
niektórymi rodzajami odpadów), jak i w przepisach krajowych (zakazy składowanie niektórych<br />
rodzajów odpadów).<br />
Wśród oceniających skutki wprowadzenia podatku w krajach UE nie ma jednomyślności,<br />
co do jego skuteczności. W celu zapewnienia skuteczności w odniesieniu do ograniczania<br />
ilości składowanych odpadów, stawka podatku powinna być ustalona na względnie<br />
wysokim poziomie. Wysokie stawki podatku są związane z wyższymi poziomami odzysku<br />
odpadów w Unii Europejskiej. W krajach, które wcześnie wdrożyły podatki za składowanie<br />
odpadów i ustaliły je na wysokim poziomie (Dania i Holandia), wskaźniki recyklingu odpadów<br />
są najwyższe, a odsetek składowanych odpadów najmniejszy w Unii Europejskiej [Integrated...<br />
2004]. Stosunkowo niski poziom podatku obowiązujący w roku 2005 w Wielkiej<br />
Brytanii oceniono jako nieskuteczny [Bartelings i in. 2005]. Ponieważ wszystkie omawiane<br />
kraje, które wprowadziły wysokie stawki podatku, wdrożyły również inne przepisy i zakazy<br />
dotyczące składowania odpadów, trudna jest ocena, na ile sam podatek wpłynął na ograniczenie<br />
ilości składowanych odpadów [Bartelings i in. 2005].<br />
113
Paweł Wowkonowicz, Anna Bojanowicz-Bablok<br />
Doświadczenia austriackie pokazują, że zróżnicowanie podatku w zależności od stanu<br />
technicznego systemów ochrony środowiska na składowiskach może być skutecznym<br />
narzędziem w przyspieszeniu modernizacji składowisk.<br />
Dla skuteczności podatku za składowanie odpadów równie ważna jest wiedza i świadomość<br />
wytwarzającego odpady o jego celowości i wysokości [EEA Report… 2009]. Uważa<br />
się, że aby podatek za składowanie był skuteczny ze względu na ograniczanie ilości odpadów<br />
komunalnych deponowanych na składowiskach, powinno się jego koszty przenieść<br />
do źródła powstawania odpadów, to jest na wytwarzających odpady (gospodarstwa domowe<br />
oraz firmy wytwarzające podobne rodzaje odpadów). Najefektywniejszym sposobem<br />
jest wprowadzenie opłat za odbieranie odpadów z gospodarstw domowych, zróżnicowanych<br />
w zależności od masy lub objętości wytwarzanych odpadów (ang. unit-based pricing)<br />
[Bartelings i in. 2005].<br />
Wprowadzenie podatku za składowanie odpadów do instrumentów polityki mających<br />
na celu zapobieganie powstawaniu oraz odzysk odpadów wydaje się ważnym czynnikiem<br />
gwarantującym ich powodzenie, a w każdym razie najlepszą praktyką [Bartelings<br />
i in. 2005].<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
An assessment of options for recycling landfill tax revenue. 2004. Final report for HM<br />
Tresury. Integrated Skills LTD.<br />
Bartelings H., van Beukering P., Kuik O., Linderhof V., Oosterhuis F. 2005.<br />
Effectiveness of landfill taxation (Report for Dutch Ministry of Housing, Spatial Planning<br />
and the Environment). Institute for Environmental Studies, Vrije Universiteit, Amsterdam.<br />
Bartelings H., Linderhof V. 2006. Effective landfill taxation: A case study for the<br />
Netherlands. Aarts De Jong Wilms Goudriaan Public Economics bv (APE) and Institute<br />
for Environmental Studies (IVM).<br />
Diverting waste from landfill, Effectiveness of waste management policies in the<br />
European Union. 2009. EEA Report no 7/2009.<br />
Fischer C., Lehner M., Lindsay McKinnon D. 2012. Overview of the use of landfill<br />
taxes in Europe, ETC/SCP working paper 1/2012.<br />
La rénovation de la taxe sur les déchets ménagers. 2009. Commissariat général au développement<br />
durable http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/spipwwwmedad/<br />
pdf/ Le_poin t _sur_Dechets_menagers_cle06775b-1.pdf, dostęp dnia 01.03.2012.<br />
Martin A., Scott I. 2003. The effectiveness of the UK landfill Tax, Journal of Environmental<br />
Planning and Management 46(5): 673–689.<br />
Study on the Economic and Environmental Implications of the Use of Environmental<br />
Taxes and Charges in the European Union and its Member States. 2001. Ecotec.<br />
Final Report. Brussels / Birmingham.<br />
114
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Bernd Markert*, Simone Wünschmann**, Jean Diatta***,<br />
Ewa Chudzińska****<br />
Innowacyjna Obserwacja Środowiska – Bioindykatory<br />
i Biomonitory: Definicje, Strategie i Zastosowania 1<br />
Innovative Observation of the Environment<br />
– Bioindicators and Biomonitors: Definitions,<br />
Strategies and Applications<br />
Słowa kluczowe: biomonitoring, bioindykacja, Biologiczny System Pierwiastków, zintegrowany<br />
biomonitoring, Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej (MMBC).<br />
Key words: Biomonitoring, Bioindication, Biological System of the Elements, Integrative<br />
biomonitoring, Multi-Markered Bioindication Concept (MMBC).<br />
Streszczenie<br />
Od wielu lat pomiary z zakresu bioindykacji są uzupełnieniem „klasycznych” programów<br />
monitorowania środowiska. Badania nad żyjącymi organizmami lub ich szczątkami (np. torf)<br />
są obecnie wykorzystywane w celu określenia stanu środowiska pod względem jakościowym<br />
(bioindykacja) lub ilościowym (biomonitoring). Dostarczają one elementarnych informacji<br />
o stopniu zanieczyszczenia środowiska danego regionu, zarówno w konkretnym mo-<br />
* Prof. dr. Bernd Markert – Environmental Institute of Scientific Networks (in<br />
constitution) Fliederweg 17, D-49733 Haren/Erika, Deutschland; e-mail: markert@<br />
schlundmail.de<br />
** Dr Simone Wünschmann Environmental Institute of Scientific Networks<br />
(in constitution), Fliederweg 17, D-49733 Haren/Erika, Deutschland,<br />
e-mail: wuenschman@schlundmail.de<br />
*** Dr hab. prof. nadzw. Jean Diatta – Wydział Rolnictwa i Bioinżynierii, Uniwersytet<br />
Przyrodniczy, ul. Wojska Polskiego 71F, 60-625 Poznań; e-mail: jeandiatta63@yahoo.com<br />
**** Dr Ewa Chudzińska – Zakład Genetyki, <strong>Instytut</strong> Biologii Eksperymentalnej, Uniwersytet<br />
im. Adama Mickiewicza, ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań; e-mail: evpell@amu.edu.pl<br />
1<br />
Artykuł ten jest w części powiązany z opracowaniem Markert B.A., Breure A.M.,<br />
Zechmeister H.G., (red) 2003. Bioindicator and Biomonitors. Elsevier, Amsterdam,<br />
New York, Tokyo: 3–39. Niniejszy artykuł jest pierwszą publikacją w języku polskim,<br />
opublikowaną także w różnych językach.<br />
115
Bernd Markert i in.<br />
mencie, jak i w perspektywie przyszłych zmian (analiza trendu). Klasyczna bioindykacja<br />
polega często na obserwacji i pomiarach zawartości szkodliwych substancji chemicznych<br />
(zarówno nieorganicznych, jak i organicznych) w ściśle określonych roślinnych lub zwierzęcych<br />
(a także człowieka) gatunkach wskaźnikowych. Pod względem metod analitycznych<br />
i uzyskiwanych wyników pomiarów istnieje ścisła zależność między postępem w bioindykacji<br />
a ulepszaniem procedur analitycznych. Po ponad 30 latach stosowania bioindykacji pojawiła<br />
się konieczność rozwijania jej nowych kierunków poprzez:<br />
1) częstsze wykorzystywanie kompleksowych analiz opartych na wielu pierwiastkach<br />
w celu gruntownego zbadania wzajemnych oddziaływań w odniesieniu do Biologicznego<br />
Systemu Pierwiastków Chemicznych (BSE),<br />
2) intensyfikację pracy w obszarze analityki specjacyjnej w celu wyjaśnienia rzeczywistych<br />
wpływów wielu czynników na środowisko<br />
oraz<br />
3) położenie większego nacisku na integrację metod bioindykacji ze względu na złożoność<br />
problemów związanych z monitorowaniem środowiska; obserwacja pojedynczego<br />
gatunku wskaźnikowego nie przynosi żadnych istotnych informacji, a jeden bioindykator<br />
jest w pewnym sensie tak dobry jak żaden.<br />
Zintegrowane projekty, takie jak Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej (Multi-Markered<br />
Bioindication Concept – MMBC), dostarczają narzędzi umożliwiających ochronę środowiska<br />
metodami najnowszej generacji stosowanych w bioindykacji. Wybrane przykłady badań<br />
biomonitoringowych prowadzonych w Polsce ilustrują wykorzystanie niektórych z tych<br />
nowych metod w praktyce.<br />
Summary<br />
For a number of years “classical” programs for environmental monitoring are being supplemented<br />
by bioindication measures already. Here, investigations on living organisms or<br />
their remains (e.g. peat) are used to indicate the environmental situation in either qualitative<br />
(bioindication) or quantitative (biomonitoring) terms. This provides pieces of information on<br />
environmental burdens of a region at a given point of time or on its changes with time (trend<br />
analysis). Classical bioindication often deals with observation and measurements of chemical<br />
noxae (both inorganic and organic ones) in well-defined bioindicator plants or animals (including<br />
man). In terms of analytical procedures and results there are parallel developments<br />
between progresses in bioindication and innovation in analytical methods. After some 30<br />
years of development in bioindication there are now following lines of further development:<br />
1) more frequent inclusion of multi-element total analyses for a thorough investigation of<br />
mutual correlations in the sense of the Biological System of Elements,<br />
2) more work on (analytical) speciation issues to proceed into real effect-oriented environmental<br />
sciences,<br />
and<br />
116
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
3) there should and must be a focus on integrative bioindication methods because for<br />
a large number of environmental monitoring problems; a single bioindicator will not<br />
provide any meaningful information: a single bioindicator is about as good as none<br />
at all.<br />
Integrative concepts such as the Multi-Markered Bioindication Concept (MMBC) provide<br />
basic means to get into precautionary environmental protection effects drawing upon such<br />
a second-generation bioindication methodology. A selected biomonitoring case study in Poland<br />
illustrates the application of these new methodologies.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W historii nauk biologicznych można wyróżnić trzy główne etapy zdobywania informacji<br />
i wiedzy na temat środowiska oraz zmian, które w nim zachodzą pod wpływem czynników<br />
naturalnych i antropogenicznych (aczkolwiek podział ten jest arbitralny i nieprecyzyjny).<br />
Należą do nich:<br />
1) etap obserwacji i biologii opisowej trwający do roku 1950,<br />
2) rozwój nauk o środowisku w drugiej połowie ubiegłego wieku (1950–2000)<br />
oraz<br />
3) współczesne połączenie „starej” i „nowej” ekologii, które za cel naukowy stawia sobie<br />
zasadę zrównoważonego rozwoju i wykorzystuje najnowsze techniki badawcze i komunikacyjne<br />
oraz zdobycze biotechnologii [Markert i in. 2003a].<br />
Informację dotyczącą jakości środowiska można uzyskać odpowiednio w drodze bioindykacji<br />
lub biomonitoringu. Müller przedstawił w 1980 r. jedną z najprostszych i najbardziej<br />
zrozumiałych definicji bioindykacji: „Bioindikation ist die Aufschlüsselung des Informationsgehaltes<br />
von Biosystemen für die Bewertung von Räumen”. Bioindykacja jest<br />
uproszczeniem informacji z biosystemów pozwalającym na dokonanie oceny całego obszaru<br />
(nowsze i bardziej szczegółowe definicje przedstawiono w rozdziale 2 niniejszego<br />
opracowania).<br />
Bioindykacja jest w istocie narzędziem tradycyjnej ochrony przyrody. Gatunki wskaźnikowe<br />
są używane do wyjaśniania efektów zmian w środowisku przejawiających się<br />
w modyfikacji i fragmentacji siedlisk. Od paru lat bada się dodatkowo negatywne oddziaływania<br />
wywołane zmianami klimatu i inne gwałtowne procesy. Gatunek wskaźnikowy<br />
może być traktowany jako reprezentatywny dla innych grup organizmów lub większych<br />
siedlisk.<br />
117
Bernd Markert i in.<br />
1.1. Ogólne informacje o środowisku<br />
Bioindykacja i biomonitoring muszą dostarczyć informacji na temat skali skażeń lub<br />
degradacji (eko-) systemów. Bioindykacja dostarcza dwa różne rodzaje informacji: po<br />
pierwsze, informacje ogólne niosące ryzyko upraszczania problemu, po drugie, informacje<br />
wysoce specyficzne przedstawione w sposób szczegółowy, obiektywny, odtwarzalny<br />
i bardzo dokładny. Na przykład czynnik szkodliwy wywołujący w organizmie bioindykatora<br />
jedną konkretną reakcję fizjologiczną może być wykorzystany w celu uzyskania ogólniejszej<br />
informacji o środowisku.<br />
Jeśli dane i informacje uzyskane z bioindykacji zamierza się wykorzystać na wyższym<br />
poziomie ogólności, to subiektywność interpretacji wzrasta wraz ze złożonością i dynamiką<br />
systemu. Ten wzrost subiektywności, połączony z uzyskaniem szerszej wiedzy, jest zobrazowany<br />
przez tak zwane „schody wiedzy” [Roots 1992]. Na pierwszym stopniu schodów<br />
„wiedzy” (rys. 1) obserwacje i pomiary, po weryfikacji według określonych standardów,<br />
zamieniają się w dane.<br />
Mądrość<br />
wiedza<br />
zrozumienie<br />
Pojmowanie,<br />
integracja<br />
Opinia<br />
wzrost<br />
ludzkiej<br />
wartości<br />
dodanej<br />
informacja<br />
Organizowanie<br />
interpretacja<br />
dane<br />
obserwacja<br />
i pomiar<br />
Wzrost subiektywności<br />
Rys. 1. Schody „wiedzy” [Roots 1992], zmienione.<br />
Fig. 1. The staircase of „knowing”, modified after [Roots 1992].<br />
118
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
Właściwie dobrane, sprawdzone i powiązane z badanym obszarem dane mogą się<br />
stać informacją. Z kolei opracowane i zinterpretowane informacje umieszczone lub odniesione<br />
do konkretnych obszarów zainteresowań stają się wiedzą uporządkowaną. Wiedza<br />
ta po przyswojeniu i przemyśleniu oraz poparciu dodatkowymi informacjami – mieszcząca<br />
w sobie podstawowe fakty – doprowadza w końcu do zrozumienia, które w połączeniu<br />
z oceną opartą na ustalonych wartościach staje się mądrością. Ogólnie, miarę wspinania<br />
się na „schody wiedzy”, pojęcia i interpretacje stają się coraz bardziej subiektywne, wraz<br />
ze wzrostem ludzkiej wartości dodanej [Roots 1996].<br />
1.2. Szczegółowe informacje o środowisku<br />
W bioindykacji specyficzne i szczegółowe informacje o relacjach, np. pomiędzy skażeniem<br />
a jego wpływem na organizm (bioindykator), są niezbędne, żeby formułować jednoznaczne<br />
wnioski. Na rysunku 2 przedstawiono uproszczony obraz złożonych współzależności<br />
w ekosystemie będącym pod wpływem danego skażenia, wywołującego konsekwencje<br />
w postaci zmian ujawnionych przez bioindykację i biomonitoring [Markert 1996].<br />
Jako zasadę przyjmuje się, że polutant oddziałuje na organizm, który później uważa<br />
się za biowskaźnik lub biomonitor. Organizm wskaźnikowy, polutant oraz pozostałe elementy<br />
ekosystemu pozostają ze sobą w ścisłej korelacji (rys. 2).<br />
Rys. 2. Uproszczony obraz złożonych współzależności w (eko)systemie w odniesieniu do<br />
czynnika zanieczyszczającego i konsekwencje dotyczące bioindykacji oraz biomonitoringu<br />
[Markert 1996]<br />
Fig. 2. Simplified representation of complex (eco)system interrelations with regard to a pollutant,<br />
and consequences for bioindication and biomonitoring [Markert 1996]<br />
119
Bernd Markert i in.<br />
Ponieważ na aktywność życiową organizmu oddziałuje duża liczba czynników abiotycznych<br />
i biotycznych, może być ona poddawana złożonym wpływom wielu zanieczyszczeń,<br />
szczególnie w warunkach „naturalnych” [subiektywny wybór dokonany przez autorów<br />
tego artykułu z ogromnej liczby źródeł literaturowych dotyczących tego zagadnienia<br />
Nriagu 1979; Adriano 1986, 1992; Nriagu i Pacyna 1988; Boutron i in. 1991; Markert 1993,<br />
1996; Markert i Weckert 1993; Schüürmann i Markert 1998; Fränzle i Markert 2000a,b,<br />
2002; Wuenschmann i in. 2001, 2002; Golan-Goldhirsh i in. 2004; Lux i in. 2004; Renella<br />
i in. 2004; Mench i in. 2006; Reimann i in. 2006; Broadley i in. 2007, 2008; Fränzle i in.<br />
2007, 2008; Lepp i Madejon 2007; Schroeder P. i in. 2007, 2008a,b; Quartacci i in. 2007;<br />
Cakmak 2008; Chaney i in. 2008; Gimbert i in. 2008; Greger 2008; Hanikenne i in. 2008;<br />
Hardley i Lepp 2008; Irtelli i Navari-Izzo 2008; Li i in. 2008; Marmiroli i Maestri 2008; Posche<strong>nr</strong>ieder<br />
i in. 2008; Prasad 2008; Rezek i in. 2008; Schwitzguébel i in. 2008; Smeets<br />
i in. 2008; Trapp i in. 2008; Verbruggen i in. 2008; Verkleij 2008; Wuenschmann i in. 2008;<br />
Vangronsvelt i in. 2009; Verbruggen i in. 2009; Ayrault i in. 2010; Wolterbeek i in. 2010;<br />
Markert i in. 2011; Wang i in. 2011; Fraenzle i in. 2012; Simonetti i in. 2012].<br />
Przy interpretacji „informacji” uzyskanych z obserwacji bioindykatora/biomonitora,<br />
najczęściej spotykanym problemem jest określenie rzeczywistych przyczyn zaobserwowanych<br />
lub zmierzonych zmian. Nawet kompleksowe (pod względem funkcji i struktury)<br />
spojrzenie na różne elementy ekosystemu często nie uwzględnia wielu specyficznie działających<br />
mechanizmów. Powiązanie monitorowanej substancji szkodliwej z wszystkimi<br />
kompartymentami środowiska czyni sprawę jeszcze bardziej skomplikowaną. Nie ma żadnej<br />
pewności, a wręcz jest bardzo prawdopodobne, że polutant A oddziałuje synergistycznie<br />
lub antagonistycznie z polutantem B (rys. 2).<br />
Ponadto, droga wnikania, miejsce działania oraz metabolizm polutantów A i B nie są<br />
zwykle jeszcze dobrze poznane. Polutant A jest w stanie oddziaływać także na inne organizmy,<br />
których reakcja może być nawet silniejsza niż ta obserwowana u bioindykatora. Jeśli<br />
na skutek działania czynnika A zmieni się liczebność populacji organizmu bardziej wrażliwego,<br />
to liczebność typowego bioindykatora może także ulec zmianie, przynajmniej jeżeli<br />
pierwszy organizm będzie bezpośrednio lub pośrednio konkurował z bioindykatorem. Kwestia<br />
na ile wnioski na temat stanu całego ekosystemu można formułować na bazie pojedynczego<br />
bioindykatora jest nadal otwarta [Markert 1996].<br />
W związku z erą „technologii informatycznych”, Lieth [1998] próbuje się wykorzystywać<br />
„cyfrowy bitowy świat” do bardziej skutecznych badań ekosystemów. Według Lieth’a musimy<br />
zadać sobie następujące pytania: co jest punktem zasadniczym badań ekosystemów?<br />
Jaką informację udostępnia ekosystem? Biorąc pod uwagę zawartość informacji we<br />
wszystkich jego komponentach, ekosystem można porównać do inteligentnego systemu.<br />
Toksyczne konsekwencje jako przyczyna ważnych zmian w transferze materii oraz energii<br />
w systemie często pociągają za sobą przepływ informacji. Rośliny mogą produkować<br />
związki chemiczne, żeby się bronić przed pasącymi się zwierzętami. Zwierzęta mogą pro-<br />
120
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
dukować związki chemiczne jako broń, ludzie zaś mogą produkować toksyczne związki,<br />
żeby zabijać się nawzajem. Każdy proces jest kontrolowany przez „bity informacji”, zwane<br />
biobitami, które przepływają z jednego punktu w ekosystemie do drugiego [Markert i in.<br />
2002, 2003b]. Szczegółowy opis tej koncepcji jest w przystępny sposób przedstawiony<br />
w pracy Lieth’a [1998].<br />
2. Definicje<br />
Od początku wiadomo, że bioindykacja i biomonitoring są obiecującymi (i względnie<br />
tanimi) metodami długotrwałych obserwacji wpływu czynników zewnętrznych na przemiany<br />
w ekosystemach lub różnic pomiędzy jednym stanowiskiem (np. terenem nieskażonym)<br />
a drugim (terenem skażonym) [Markert i in. 2002, 2003a,b]. Burzliwy rozwój tych metod i towarzyszący<br />
mu entuzjazm sprawiły, że dotąd nie rozwiązano jednoznacznie problemu definicji<br />
bioindykacji i biomonitoringu oraz oczekiwań związanych z tymi metodami, co na razie<br />
nie doprowadziło do zajęcia przez międzynarodową społeczność naukową wspólnego stanowiska<br />
w tej sprawie. Z tego względu różne definicje (oraz oczekiwania!) istnieją obok siebie<br />
równolegle [Markert i in. 2002, 2003a,b]. Przegląd funkcjonujących w literaturze definicji<br />
można znaleźć w pracy Wittig [1993]. Przykłady trudności związanych z zastosowaniem<br />
metod bioindykacji natomiast można znaleźć w wielu opracowaniach [subiektywny wybór<br />
takich opracowań dokonany przez autorów tego artykułu z ogromnej liczby źródeł literaturowych:<br />
Stoeppler i in. 1982; Arndt 1992; Fraenzle O. 1993; Markert i in. 2003 a,b; Jeran<br />
i in. 1993; Farago 1994; Wolterbeek i in. 1995; Breulmann i in. 1997, 1998; Herpin i in. 1997,<br />
2001; Saiki i in. 1997; Bargagli 1998; Carreras i in. 1998; Garty 1998; Lieth 1998; Siewers<br />
i Herpin 1998; Freitas i in. 1999; Bacchi i in. 2000; Bode i in. 2000; Djingova i Kuleff 2000;<br />
Fraenzle i Markert 2000 a,b; Klumpp i in. 2000; Loppi i Bonini 2000; Pla i in. 2000; Siewers<br />
i in. 2000; Figueiredo i in. 2001, 2007; Genssler i in. 2001; Kostka-Rick i in. 2001; Vtorova<br />
i in. 2001; Vutchkov 2001; Wolterbeek 2002; Altenburger i Schmitt 2003; Pacheco i in. 2003;<br />
França i in. 2005, 2007; Shtangeeva i in. 2005; Elias i in. 2006; Freitas i in. 2006; Markert<br />
2007; Suchara i in. 2007; Zechmeister i in. 2007; Schroeder i in. 2008].<br />
Poniżej przedstawiono niektóre z definicji rozbudowywanych przez ostatnie 20 lat od<br />
chwili wyraźnego rozróżnienia bioindykacji od biomonitoringu, zawierających odpowiednio<br />
jakościowe i ilościowe podejście do związków chemicznych w środowisku [Markert i in.<br />
1999; Markert i in. 2003b]. Bioindykatory można porównać do instrumentalnych systemów<br />
pomiaru [Markert i in. 2003a,b; patrz też rozdział 3]. Pod tym względem jest możliwe wyraźne<br />
rozróżnienie między aktywną a pasywną bioindykacją (biomonitoringiem).<br />
Szczególnie w odniesieniu do bioindykacji metali często widoczne jest w literaturze<br />
rozróżnienie „wskaźników akumulacji” od „wskaźników oddziaływania”, zależnie od reakcji<br />
indykatora/wskaźnika na zmiany warunków środowiskowych. Należy tu pamiętać, że to<br />
rozróżnienie nie zakłada pary przeciwieństw – odzwierciedla jedynie dwa aspekty analizy.<br />
121
Bernd Markert i in.<br />
O ile akumulacja danej substancji w organizmie jest już reakcją na ekspozycję, która<br />
choćby przy wysokiej akumulacji takiej substancji jest wymiernie odzwierciedlona przynajmniej<br />
w jednym z parametrów wykorzystywanych do określania wskaźników oddziaływania<br />
(np. morfologiczne zmiany na poziomie komórkowym, tworzenie u wielu bezkręgowców wewnątrzkomórkowych<br />
granulek zawierających zakumulowane metale), o tyle potrzeba rozróżnienia<br />
między akumulacją a oddziaływaniem jest dyskusyjna i należy się zastanowić,<br />
czy bardziej ogólny termin – „wskaźnik reakcji” – nie zawiera w sobie obu pojęć.<br />
Często substancje akumulowane w organizmach międzykomórkowo lub wewnątrzkomórkowo<br />
wywołują natychmiastowe negatywne efekty. Ich analiza przebiega wtedy w kontekście<br />
badania wskaźników oddziaływania (rys. 3).<br />
Indykator reakcji<br />
Indykator akumulacji<br />
• akumulacja<br />
• usuwanie<br />
Indykator<br />
wpływu/oddziaływania<br />
• suborganizmalny<br />
• organizmalny<br />
• populacyjny<br />
poziom<br />
Rys. 3. Ilustracja pojęć reakcja, akumulacja oraz indykator oddziaływania/wpływu [Markert i in.<br />
1997]. Wyjaśnienia w tekście<br />
Fig. 3. Illustration of the terms reaction, accumulation and effect/impact indicator [Markert et al.<br />
1997]. Explanations are given in the text<br />
Oto definicje podsumowane w pracach Markert i in. [1997, 1999]. Bioindykator to organizm<br />
(lub część organizmu albo zgrupowanie organizmów), zawierający informacje na<br />
temat jakości środowiska (lub części środowiska). Biomonitor natomiast to organizm (lub<br />
część organizmu, lub zgrupowanie organizmów), który zawiera informację o ilościowych<br />
aspektach dotyczących jakości środowiska. Biomonitor jest zawsze bioindykatorem, ale<br />
bioindykator nie koniecznie spełnia wymagania stawiane biomonitorowi.<br />
O aktywnej bioindykacji (biomonitoringu) mówimy, jeśli wyhodowane w laboratoriach<br />
i wystandaryzowane bioindykatory (biomonitory) są umieszczane na określony czas<br />
w warunkach terenowych. Po zakończeniu ekspozycji notuje się objawy reakcji lub mierzy<br />
122
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
poziom ksenobiotyków w organizmie. W biomonitoringu pasywnym bada się organizmy<br />
żyjące w warunkach naturalnych danego ekosystemu pod kątem ich reakcji. Ta klasyfikacja<br />
organizmów (lub zbiorowisk) oparta jest na ich „pochodzeniu”.<br />
Klasyfikując organizmy (lub ich zbiorowiska) według „sposobu działania” (rys. 3) rozróżnia<br />
się: Indykatory/monitory akumulacji, które są organizmami akumulującymi jeden<br />
lub więcej pierwiastków i/lub związków ze środowiska oraz indykatory/monitory wpływu<br />
lub oddziaływania, które są organizmami, wykazującymi specyficzne lub niespecyficzne<br />
reakcje w odpowiedzi na ekspozycję na dany pierwiastek, związek lub grupę związków.<br />
Takie reakcje mogą obejmować zmiany w ich morfologii, histologii lub strukturze komórkowej,<br />
procesach metaboliczno-biochemicznych, zachowaniu lub nawet składzie populacji.<br />
Na ogół pojęcie „indykator reakcji” obejmuje zarówno indykatory/monitory akumulacji, jak<br />
i indykatory wpływu/ oddziaływania, tak jak opisano powyżej.<br />
Prowadząc badania nad procesami akumulacji należy rozróżniać drogi, którymi organizmy<br />
pobierają pierwiastki/związki. W całościowym procesie akumulacji (bioakumulacji)<br />
bierze udział wiele mechanizmów związanych z gatunkowo zależnymi interakcjami pomiędzy<br />
indykatorami/monitorami a ich biotycznym i abiotycznym środowiskiem.<br />
Biomagnifikacja jest pojęciem stosowanym w odniesieniu do absorpcji substancji ze<br />
składników pokarmowych przez nabłonek jelit. Jest ograniczona do organizmów heterotroficznych<br />
i stanowi najważniejszą drogę zanieczyszczenia wielu zwierząt lądowych. Wyjątek<br />
stanowią metale tworzące bardzo lotne związki (np. Hg, As), które są pobierane przez<br />
drogi oddechowe (np. tchawica, płuca).<br />
Biokoncentracja oznacza bezpośrednie pobieranie substancji z otaczającego medium<br />
– środowiska fizycznego – poprzez tkanki lub organy (z organami oddechowymi<br />
włącznie). Poza roślinami, które mogą pobierać substancje jedynie tą drogą (głównie przez<br />
korzenie lub liście), biokoncentracja odgrywa kluczową rolę u zwierząt wodnych i glebowych<br />
bezkręgowców korzystających z wody znajdującej się w glebie.<br />
Poza klasycznymi florystycznymi, faunistycznymi i biocenotycznymi badaniami, które<br />
przeważnie rejestrują niespecyficzne reakcje w stosunku do polutanta jako instrumenty<br />
bioindykacji wprowadza się też nowsze narzędzia na wyższych poziomach organizacji<br />
systemu biologicznego. Większość z nich to biomarkery i biosensory (bioczujniki).<br />
Biomarkery są biologicznymi parametrami mierzalnymi na poziomie suborganizmalnym<br />
(genetycznym, enzymatycznym, fizjologicznym, morfologicznym), w których zmiany<br />
strukturalne lub funkcjonalne określają ogólnie wpływy środowiskowe oraz, szczegółowo,<br />
działanie polutantów pod kątem jakościowym a czasem ilościowym, np.: enzymatyczna lub<br />
substratowa indukcja cytochromu P-450 oraz innych enzymów Fazy I przez liczne halogenowane<br />
węglowodory, częste pojawienie się przemysłowej formy melanizmu jako wskaźnika<br />
skażenia powietrza, oddziaływanie promieni UV na taniny skóry ludzkiej, zmiany morfologiczne,<br />
histologiczne lub ultra-strukturalne organizmów lub organów monitorowanych (np.<br />
wątroba, grasica, jądra), pojawiające się po wystawieniu na działanie polutantów.<br />
123
Bernd Markert i in.<br />
Biosensory to narzędzia pomiarowe generujące sygnał w zależności od stężenia danej<br />
substancji. Odbywa się to przez odpowiednie połączenie selektywnego systemu biologicznego<br />
(np. enzym, przeciwciało, membrana, organelle, komórka lub tkanka) z fizycznym<br />
narzędziem analitycznym (np. elektroda potencjometryczna lub amperometryczna,<br />
odbiornik optyczny lub optoelektroniczny), np.: neuralizator toksyczności (toxiguard), bakteryjny<br />
monitor toksyczności, bakteryjna elektroda EuCyano.<br />
Biotesty to rutynowe procedury toksykologiczno-farmakologiczne do testowania wpływu<br />
odpadów (znajdujących się w środowisku związków chemicznych, farmaceutyków) na<br />
organizmy. Przeprowadza się je zazwyczaj w laboratoriach, niekiedy w terenie, w warunkach<br />
standardowych (zależnie od czynników biotycznych lub abiotycznych). W szerszym<br />
znaczeniu definicja ta obejmuje też hodowlę komórek i tkanek do celów testowych, testy<br />
enzymatyczne, testy z użyciem mikroorganizmów, roślin i zwierząt w formie jedno- lub wielogatunkowych<br />
modeli ekologicznych (np. mikrosystemy, mezosystemy). W węższym znaczeniu<br />
pojęcie to obejmuje tylko jednogatunkowe oraz modelowe systemy. Inne procedury<br />
natomiast mogą być określone jako testy suborganizmalne. Biotesty wykorzystują niektóre<br />
biomarkery lub – rzadziej – specyficzne biosensory i mogą być stosowane w bioindykacji<br />
lub biomonitoringu.<br />
Uwzględniając genetyczne i pozagenetyczne procesy adaptacji organizmów oraz populacji<br />
do stresu środowiskowego, należy rozróżnić pojęcia tolerancji, odporności oraz<br />
wrażliwości.<br />
Tolerancja [Oehlmann i Markert 1997] to nabyta odporność organizmu lub zbiorowiska<br />
na niekorzystne warunki abiotyczne (klimat, promieniowanie, polutanty) lub biotyczne<br />
(pasożyty, patogeny), przejawiająca się w adaptacji na poziomie zmian fizjologicznych (np.<br />
syntezy enzymów, reakcji immunologicznych).<br />
Odporność jest to, w przeciwieństwie do tolerancji, zdolność do przeciwstawiania się<br />
stresowi wynikająca z podstaw genetycznych [Oehlmann i Markert 1997]. Oznacza to, że<br />
wszystkie tolerancyjne organizmy są także odporne, ale nie wszystkie odporne organizmy<br />
są tolerancyjne, aczkolwiek w ekotoksykologii granica pomiędzy tolerancją a odpornością<br />
nie zawsze jest wyraźna. Na przykład, zjawisko indukowanej zanieczyszczeniem tolerancji<br />
zespołu organizmów (ang. Pollution Induced Community Tolerance, PICT) jest opisane<br />
jako przekształcenie zespołu mniej odpornego na bardziej odporny, z chwilą pojawienia się<br />
czynników skażających. Może to być wynik genetycznej lub fizjologicznej adaptacji w ramach<br />
gatunków lub populacji, albo wyparcie organizmów wrażliwych przez organizmy bardziej<br />
odporne [Blanck i in. 1988; Rutgers i in. 1998].<br />
Wrażliwość organizmu lub zespołu organizmów określa ich podatność na zmianę<br />
czynników biotycznych lub abiotycznych. Wrażliwość jest niska, jeżeli tolerancja lub odporność<br />
na zanieczyszczenie środowiska jest wysoka. Wrażliwość jest wysoka przy niskiej<br />
tolerancji lub odporności.<br />
124
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
3. Porównanie pomiarów instrumentalnych z metodami bioindykacji<br />
i biomonitoringu<br />
Znaczne podobieństwo pojęć używanych w chemicznej analizie instrumentalnej (jakościowe<br />
i ilościowe pomiary) z dziedziną bioindykatorów (jakościowe podejście w stosunku<br />
do kontrolowania skażenia) oraz biomonitorów (ilościowe podejście) odsłania potrzebę porównania<br />
obu technik.<br />
3.1 Przyrządy i bioindykatory<br />
Techniczne szczegóły dotyczące analizy instrumentalnej przedstawiono schematycznie<br />
na rysunku 4. Są to typowe procedury pomiaru substancji chemicznych, aktywności<br />
enzymatycznej lub innych parametrów związanych z ekosystemem za pomocą spektrometrów<br />
lub fotometrów. W dużej liczbie metod spektrometrycznych stosuje się określoną<br />
długość fali w celu uzyskania sygnału poprzez analizę próbki umieszczonej w kuwecie (fo-<br />
Rys. 4. Porównanie pomiarów dokonanych przez spektrometry i bioindykatory / biomonitory.<br />
W praktyce, pomiary instrumentalne są przeważnie integralną częścią bioindykacji<br />
[Markert i in. 2003b]. Szczegółowy opis instrumentalnego schematu w przypadku instrumentalnej<br />
analizy chemicznej próbek środowiskowych przedstawił Markert [1996]<br />
Fig. 4. Comparison of measurements performed by spectrometers and bioindicators / biomonitors.<br />
In practice, instrumental measurements are often an integral part of bioindication [from<br />
Markert et al. 2003b]. A full instrumental flow chart for instrumental chemical analysis of environment<br />
samples can be found in Markert [1996]<br />
125
Bernd Markert i in.<br />
tometr), w płomieniu (AAS), piecu grafitowym (GFAAS), w plazmie (ICP/MS lub ICP/OES).<br />
Cały sygnał przechwytywany jest przez fotopowielacze, wzmacniacze oraz inny sprzęt<br />
i opracowywany przez detektory sygnałów. Kontrolę jakościową przyrządu przeprowadza<br />
się na przykład przy użyciu materiałów referencyjnych. Główne źródła błędu pochodzą<br />
z procedury pobrania próbek (do 1000%) oraz przygotowania próbek (do 300%). Szczegółową<br />
dyskusję odnoszącą się do typowych błędów oraz ich skali przedstawiono w pracy<br />
Markert [1996].<br />
Bezpośrednie porównanie z biologicznym urządzeniem pomiarowym (bioindykatorem)<br />
na rysunku 4 pokazuje, że cały proces instrumentalnego pomiaru jest bardzo często zintegrowany<br />
z procedurą bioindykacji, przynajmniej wtedy, gdy próbki mają być analizowane<br />
pod kątem związków chemicznych. Oznacza to, że otrzymanie dodatkowej informacji<br />
z bioindykatora zależy ściśle od instrumentalnego pomiaru.<br />
Stawianie pytania „bioindykacja czy bezpośredni pomiar instrumentalny?” jest wyrazem<br />
niezrozumienia tej zależności.<br />
Praktyczne problemy laboratoryjne napotykane przy biomonitoringu są często takie<br />
same jak w analizie chemicznej [Toelg 1976; Saiki i in. 1997; Quevauviller i Maier 1999;<br />
Bacchi i in. 2000; Bode i in. 2000; Quevauviller i in. 2008]. Weźmy np. podstawową zasadę<br />
(paradygmat 1) procesu pobierania próbek. „Zbierane próbki muszą być reprezentatywne<br />
dla postawionego problemu naukowego” [Markert 1996]. Zbieranie reprezentatywnych<br />
próbek do pomiaru monitoringowego lub/i instrumentalnego musi być starannie przeprowadzone.<br />
Ten warunek jest zaznaczony i wyjaśniony w licznych znakomitych artykułach<br />
i rozdziałach książkowych i nie jest tu przedyskutowany w szczegółach [Keith 1988; Wagner<br />
1992; Markert 1994; Klein i Paulus 1995; Rasemann i Markert 1998].<br />
3.2. Precyzja i dokładność<br />
Podobnie jak konieczność uzyskania najwyższej jakości reprezentatywnych prób do<br />
analiz lub do bioindykacji, także w działaniach biomonitoringowych musi być uwzględniana<br />
większość ogólnych reguł oraz warunków kontroli jakości z analizy chemicznej. W ostatnich<br />
20 latach w badaniach chemii analitycznej wprowadzono dokładne rozróżnienie między<br />
pojęciami „precyzja” – powtarzalność a „dokładność” – „prawdziwa” wartość (rys.<br />
5). Praktyczna przydatność tego rozróżnienia ujawnia się przy określeniu „prawdziwej” lub<br />
„rzeczywistej” zawartości substancji X w próbce Y.<br />
Celem określenia precyzji danych poprzez wielokrotne mierzenie analitycznego sygnału<br />
jest prześledzenie oraz eliminowanie błędów, które mogłyby być generowane, na<br />
przykład przez niewystarczającą długoterminową stabilność urządzenia mierzącego (własna<br />
niedokładność urządzenia). Jeżeli procedura analityczna nie jest zbyt złożona, to precyzja<br />
będzie wahała się od 1 do 5%, co dla większości problemów analitycznych może być<br />
uważane za dostatecznie dokładne, aczkolwiek zwykły fakt, że sygnał jest powtarzalny,<br />
126
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
nie pozwala stwierdzić jego dokładności. Nawet bardzo dokładne dane mogą znacznie odbiegać<br />
od „prawdziwej” zawartości (np. pierwiastka) w danej próbce.<br />
Rys. 5. Ilustracja pojęć „precyzja” (powtarzalność) oraz „dokładność” („prawdziwa” wartość)<br />
w chemii analitycznej [za Toelg 1976, Markert 1996]: a) niska precyzja oraz mała dokładność,<br />
b) wysoka precyzja oraz mała dokładność, c) niska precyzja oraz duża dokładność,<br />
d) wysoka precyzja oraz duża dokładność, x = średnia arytmetyczna, v r<br />
=<br />
współczynnik zmienności<br />
Fig. 5. Illustration of the terms „precision” (reproducibility) and „accuracy” (the „true” value) in<br />
analytical chemistry [after Toelg, 1976 from Markert 1996]: a) Poor precision and poor<br />
accuracy, b) good precision and poor accuracy, c) poor precision and good accuracy,<br />
d) good precision and good accuracy, x = arithmetic mean, v r<br />
= coefficient of variation<br />
Poprawne dane analityczne można uzyskać, jeżeli cały proces analityczny jest poddany<br />
właściwej kontroli jakości, w której każdy wynik jest sprawdzony pod kątem precyzji<br />
i dokładności. Obecnie wykorzystuje się dwie podstawowe metody sprawdzenia dokładności<br />
danych analitycznych:<br />
1) używanie standardowych materiałów referencyjnych (próbki dostępne w handlu z certyfikowaną<br />
zawartością mierzonego związku oraz matryca zbliżona do oryginalnych<br />
próbek przeznaczonych do zbadania w laboratorium)<br />
oraz<br />
2) stosowanie niezależnych procedur analitycznych.<br />
127
Bernd Markert i in.<br />
W przypadku bioindykatorów można oczywiście powtarzać pobieranie próbek w celu<br />
wyrobienia sobie poglądu na ile badany bioindykator jest „stabilny” względem zmienności<br />
stanowiska badawczego i czasu. Trudniejszy problem to zapewnienie dokładności podczas<br />
procesu pobierania próbek. Nie ma dotychczas „certyfikowanego systemu referencyjnego”<br />
umożliwiającego kalibrowanie dokładności pobierania reprezentatywnych próbek.<br />
Jako regułę stosuje się porównanie systemów „skażonych” i „nieskażonych”, lecz nie ma<br />
pewności, że jest to działanie dokładne. Jedyną możliwą strategią w tym wypadku jest stosowanie<br />
„niezależnych metod”, jeżeli różne grupy badawcze pracują na tym samym terenie<br />
i z tymi samymi indykatorami. Wtedy uzyskane oddzielnie dane mogą być porównane. Jest<br />
to jednak bardzo droga metoda, która może być stosowana jedynie w szczególnych projektach<br />
bioindykacyjnych, mających na celu opracowanie metod badawczych dla dyrektyw<br />
stosowanych np. w Unii Europejskiej czy Stanach Zjednoczonych Ameryki.<br />
3.3. Kalibracja<br />
W zasadzie same bioindykatory stwarzają problem zazwyczaj niespotykany przy instrumentalnych<br />
technikach pomiaru – jest nim kalibracja biolologicznego systemu jako takiego<br />
(rys. 6). Ograniczenia uniemożliwiające organizmom wykazywanie ekspozycji na zanieczyszczenia<br />
stają się szczególnie wyraźne w odniesieniu do ilościowej oceny jakości<br />
środowiska, np. w ścisłym rozumieniu terminu „biomonitoring” [Markert i in. 1997]. Chociaż<br />
liczba potencjalnych bioindykatorów rośnie lawinowo, trudno jest znaleźć organizmy<br />
(w przyrodzie), które w pełni spełniają kryteria aktywnego lub pasywnego biomonitora, np.<br />
analiza pojedynczych indykatorów akumulacji dla intoksykacji danymi substancjami nie koniecznie<br />
pozwala wyciągać wnioski na temat stężeń tych substancji w środowisku (rys. 5).<br />
Wiele roślin i zwierząt wykazuje możliwości dużego akumulowania konkretnych substancji<br />
przy niskich stężeniach w środowisku, lecz ich zdolności akumulacji maleją gwałtownie<br />
w razie wzrostu tych stężeń. W efekcie powstaje płaski obraz przebiegu funkcji w odniesieniu<br />
do korelacji między skażeniem środowiska a intoksykacją (rys. 6). Wielu organizmom<br />
jednak udaje się utrzymać niski poziom stężenia substancji toksycznych mimo wysokiego<br />
stężenia zanieczyszczeń w środowisku, w którym przebywają [Markert i in. 1997]. Mechanizmy<br />
regulujące tracą swoje właściwości dopiero przy skrajnie wysokich stężeniach<br />
ksenobiotyków w środowisku, co ujawnia się wyższym tempem ich akumulacji (rys. 6).<br />
Wyjątkiem są oczywiście substancje niepobierane aktywnie, lecz w procesie dyfuzji – niewątpliwie<br />
rzadkie w przypadku nieorganicznych związków metali.<br />
Często oznacza to, że zależność pomiędzy bioindykatorem/biomonitorem a jego środowiskiem<br />
z uwzględnieniem stężenia akumulowanego składnika nie jest liniowa lecz logarytmiczna.<br />
Jeżeli nawet ustala się liniowość funkcji logarytmicznej poprzez matematyczne<br />
przekształcanie, to liniowa zależność między dwoma parametrami ogranicza się do<br />
wąskiego zakresu. Jednoznacznych informacji o środowisku mogą dostarczyć tylko orga-<br />
128
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
nizmy wykazujące liniowe zależności, które są porównywalne do kalibrowanych urządzeń<br />
pomiarowych.<br />
akumulator<br />
wyłączający<br />
Wzrost stężenia polutanta w środowisku<br />
Rys. 6. Zależność pomiędzy stężeniem monitorowanego polutanta w środowisku a stężeniem<br />
w organizmie. Liniowe zakresy kalibracji są bardzo wąskie dla akumulatorów i organizmów<br />
wyłączających [Markert i in. 1997, według Baker 1981]<br />
Fig. 6. Correlation between the environmental concentration of the pollutant to be monitored<br />
and the concentration in the organism. Linear ranges for calibration are very limited for<br />
accumulators and rejectors [Markert et al. 1997, according to Baker 1981]<br />
W porównaniu na przykład do spektrometrycznych metod analizy instrumentalnej,<br />
gdzie liniowy zakres kalibracji normalnie pokrywa wiele rzędów wielkości, liniowy zakres<br />
dla bioindykatorów jest trudniejszy do osiągnięcia, ponieważ żywe organizmy ciągle zmieniają<br />
swoje „oprogramowanie” w trakcie trwania biologicznych procesów życiowych. Ponieważ<br />
standaryzacja bioindykatorów jest obecnie nierealna, najważniejszym zadaniem<br />
na najbliższą przyszłość jest zharmonizowanie działań między użytkownikami tych samych<br />
indykatorów.<br />
3.4. Harmonizacja<br />
W dziedzinie chemii analitycznej wymiana testów między laboratoriami w ciągu wielu lat<br />
doprowadziła do używania konkretnych próbek materiałów w celu zoptymalizowania jakości<br />
własnych analiz. W bioindykacji również należy zwrócić większą uwagę na zharmonizowanie<br />
129
Bernd Markert i in.<br />
użycia w różnych miejscach tych samych indykatorów w celu ich „kalibracji”. Do badań przeprowadzanych<br />
w laboratoriach przy analizie działania związków chemicznych używa się biotestów<br />
i są one wysoko standaryzowane, czyli powtarzalne. Problem dotyczy głównie różnych<br />
aspektów użycia bioindykatorów w terenie. Przede wszystkim, przy planowaniu i przygotowaniu<br />
programów badań ścisła współpraca wydaje się być absolutnie konieczna, aby można<br />
było porównać wyniki z różnych, osobno pracujących grup badawczych. Jest to względnie<br />
łatwe do osiągnięcia na poziomie regionalnym i krajowym, ale na poziomie globalnym czy<br />
międzykontynentalnym geograficzne odległości pomiędzy grupami badawczymi są czasem<br />
dużym problemem. Na przykład, próby przeprowadzenia biomonitoringu pierwiastków na różnych<br />
kontynentach prowadzone przez Międzynarodową Agencję ds. Energii Atomowej [IAEA<br />
2001] muszą uwzględniać wysokie koszty spotkań uczestników w celu wymiany poglądów.<br />
Szkolenia i intensywne wspólne zajęcia trwające przez pewien okres (np. kilka tygodni) byłyby<br />
najlepszym krokiem do zharmonizowania naukowych i (niekiedy) kulturowych różnic.<br />
Nie można tego nie doceniać w globalizującym się świecie: bioindykacja w jej poszczególnych<br />
aspektach oraz na różnych naukowych poziomach może być przeprowadzona<br />
praktycznie przez każdego, stąd projekty międzynarodowe mają szczególnie duży<br />
wpływ międzykulturowy. Powinniśmy strzec się przed nadmiarem optymizmu, ale bioindykacja<br />
powinna być postrzegana jako brama do międzykulturowego zrozumienia/<br />
porozumienia oraz katalizator dla pokojowej współpracy międzynarodowej. Pytania,<br />
na które trzeba udzielić odpowiedzi podczas tej wymiany informacji, powinny uwzględnić<br />
sposoby powiązania obserwacji podobnych zjawisk przeprowadzonych różnymi technikami,<br />
takie jak zdalne sterowanie oraz informacje uzyskane w warunkach terenowych [Roots<br />
1996; Smodis 2003]. Korelacja problemów w czasie i przestrzeni jest częścią przygotowania<br />
programu. Opracowanie programu uwzględnia wybór metod pomiaru i zapisu czujników<br />
oraz pytania odnośnie sposobu i techniki przekazania informacji.<br />
Dobre przykłady „pytań przed rozpoczęciem pracy” można znaleźć w licznych krajowych<br />
i międzynarodowych programach pobierania próbek do badań przyrodniczych oraz<br />
opracowaniach literaturowych dotyczących procesów tej harmonizacji [np. Schroeder i in.<br />
1996; Bosch i Pinborg 2003; Lazorchak i in. 2003; Matthiessen 2003; Parris 2003].<br />
4. Zintegrowane strategie i zastosowania bioindykacji oraz<br />
biomonitoringu<br />
4.1. Biologiczny System Pierwiastków (BSP)<br />
Do celów bioindykacji i biomonitoringu pierwiastków chemicznych, wymagane jest zarówno<br />
wysoko specyficzne podejście, uwzględniające zarówno każdy pojedynczy rodzaj<br />
pierwiastków chemicznych, jak i obszerne traktowanie ich ogólnych właściwości ujętych<br />
w Biologicznym Systemie Pierwiastków – rys. 7 [Fraenzle i Markert 2000 a,b, 2002, 2007].<br />
130
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
Biologiczny System Pierwiastków chemicznych jest kompilacją danych przygotowanych<br />
na podstawie analizy korelacji pomiędzy funkcją fizjologiczną pojedynczych pierwiastków<br />
w organizmach żywych, wzrostem ich pobierania spoza nieorganicznego środowiska<br />
oraz formą ich pobrania przez organizmy roślinne, w postaci obojętnych cząsteczek<br />
lub naładowanych jonów. Pierwiastki H i Na wpływają na różne funkcje w biologicznym<br />
systemie i dlatego nie są ostatecznie umiejscowione. Zakreślone pierwiastki mogą być<br />
chwilowo jedynie pogrupowane według podobnych właściwości fizjologicznych, ponieważ<br />
brakuje danych o ich wzajemnych korelacjach lub są one bardzo nieprecyzyjne.<br />
Rys. 7. Biologiczny System Pierwiastków dla Roślin Lądowych (glikofitów) [Markert 1994]<br />
Fig. 7. The Biological System of the Elements for Terrestrial Plants (Glycophytes) [Markert 1994]<br />
4.2. Zintegrowany model narzędzi do profilaktyki ochrony zdrowia ludzkiego<br />
Bioindykacja i biomonitoring muszą dostarczać informacji na temat skali skażenia lub degradacji<br />
ekosystemów. Przy całościowym spojrzeniu bioindykacja nie jest jedynie „maszyną<br />
do monitoringu środowiska” dla określonej grupy czynników. W sensie idealnym, jest zintegrowanym<br />
rozpatrywaniem różnych bioindykacyjnych systemów testowych, które w połączeniu<br />
z innymi parametrami środowiska dążą do ustalenia ostatecznego obrazu stanu skażenia<br />
oraz prognozowania jego rozwoju, w interesie profilaktyki zdrowotnej oraz środowiska.<br />
131
Bernd Markert i in.<br />
Na rysunku 8 przedstawiono diagram pełnego dynamicznego systemu monitoringu<br />
środowiska wspieranego bioindykacją. Można w nim dowolnie łączyć parametry pomiarów<br />
w zależności od monitorowanego systemu lub naukowego zakresu odniesienia. Dwa główne<br />
podmioty badań – człowiek i środowisko – oraz wywodzące się z nich dyscypliny: toksykologia<br />
człowieka i ekotoksykologia, są połączone z licznymi zestawami narzędzi i testów<br />
(„narzędzia”, np. biotesty) do zintegrowanego monitoringu środowiska.<br />
Zdrowie publiczne<br />
Diagnoza i prognoza dla<br />
profilaktyki zdrowotnej<br />
1<br />
1<br />
2 ZINTEGROWANE ROZWAŻANIE 2<br />
Pojedyncze stosowanie TESTÓW<br />
SKRZYNKA<br />
MED<br />
SKRZYNKA<br />
HSB<br />
TRE<br />
dane z<br />
BANKÓW WZORCÓW<br />
SKRZYNKA<br />
ECO<br />
SKRZYNKA<br />
ESB<br />
2<br />
2<br />
DAT<br />
podstawowe dane badanego<br />
systemu<br />
1<br />
1<br />
TOKSYKOLOGIA CZŁOWIEKA<br />
<br />
<br />
EKOTOKSYKOLOGIA<br />
•<br />
CZŁOWIEK<br />
EKOSYSTEM<br />
? ?<br />
SKRZYNKA<br />
POLUTANT<br />
ZBIÓR<br />
TESTÓW,<br />
DANYCH<br />
lub<br />
TRENDÓW<br />
Rys. 8. Możliwa hierarchiczna struktura modelu narzędzi do bioindykacji dla zintegrowanych<br />
rozważań o człowieku i ekotoksykologii. Możliwa hierarchiczna struktura modelu narzędzi<br />
do bioindykacji dla zintegrowanych rozważań o człowieku i ekotoksykologii. Zestawy<br />
narzędzi MED i ECO zawierają pojedyncze komplety testów, które mogą być sprawnie<br />
połączone, aby lepiej opracować zakres poszczególnych odnośnikowy lub specyficzny<br />
problem naukowy. Skrzynki HSB (bio-banki) i ESB (banki wzorców środowiskowych)<br />
reprezentują zbierane przez lata wyniki z międzynarodowych banków próbek, specjalizujących<br />
się w toksykologii środowiskowej i ludzkiej; oprócz MED i ECO, dostarczają<br />
ważną informację na temat ekotoksykologicznej reakcji w stosunku do związków chemicznych<br />
w środowisku. W zintegrowanym rozważaniu, wszystkie dane uzyskane osob-<br />
132
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
no są potwierdzone danymi dostępnymi w badaniach (eko)systemów, toksykologii oraz<br />
bankach próbek środowiskowych. Zbiór potrzebnych parametrów można otrzymać ze<br />
skrzynek –TRE i DAT [Markert i in. 2003b].<br />
Fig. 8. Possible hierarchical structure of a bioindicative toolbox model for integrative approaches<br />
in human- and ecotoxicology. The toolboxes MED and ECO contain single sets of<br />
tests that can be combined functionally to allow an integrated approach to the particular<br />
frame of reference or a specific scientific problem. The toolboxes HSB (human specimen<br />
banking) and ESB (environmental specimen banking) represent years of results<br />
from international environmental sample banks specializing in environmental and human<br />
toxicology; in addition to MED and ECO they provide important information on the<br />
ecotoxicological and human-toxicological behavior of environmental chemicals. In the<br />
integrated approach, all the results obtained singly are substantiated by existing basic<br />
data available from (eco)systems research, toxicology and environmental sample<br />
banks. The parameter constellations necessary for this are taken from the toolboxes<br />
TRE and DAT [Markert et al. 2003b].<br />
Model przedstawiony na rysunku 8 składa się z sześciu zestawów narzędzi. Pierwsze<br />
dwa pochodzą głównie z badań środowiskowych: DAT (dla danych) i TRE (dla tendencji).<br />
DAT jako zbiór zawiera wszystkie dostępne dane z badanego ekosystemu, włącznie<br />
z danymi otrzymanymi jedynie metodami instrumentalnymi, na przykład z dziedziny meteorologii.<br />
DAT zawiera także informacje o maksymalnym dopuszczalnym stężeniu substancji<br />
w wodzie pitnej, żywności, powietrzu w miejscu pracy i dane dla odpowiedniej ADI<br />
(akceptowalnej dawki dziennej) oraz NO(A)EL (maksymalnej dawki substancji dodatkowej,<br />
która może być stosowana bez wywołania efektu toksycznego). Narzędzia TRE zawierają<br />
dane o trendach, zbierane przez wiele lat badań przez krajowe banki próbek środowiskowych<br />
lub informacje uzyskane na podstawie wieloletnich krajowych i międzynarodowych<br />
badań [np. Duvigneaud 1973; Likens i in. 1977; Ellenberg i in. 1986]. Szczegółowe wnioski<br />
oraz prognozowane trendy mogą być przygotowane przy zastosowaniu kolejnych narzędzi:<br />
HSB – bank próbek ludzkich i ESB – bank próbek środowiskowych [patrz także Kettrup<br />
2003]. Narzędzia MED (medycyna) zawierają wszystkie metody stosowane rutynowo<br />
w badaniach hematologicznych oraz chemicznych w przypadku toksyczności podprzewlekłej<br />
i przewlekłej. W ECO natomiast mieszczą się dane ze wszystkich bioindykacyjnych<br />
systemów testów oraz monitorów właściwych dla ekosystemów, które mogą być połączone<br />
w celu dopasowania do monitorowania danej sytuacji.<br />
Dane ze wszystkich zestawów muszą współdziałać między sobą w taki sposób, żeby<br />
można było oszacować przeciętne zagrożenie zdrowia dla określonych grup populacji lub<br />
wyznaczyć próg przyszłego podwyższonego ryzyka dla zanieczyszczeń poprzez stworzenie<br />
sieci. Taka ocena ryzyka ostatecznie wykorzystuje wszystkie toksykologiczne progi,<br />
które biorą pod uwagę rodzaj efektu oraz zależności dawka–efekt według obecnego stanu<br />
133
Bernd Markert i in.<br />
wiedzy naukowej. Ponieważ doświadczenia toksykologiczne nie mogą być przeprowadzone<br />
na ludziach, w celu oszacowania oraz oceny ryzyka należy odnosić się do doświadczenia/wiedzy<br />
z miejsc pracy oraz przypadków zatrucia. Poza sprawdzeniem opracowań dotyczących<br />
pojedynczych przypadków, większy nacisk trzeba położyć na wyjaśnianie wpływu<br />
danej substancji jako przyczyny choroby. W tym celu należy korzystać z danych epidemiologicznych<br />
z grup podwyższonego ryzyka i grupy kontrolnej. Opracowanie i stosowanie<br />
modeli symulacyjnych wspomaganych technologią informatyczną, przy uwzględnieniu<br />
wszystkich zebranych danych może tu odegrać bardzo ważną rolę, ponieważ umożliwi połączenie<br />
dużej liczby parametrów, które bezpośrednio ze sobą nie współdziałają. Obejmują<br />
one informacje z różnych dziedzin; epidemiologii, mutageniczności, toksokinetyki, metabolizmu<br />
oraz zależności struktura–efekt.<br />
Wnioski z funkcjonowania takiej sieci powiązań między różnymi zestawami narzędzi<br />
mogą być użyte do ogólnej koncepcji bioindykacyjnej przedstawionej w tak zwanej Koncepcji<br />
Bioindykacji Wielowskaźnikowej (MMBC), opracowanej przez Markert i in. [2002, 2003b].<br />
4.3. Banki wzorców środowiskowych<br />
W ramach modelu zintegrowanych narzędzi banki wzorców środowiskowych, z racji<br />
przechowywania próbek stałych pod względem składu chemicznego (w ciekłym<br />
azocie), odgrywają korzystną rolę w badaniu zależności między stężeniem a efektem<br />
działania danego polutanta. W połączeniu z holistycznym podejściem Biologicznego<br />
Systemu Pierwiastków (BSP), stworzono dobrze zapowiadającą się technikę obserwacji<br />
środowiskowych warunków życia dla człowieka. To naukowe podejście powinno się<br />
dalej rozwijać.<br />
Celem banków próbek środowiskowych jest zdobycie próbek umożliwiających dostarczanie<br />
informacji ekotoksykologicznych oraz zabezpieczenie ich w niezmienionym stanie<br />
przez długi czas. Pozwala to na przeprowadzenie retrospektywnych analiz oraz ocenę<br />
skażenia środowiska związkami, które nie mogły być wcześniej oznaczone lub nie miały<br />
znaczenia w czasie pobierania próbek [Wagner 1992]. Szczegóły i podłoże teoretyczne<br />
podano w pracy Kettrup [2003]. Zadania i cele banków próbek środowiskowych można<br />
przedstawić w sposób następujący [Klein 1999]:<br />
1) określenie stężeń substancji, które nie były identyfikowane jako polutanty w czasie pobierania<br />
próbek, lub substancji które nie mogły być oznaczone z dostateczną dokładnością<br />
(monitoring retrospektywny);<br />
2) sprawdzenie skuteczności obecnych oraz przyszłych zakazów i ograniczeń w sektorze<br />
środowiskowym;<br />
3) regularne monitorowanie stężeń wcześniej zidentyfikowanych polutantów poprzez<br />
systematyczny opis próbek przed archiwizacją;<br />
4) przewidywanie trendów w skażeniu lokalnym, regionalnym i globalnym;<br />
134
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
5) opis standardowych metod pobierania próbek;<br />
6) dokumentowanie warunków przechowywania prób jako wymóg do uzyskania porównywalnych<br />
wyników.<br />
Z tematem „filozofii banków wzorców” można się zapoznać w licznym piśmiennictwie<br />
[Berlin i in. 1979; Luepke 1979; Lewis i in. 1983; Rossbach i in. 1992; Stoeppler i Zeisler 1993].<br />
W strategii niemieckiego banku próbek zakłada się dodatkowo, że skażenie w danym<br />
miejscu nie może być określone tylko na podstawie jednego bioindykatora, ze względu na<br />
różnice w stopniu ekspozycji organizmów danego ekosystemu w stosunku do polutantów<br />
oraz ich wcześniejsze zróżnicowane predyspozycje genetyczne [Klein 1999]. Tylko zestaw<br />
odpowiednio dobranych bioindykatorów jest w stanie wykazać występowanie polutantów<br />
w danym ekosystemie. W tabeli 1 przedstawiono bioindykatory dostępne w Federalnym<br />
Niemieckim Banku Próbek Środowiskowych.<br />
Tabela 1. Rodzaje próbek z Federalnego Niemieckiego Banku Próbek Środowiskowych<br />
[Klein 1999]<br />
Table 1. Sample species from the German Federal Environmental Sample Bank [Klein 1999]<br />
Rodzaj próbek<br />
Świerk (Picea abies) / Sosna zwyczajna (Pinus sylvestris)<br />
Buk zwyczajny (Fagus sylvatica) / Topola czarna<br />
(Populus nigra „Italica”)<br />
Gołąb skalny (Columba livia f. domestica)<br />
Sarna europejska (Capreolus capreolus)<br />
Dżdżownica (Lumbricus terrestris/Aporrectodea longa)<br />
Małż – Racicznica zmienna (Dreissena polymorpha)<br />
Leszcz (Abramis brama)<br />
Glon – morszczyn pęcherzykowaty (Fucus vesiculosus)<br />
Małż – omułek jadalny (Mytilus edulis)<br />
Ślizga - Blenny (Zoarces viviparus)<br />
Mewa srebrzysta-l (Larus argentatus)<br />
Wieloszczet – piaskówka (Arenicola marina)<br />
Organ docelowy<br />
Przyrosty roczne<br />
Liście<br />
Jaja<br />
Wątroba (nerki)<br />
Dżdżownica bez zawartości jelit<br />
Tkanki miękkie<br />
Tkanka mięśniowa i wątroba<br />
Plecha<br />
Tkanki miękkie<br />
Tkanki miękkie i wątroba<br />
Jaja<br />
Dżdżownica bez zawartości jelit<br />
Kryteria wyboru rodzaju próbek są szczegółowo przedyskutowane w pracach Klein<br />
i Paulus [1995]. Przewidywane funkcjonale połączenia pomiędzy ekosystemami przedstawiono<br />
na rysunku 9.<br />
135
Bernd Markert i in.<br />
Gleba<br />
Środowisko przyrodnicze: powietrze, woda, gleba<br />
jako nieożywiony kompartyment<br />
Gajnik<br />
lśniacy<br />
Buk zwyczajny<br />
Producenci pierwotni<br />
konsumenci pierwotni<br />
Sarna<br />
europejska<br />
Dżdżownica<br />
Rozkładający:<br />
saprofagi<br />
Mineralizujący<br />
Konsumenci drugorzędni<br />
Konsumenci trzeciorzędni<br />
Gołąb skalny<br />
Rys. 9. Wybrane zbiory rodzaju próbek na poziomie ekosystemu dla Niemieckiego Federalnego<br />
Banku Próbek Środowiskowych [Klein 1999]<br />
Fig. 9. Selected sets of sample species at the ecosystem level for the German Federal Environmental<br />
Sample Bank [Klein 1999]<br />
Problemy, które napotykają banki próbek, wiążą się z wysokimi kosztami bezpiecznego<br />
przechowywania materiału w postaci zamrożonej, w ciekłym azocie, oraz potrzeba zatrudniania<br />
wysoko wykwalifikowanych naukowców. Trudności dotyczą też korzystania ze<br />
zdeponowanych organizmów biowskaźnikowych. Porównanie z wcześniej przeprowadzanymi<br />
analizami ze względu na zmieniające się procedury i specyficzne wytyczne dotyczące<br />
pobierania próbek często utrudnia dokonanie porównań z próbkami pobranymi z użyciem<br />
procedur „normalnych”. Rozwiązaniem tych problemów mogłoby być zintegrowanie<br />
wyników z banków wzorców środowiskowych z innymi badaniami bioindykacyjnymi (np.<br />
model zintegrowanych zestawów narzędzi z rys. 8).<br />
4.4. Polskie badania<br />
W Polsce od lat są zbierane próbki środowiskowe do celów monitoringu środowiska,<br />
jednak dotąd formalnie nie funkcjonuje bank wzorców środowiskowych. Planuje się<br />
jego założenie m.in. w Warszawie, lecz już dziś można korzystać z próbek zbieranych<br />
zgodnie z zasadami opracowanymi w innych krajach, np. w Niemczech. Na liście gatunków<br />
przeznaczonych do zbioru znajdują się organizmy lądowe i wodne (morskie i słodkowodne),<br />
których występowanie odpowiada z jednej strony zasadom wyznaczonym<br />
przez bank wzorców środowiskowych (ESB) a z drugiej odzwierciedla specyfikę naszej<br />
przyrody i funkcjonujące tu uwarunkowania prawne. Należą do nich choćby wszystkie<br />
gatunki wskaźników opracowywane na potrzeby oceny jakości środowiska wymienione<br />
w tabeli 1.<br />
136
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
Jako przykład innowacyjnego zastosowania biotestów w praktyce można przytoczyć<br />
wykorzystanie małży z rodzaju szczeżuja (Anodonta) do hodowli krótkoterminowych prowadzonych<br />
w stacjach uzdatniania wody (wodociągach). Organizmy te odżywiają się poprzez<br />
filtrację wody i reagują na zanieczyszczenia zamykając muszle w sytuacji, gdy w wodzie<br />
znajdują się substancje szkodliwe. Stałe obserwacje behawioru małży są jednym<br />
z elementów monitorowania czystości wody. Jednak gatunkiem rekomendowanym przez<br />
ESB jest racicznica (Dreissena polymorpha), pierwotnie ograniczona jedynie do północy<br />
kraju, lecz obecnie wykazująca znaczną ekspansję i występująca już na terenie całej Polski.<br />
Spośród innych gatunków słodkowodnych rekomendowanych przez ESB i występujących<br />
w Polsce wymienić można leszcza (Abramis brama) czy płoć (Rutilus rutilus) [Golimowski<br />
i Dmowski 1997]. Polski system biologicznej oceny jakości wody jest opracowany<br />
na podstawie brytyjskiego Sumarycznego Wskaźnika Jakości Wody (BMWP) i opiera się<br />
na badaniach makrobezkręgowców bentosowych. Ilustruje to możliwości wykorzystywania<br />
doświadczeń z innych krajów w badaniach środowiskowych [Kownacki 2000].<br />
W Polsce przy pomocy gatunków wskaźnikowych przebadano wiele obszarów zagrożonych<br />
klęską ekologiczną (m.in. Górny Śląsk i Legnicko-Głogowski Okręg Miedziowy).<br />
Standardowym gatunkiem wskazywanym przez ESB do badania tego typu ekosystemów<br />
lądowych w Europie mogą być drzewa leśne – świerk i sosna. Świerk, ze względu na przebiegającą<br />
przez Polskę granicę jego zasięgu i bardzo dużą podatność na zanieczyszczenia<br />
jest rzadziej wykorzystywany. Sosna, podstawowy gatunek lasotwórczy w Polsce,<br />
spełnia za to większość wymagań stawianych przez ESB. Atrybutami sosny jako dobrego<br />
bioindykatora są:<br />
1) szeroki, eurosyberyjski areał rozmieszczenia geograficznego, dzięki któremu sosna<br />
może być wykorzystywana do badań w wielu krajach, umożliwiając uniwersalne porównania<br />
na szeroką skalę;<br />
2) długi cykl życiowy związany z występowaniem w badanym środowisku w stanie aktywnym<br />
przez wiele lat; w polskich drzewostanach sosnowych dominuje III i IV klasa<br />
wiekowa [Raport o stanie lasów 2010], a wiek niektórych sosen może osiągać nawet<br />
500 lat;<br />
3) wysoka liczebność populacji i możliwość jednoznacznego określenia struktury osobniczej<br />
ułatwia pobieranie dużej liczby próbek;<br />
4) łatwość oznaczania, która pozwala rozpoznać sosnę nawet średnio zaawansowanym<br />
w taksonomii badaczom;<br />
5) niska tolerancja sosny na czynniki toksyczne, wyrażająca się w zdecydowanej i prostej<br />
do zanalizowania reakcji.<br />
Zawartość metali ciężkich w strefach metalurgicznych oraz w różnych organach sosny<br />
jest szeroko wykorzystywanym miernikiem stanu zanieczyszczenia środowiska [Chudzińska<br />
i in. 2012]. Należy także podkreślić, że badania monitoringowe/ekotoksykologiczne<br />
obejmują coraz częściej warunki miejskie [Diatta i in. 2003; Diatta i Grzebisz 2011]. Intere-<br />
137
Bernd Markert i in.<br />
sujące zagadnienia w zakresie bioindykacji oraz biomonitoringu w różnych ekosystemach<br />
opublikowano w pracach Gworek i Wasiłowskiej [1998], Dmuchowskiego [2005], Dećkowskiej<br />
i in. [2008] oraz Kabaty-Pendias i Pendias [2001].<br />
Nie można w tym miejscu nie wspomnieć o dynamicznie rozwijającej się inicjatywie<br />
tworzenia biobanków, gromadzących ludzki materiał biologiczny (najczęściej próbki krwi) do<br />
badań naukowych. W Polsce niedawno powstały trzy takie jednostki (w Kielcach, Gdańsku<br />
i Szczecinie) a od połowy roku 2012 zacznie działać biobank we Wrocławiu, wpisany w europejską<br />
organizację biobanków – BBMRI (Biobanking and Biomolecular Resources Research<br />
Infrastructure). Umożliwi to zharmonizowanie prac i wymianę informacji na szerszą skalę.<br />
Wymiana doświadczeń pomiędzy naukowcami z różnych dziedzin odbywa się na różnych<br />
forach, jednym z nich są cykliczne spotkania odbywające się w ramach SETAC CEE<br />
(Society of Environmental Toxicology and Chemistry Central East Europe), gdzie dyskutowane<br />
są aktualne problemy, nad którymi pracują nie tylko ekotoksykolodzy ale także chemicy<br />
czy lekarze.<br />
5. Perspektywy<br />
Podsumowując przedstawione informacje należy podkreślić, że zainteresowanie zintegrowanym<br />
monitoringiem jest bardzo duże, lecz będzie on wymagał interdyscyplinarnego<br />
podejścia oraz stworzenia przyszłych zespołów badawczych. Powinno to umożliwić<br />
szybkie i sprawne organizowanie grup roboczych zajmujących się konkretnymi zadaniami<br />
oraz pozwolić na szybszą wymianę informacji pomiędzy poszczególnymi dyscyplinami.<br />
Przyglądając się bliżej systemowi profilaktyki zdrowotnej można zauważyć, że prace<br />
ekotoksykologów i lekarzy powinny iść tym samym torem, a nie tworzyć równoległe ścieżki,<br />
jak to miało miejsce w większości przypadków przez ostatnie 20 lat. Przykładem takiej<br />
integracji może być połączenie geoekologii z naukami medycznymi, co ma pewne tradycje<br />
w niemieckiej ekologii krajobrazu [Jusatz i Flohn 1937; Jusatz 1958; Mueller 1974]. W dodatku,<br />
nie można zapominać o zależnościach między kulturą i jakością środowiska a zdrowiem<br />
człowieka [Dansereau 1971; Warren i Harrison 1984].<br />
Na rysunku 10 przedstawiono symbolicznie na czym dziś polega bariera hamująca<br />
szybki rozwój współczesnych metod bioindykacyjnych w ekotoksykologii oraz toksykologii<br />
człowieka i opóźniająca rozwój bardziej zintegrowanego systemu. Rzeczywiście, brak intensywnej<br />
dyskusji oraz współpracy pomiędzy ekologami i lekarzami, czego przykładem<br />
może być sytuacja z codziennej praktyki. W ostatnim wydaniu „Lehrbuch der Toxikologie”<br />
(Traktat o Toksykologii) Marquard i Schaefer [2004], przedstawili świetnie opracowane zagadnienia<br />
dotyczące naszej dziedziny wiedzy, zredagowane przez ok. 100 badaczy. Ale<br />
odkrycia naukowe ekotoksykologów – krajowych i międzynarodowych zorganizowanych<br />
w SETAC (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) – nie były prawie wcale<br />
brane pod uwagę.<br />
138
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
Możliwe do prześledzenia ścieżki od bioindykacji<br />
Środowiskowej do Zdrowia Człowieka<br />
cEl<br />
cEl<br />
PRZESZŁY<br />
(1980)<br />
klasyczny<br />
jakościowy<br />
i ilościowy, np.<br />
depozycja<br />
atmosferyczna przez<br />
epifityczne rośliny<br />
METody<br />
porównanie<br />
własnych<br />
wyników<br />
z „innymi”<br />
obECNY<br />
(2000)<br />
interdyscyplinarny,<br />
międzynarodowy,<br />
międzykulturowy<br />
rozwijanie zależności<br />
między<br />
biomonitoringiem<br />
środowiskowym a<br />
zdrowiem człowieka<br />
określenie wspólnych<br />
interesów badawczych<br />
pomiędzy<br />
ekotoksykologią<br />
a toksykologią człowieka<br />
Bariera!<br />
Most łączący<br />
r 2<br />
r 1<br />
r 3<br />
r = naukowcy<br />
różnych grup<br />
badawczych<br />
r 1<br />
system 1<br />
r 2<br />
r 3<br />
system 2<br />
PZYSZŁOŚĆ<br />
(2020)<br />
zintegrowany<br />
opracowanie<br />
profilaktycznej<br />
opieki zdrowotnej<br />
koncepcja mmBc<br />
oraz wiele<br />
dostępnych na<br />
rynku naukowym<br />
UMYSŁOWE SIŁY NAPĘDOWE<br />
wiedza<br />
NARZĘDZIA<br />
instrumentalne<br />
i bioindykacyjne<br />
pomiary<br />
edukacja<br />
komunikacja<br />
język,<br />
komunikacja,<br />
wspólne cele<br />
wspólna nauka<br />
i edukacja<br />
jakość<br />
sukces<br />
i akeptacja<br />
Rys. 10. Możliwe drogi postępowania prowadzące od monitoringu środowiskowego do zdrowia<br />
ludzkiego [Markert i in. 2008]. W przeszłości luka we współpracy naukowej pomiędzy<br />
analitycznymi naukowcami, ekotoksykologami oraz ludźmi związanymi z medycyną<br />
środowiskową (toksykologia człowieka) była oczywista. Można to zmienić poprzez<br />
zainicjowanie bardziej intensywnej współpracy w wymianie informacji i wytyczenie<br />
wspólnych celów badawczych i edukacyjnych. Żeby osiągnąć w przyszłości wspólny<br />
naukowy sukces, należy stosować różne specjalistyczne metody badawcze w odniesieniu<br />
do podobnych problemów. Oznacza to wspólne nauczanie poprzez badania nad<br />
139
Bernd Markert i in.<br />
podobnymi interdyscyplinarnymi problemami (symbolizowane powyżej przez środkową<br />
kolumnę między stanem obecnym a przyszłym).<br />
MMBC: Koncepcja Bioindykacji Wielowskaźnikowej, to nowo opracowany multidyscyplinarny<br />
system zawierający zintegrowane i funkcjonalne “okienka” profilaktyki i ochrony<br />
zdrowia.<br />
Fig. 10. Possible tracks to follow from environmental monitoring to human health [Markert et al.<br />
2008]. In the past, a gap of scientific collaboration between analytical scientists, ecotoxicologists<br />
and people concerned with environmental medicine (human toxicology)<br />
was obvious. This can be in the present overcome by developing a more intensive collaboration<br />
by communication and defining common goals in research and education.<br />
To reach a common scientific interest in the future, different specific research methods<br />
should be used for similar problems, which mean a common learning by doing research<br />
on the same interdisciplinary problems (symbolized above by the middle column<br />
between present and future status).<br />
MMBC: Multi-Markered Bioindication Concept, a newly developed multidisciplinary<br />
system including integrated and functional “windows” of prophylactic healthcare.<br />
W celu przezwyciężenia rozbieżności należy uwzględnić dwie ważne kwestie:<br />
1) wspólną uniwersytecką edukację „toksykologów” przy wykorzystaniu zintegrowanych<br />
podręczników, np. Podręcznik Praktycznego Zastosowania Biotestów – Textbook on<br />
Practical Use of Biotests [Fomin i in. 2003];<br />
2) wspólne projekty naukowe, np. przedstawione na rysunku 10.<br />
Do zrealizowania tej drugiej kwestii niezbędne jest stworzenie interdyscyplinarnego<br />
języka, wyznaczenie wspólnych celów i opracowanie metod badań i projektowania, co zagwarantuje<br />
sukces prowadzonych badań.<br />
Podziękowanie<br />
Składamy serdeczne podziękowanie wszystkim Kolegom, Znajomym oraz Uczestnikom<br />
wielu badań terenowych z całego świata za ich krytyczne uwagi i gorące dyskusje<br />
dotyczące interesującego nas wszystkich tematu – Bioindykacja i Biomonitoring.<br />
Bardzo dużo nadesłanych uwag miało wpływ na treść i strukturę naszego<br />
przeglądowego artykułu.<br />
140
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ADRIANO D.C. 1986. Trace Elements in the Terrestrial Environment. Springer, Berlin.<br />
ADRIANO D.C. 1992. Biogeochemistry of Trace Metals. Lewis, Boca Raton.<br />
ALTENBURGER R., SCHMITT M. 2003. Predicting toxic effects of contaminants in ecosystems<br />
using single species investigations. In: Markert, B., Breure, A., Zechmeister,<br />
H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier,<br />
Amsterdam: 1<strong>53</strong>–198.<br />
ARNDT U. 1992. Key reactions in forest disease used as effects criteria for biomonitoring.<br />
In: McKenzie, D.H., Hyatt, D.E., McDonald, V.J., (eds.) Ecological indicators. Proc. Int.<br />
Symp. Fort Lauderdale USA, Oct. 16-19, 1990. Elsevier, Applied Science Publishers<br />
London: 829–840.<br />
AYRAULT S., SENHOU A., MOSKURA M., GAUDRY A. 2010. Atmospheric trace element<br />
concentrations in total suspended particles near Paris, France. Atmospheric Environment<br />
44: 3700–3707.<br />
BACCHI M.A., DE NADAI FERNANDES E.A., OLIVEIRA H. 2000. Brazilian experience<br />
on K 0<br />
-standardized neutron activation analysis. Journal of Radionalytical and Nuclear<br />
Chemistry, Budapest, v. 245, n. 1: 217–222.<br />
BAKER A.J.M. 1981. Accumulators and excluder-strategies in the response of plants to<br />
heavy metals. Journal of Plant Nutrition 3: 643–654.<br />
BARGAGLI R. 1998. Trace Elements in Terrestrial Plants – an Ecophysiological Approach<br />
to Biomonitoring and Biorecovery. Springer, Berlin, Heidelberg.<br />
BERLIN A., WOLFF A.H., HASEGAWA Y. 1979. The Use of Biological Specimens for the<br />
Assessment of Human Exposure to Environmental Pollutants. Proc. of the International<br />
Workshop at Luxembourg: 18–22 April 1977. Martinus Nijhoff Publishers – The<br />
Hague, Boston, London.<br />
BLANCK H., WÄNGBERG S.A., MOLANDER S. 1988. Pollution-Induced Community Tolerance.<br />
A new ecotoxicological tool. In: Cairns, J.J., Pratt, J.R. (eds). Functional testing<br />
of aquatic biota for estimating hazards of chemicals. ASTM STP 988. American Society<br />
for Testing and Materials, Philadelphia: 219–230.<br />
BODE P., DE NADAI FERNANDES E.A., GREENBERG R.R. 2000. Metrology for chemical<br />
measurements and the position of INAA. Journal of Radioanalytical and Nuclear<br />
Chemistry, Budapest; v. 245, n. 1: 109–114.<br />
BOSCH P., PINBORG U. 2003. Bio-indicators and the indicator approach of the European<br />
Environment Agency. In: Markert, B., Breure, A., Zechmeister, H. Bioindicatiors and<br />
Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 903–16.<br />
BOUTRON C.F., GÖRLACH U., CANDELONE J.P., BOLSHOV M.A., DELMAS R.J. 1991.<br />
Decrease in anthropogenic lead, cadmium and zinc in Greenland snows since the late<br />
1960. Nature 3<strong>53</strong>: 1<strong>53</strong>–156.<br />
141
Bernd Markert i in.<br />
BREULMANN G., MARKERT B., LEFFLER U., WECKERT V., HERPIN U., LIETH H.,<br />
OGINO K., ASHTON, P.S., LA FRANKIE J.V., HUA SANG LEE AND NINOMIYA I.<br />
1997. Multielement analysis in different compartments of Euphorbiaceae species from<br />
a tropical rain forest ecosystem in Sarawak, Malaysia. Tropical Ecology 38, 2: 181–191.<br />
BREULMANN G., OGINO K., NINOMIYA I., ASHTON P.S., LA FRANKIE J.V., LEFFLER<br />
U., WECKERT V., LIETH H., KONSCHAK R., MARKERT B. 1998. Chemical characterisation<br />
of Dipterocarpaceae by use of chemical fingerprinting – a multielement approach<br />
at Sarawak, Malaysia. The Science of the Total Environment 215: 85–100.<br />
BROADLEY M.R., WHITE P.J., HAMMOND J.P., ZELKO I., LUX A. 2007. Zinc in plants.<br />
New Phytologist 173, 4: 677–702.<br />
BROADLEY M.R., HAMMOND J.P., KING G.J., ASTLEY D., BOWEN H.C., MEACHAM<br />
M.C., MEAD A., PINK D.A.C., TEAKLE G.R., HAYDEN R.M., SPRACKLEN W.P.,<br />
WHITE P.J. 2008. Shoot calcium and magnesium concentrations differ between subtaxa,<br />
are highly heritable, and associate with potentially pleiotropic loci in Brassica oleracea.<br />
Plant Physiology 146, 4: 1707–1720.<br />
CAKMAK I. 2008. E<strong>nr</strong>ichment of cereal grains with zinc: Agronomic or genetic biofortification?<br />
Plant and Soil 302, 1–2: 1–17.<br />
CARRERAS H.A., GUDINO G.L., PIGNATA M.L. 1998. Comparative biomonitoring of atmospheric<br />
quality in five zones of Cordoba city (Argentina) employing the transplanted<br />
lichen Usnea sp.. Environmental Pollution 103: 317–325.<br />
CHANEY R.L., CHEN K.Y., LI Y.M., ANGLE J.S., BAKER A.J.M. 2008. Effects of calcium<br />
and nickel tolerance and accumulation in Alyssum species and cabbage grown in nutrient<br />
solution. Plant and Soil 311, 1–2: 131–140.<br />
CHUDZIŃSKA E., DIATTA J., WOJNICKA-PÓŁTORAK A. 2012. Assessment of the adaptation<br />
strategies of Scots and Black pine populations growing under heavy metal<br />
stress conditions (Unpublished, 25p.)<br />
DANSEREAU P. 1971. Dimensions of environmental quality. Montréal.<br />
DEĆKOWSKA A., PIERŚCIENIA M., GWOREK B., MACIASZEK D. 2008. Chosen the<br />
plants’ species as coefficients of changes in environment. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> 37: 128–138. (in Polish).<br />
DIATTA J.B., GRZEBISZ W., APOLINARSKA K. 2003. A study of soil pollution by heavy<br />
metals in the city of Poznań (Poland) using dandelion (Taraxacum officinale web) as<br />
a bioindicator. Electronic Journal of Polish Agricultural Universities, Env. Development<br />
Vol. 6, Issue 2. (www.ejpau.media.pl).<br />
DIATTA J.B., GRZEBISZ W. 2011. Simulative Evaluation of Pb, Cd, Cu and Zn Transfer to<br />
Humans: Case of Recreational Parks of The City Poznan, Poland. Polish Journal of Environmental<br />
Studies 20, 6: 1433–1440.<br />
DMUCHOWSKI W. 2005. Use of plant bioindicators in assessment of environmental contamination<br />
with heavy metals. Reports of The Botanical Garden of The Polish Academy<br />
142
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
of Sciences, Series: Monographs and treatises 7: 1–116.<br />
DJINGOVA R., KULEFF I. 2000. Instrumental techniques for trace analysis. In: Markert B.<br />
and Friese K. (eds) Trace elements, their distribution and effects in the environment.<br />
Elsevier, Amsterdam: 137–185.<br />
DUVIGNEAUD P., DENAYER-DE SMET S., 1973. Biological cycling of minerals in temperate<br />
deciduos forests. Ecological Studies 1: 199.<br />
ELIAS C., DE NADAI FERNANDES E.A., FRANÇA E.J., BACCHI M.A. 2006. Seleção de<br />
epifitas acumuladoras de elementos químicos na Mata Atlãntica. Biota Neotropica,<br />
Campinas, v. 6, n. 1. Disponível em: www.biotaneotropica.org.br/v6n1/pt/abstract?arti<br />
cle+bn021106012006>. Acesso em: 29 maio 2006.<br />
ELLENBERG H., MAYER R., SCHAUERMANN J. 1986. Ökosystemforschung, Ergebnisse<br />
des Solling Projektes. Ulmer Stuttgart.<br />
Farago M.E. 1994. Plants and the Chemical Elements. VCH, Weinheim.<br />
FIGUEIREDO A.M.G., SAIKI M., TICIANELLI R.B., DOMINGOS M., ALVES E.S., MARK-<br />
ERT B. 2001. Determination of trace elements in Tillandsia usneoides by neutron activation<br />
analysis for environmental biomonitoring. Journal of Radioanalytical and Nuclear<br />
chemistry 249, 2: 391–395.<br />
FIGUEIREDO A., NOGUEIRA C., MARKERT B., HEIDENREICH H., FRAENZLE S.,<br />
LIEPELT G., SAIKI M., DOMINGOS M., MILLIAN F., HERPIN U. 2007. The use of an<br />
epiphytice (Tillandsia usneoides L.) as bioindicator of heavy metal pollution in Sao<br />
Paulo, Brazil. In: Morrison, G., Rauch, S., eds., Highway and urban Environment. Proceedings<br />
of the 8 th highway and urban symposium. Springer: 249–257.<br />
FOMIN A, OEHLMANN J, MARKERT B. 2003. Praktikum zur Ökotoxikologie. Grundlagen<br />
und Anwendungen biologischer Testverfahren. Ecomed Verlagsgesellschaft, Landsberg:<br />
240 p.<br />
FRAENZLE O. 1993. Contaminants in Terrestrial Environments. Springer, Berlin.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B. 2000a. The Biological System of the Elements. Part II: a theoretical<br />
model for establishing the essentiality of chemical elements. The application of<br />
Stoichiometric Network analysis to the Biological System of the Elements. Science of<br />
the Total Environment 249: 223–241.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B. 2000b. Das Biologische System der Elemente: Eine modelltheoretische<br />
Betrachtung zur Essentialität von chemischen Elementen. Die Anwendungen<br />
der Stöchiometrischen Netzwerkanalyse auf das Biologische System der Elemente.<br />
UWSF-Z Umweltchem Ökotox 12 (2): 97–103.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B. 2002. The Biological System of the Elements (BSE) – a brief<br />
introduction into historical and applied aspects with special reference on “ecotoxicological<br />
identity cards” for different element species (e.g. As and Sn). Environmental<br />
Pollution 120, 1: 27–45.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B. 2007. Metals in biomass: From the Biological System of Ele-<br />
143
Bernd Markert i in.<br />
ments to reasons of fractionation and element use. Environmental Science and Pollution<br />
Research 6: 404–413.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B., WUENSCHMANN S. 2007. Dynamics of trace metals in organisms<br />
and ecosystem: Prediction of metal bioconcentration in different organisms<br />
and estimation of exposure risks. Environmental pollution 150: 22–33.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B., FRAENZLE O., LIETH H. 2008. The Biological System of<br />
Elements: Trace element concentration and abundance in plants give hints on biochemical<br />
reasons of sequestration an essentiality. Chapter 1. In: Prasad, M.N.V., editor,<br />
Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental Contamination, and Health<br />
Implications. Wiley and Sons: 1–22.<br />
FRAENZLE S., MARKERT B., WUENSCHMANN S. 2012. Introduction to Environmental<br />
Engineering. Wiley-VCH, Weinheim.<br />
FRANÇA E.J., DE NADAI FERNANDES E.A., BACCHI M.A., RODRIGUES R.R., VER-<br />
BURG T.G. 2005. Inorganic chemical composition of native trees of the Atlantic Forest.<br />
Environmental Monitoring and Assessment, Dordrecht 102: 349–357.<br />
FRANÇA E.J., DE NADAI FERNANDES E.A., BACCHI M.A., TAGLIAFERRO F.S., SAIKI<br />
M. 2007. Soil-leaf transfer of chemical elements for the Atlantic Forest. Journal of Radioanalytical<br />
and Nuclear Chemistry, 271, 2: 405–411.<br />
FREITAS M.C., REIS M., ALVES L.C., WOLTERBEEK H.T. 1999. Distribution in Portugal<br />
of some pollutants in the lichen Parmelia sulcata. Environmental Pollution 106:<br />
229–235.<br />
FREITAS M.C., PACHECO A.M.G., VIEIRA B.J., RODRIGUES A.F. 2006. Neutron activation<br />
analysis of atmospheric biomonitors from the Azores: a comparative study<br />
of lower and higher plants. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 270:<br />
21–27.<br />
GARTY J. 1998. Airborne elements, cell membranes, and chlorophyll in transplanted lichens.<br />
Journal of Environmental Quality 27: 973–979.<br />
GENSSLER L., RADEMACHER J., RAMMERT U. 2001. Arbeitskreis der Landesanstalten<br />
und -Ämter: Konzeption der künftigen Aufgabenbereiche. Z Umweltchem Ökotox<br />
13, 6: 375.<br />
GIMBERT F., MENCH M., COEURDASSIER M., BADOT P.M., DE VAUFLEURY A. 2008.<br />
Kinetic and dynamic aspects of soil-plant-snail transfer of cadmium in the field. Environmental<br />
Pollution 152, 3: 736–745.<br />
GOLAN-GOLDHIRSH A., BARAZANI O., NEPOVIM A., SOUDEK P., SMRCEK S., DUFK-<br />
OVA L., KRENKOVA S., YRJALA K., SCHROEDER P., VANEK T. 2004. Plant response<br />
to heavy metals and organic pollutants in cell culture and at whole plant level.<br />
Journal of Soil and Sediments, 4: 133–140.<br />
GOLIMOWSKI L., DMOWSKI K. 1997. Standard species from Poland for Environmental<br />
Specimen Bank. Chemosphere 34: 1989–1995.<br />
144
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
GREGER M. 2008. Trace elements and radionuclides in edible plants. Chapter 6. In: Prasad,<br />
M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental Contamination,<br />
and Health Implications. Wiley and Sons 121–136.<br />
GWOREK B., WASIŁOWSKA A. 1998. The analyse of some population parameters and<br />
heavy metals concentration in different organs of bilberry (Vaccinium myrtillus L.) as<br />
the indicators of habitat condition. In: J. Sarosiek (ed.) Geoecological Problems of the<br />
Karkonosze Mts. Wyd. ACARUS, Poznań: 257–263 (in Polish).<br />
HANIKENNE M., TALKE I.N., HAYDON M.J., LANZ C., NOLTE A., MOTTE P., KROY-<br />
MANN J., WEIGEL D., KRAEMER U. 2008. Evolution of metal hyperaccumulation required<br />
cis-regulatory changes and triplication of HMA4. Nature 4<strong>53</strong>, 7193: 391–396.<br />
HARTLEY W., LEPP N.W. 2008. Remediation of arsenic contaminated soils by iron-oxide<br />
application, evaluated in terms of plant productivity, arsenic and phytotoxic metal uptake.<br />
Science of the Total Environment 390, 1: 35–44.<br />
HERPIN U., MARKERT B., WECKERT V., BERLEKAMP J., FRIESE K., SIEWERS U.,<br />
LIETH H. 1997. Retrospective analysis of heavy metal concentrations at selected locations<br />
in the Federal Republic of Germany using moss material from herbarium, The<br />
Science of the Total Environment 205: 1–12.<br />
HERPIN U., SIEWERS U., KREIMES K., MARKERT B. 2001. Biomonitoring – evaluation<br />
and assessment of heavy metal concentrations from two German moss surveys. In:<br />
Burga, C.A., Kratochwil, A., (eds.) General and applied aspects on regional and global<br />
scales. Kluwer Academic Publishers, Tasks for Vegetation Science 35: 73–95.<br />
IAEA (International Atomic Energy Agency). 2001. Co-ordinated Research. Project on Validation<br />
and Application of Plants as Biomonitors of Trace Elements Atmospheric: Pollution,<br />
Analyzed by Nuclear and Related Techniques. IAEA, NAHRES–63, Vienna.<br />
IRTELLI B., NAVARI-IZZO F. 2008. Uptake kinetics of different arsenic species by Brassica<br />
carinata. Plant and Soil 303, 1: 105–113.<br />
JERAN Z., SMODIS B., JACIMOVIC R. 1993. Multielemental analysis of transplanted lichens<br />
(Hypogymnia physodes, L. Nyl.) by instrumental neutron activation analysis.<br />
Acta Chimica Slovenica 40: 289–299.<br />
JUSATZ H.J., FLOHN H. 1937. Geomedizin und Geographie. In: Petermanns Geographische<br />
Mitteilungen 83: 1–5.<br />
JUSATZ H.J. 1958. Die Bedeutung der landschaftsökologischen Analyse für geographisch-medizinische<br />
Forschung. In: Erdkunde XII: 284–289.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2001. Trace Elements in Soils and Pplants, 3rd ed.<br />
CRC Press LLC.<br />
KEITH L.H. 1988. Principles of Environmental Sampling. ACS Professional Reference<br />
Book, American Chemical Society, Washington DC.<br />
KETTRUP A. 2003. Environmental Specimen Banking. In: Markert B., Breure A., Zechmeister<br />
H. (eds.). Bioindicators and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications.<br />
145
Bernd Markert i in.<br />
Elsevier, Amsterdam: 775–796.<br />
KLEIN R., PAULUS M. 1995. Umweltproben für die Schadstoffanalytik im Biomonitoring.<br />
Gustav Fischer, Jena, Stuttgart.<br />
KLEIN R. 1999. Retrospektive Wirkungsforschung mit lagerfähigen Umweltproben. In:<br />
Oehlmann, J., Markert, B. (eds.). Ökotoxikologie – Ökosystemare Ansätze und Methoden.<br />
Ecomed, Landsberg: 285–293.<br />
KLUMPP A., DOMINGOS M., PIGNATA M.L. 2000. Air Pollution and Vegetation Damage<br />
in South America – State of Knowledge and Perspectives. In: Agrawal, S.B., Agrawal,<br />
M.A., Environmental Pollution and Plant Responses. Lewis, Boca Raton, London.<br />
KOSTKA-RICK R., LEFFLER U.S., MARKERT B., HERPIN U., LUSCHE M., LEHRKE J.<br />
2001. Biomonitoring zur wirkungsbezogenen Ermittlung der Schadstoffbelastungen in<br />
terrestrischen Ökosystemen. Konzeption, Durchführung und Beurteilungsmaßstäbe<br />
im Rahmen von Genehmigungsverfahren. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 13, 1: 5–12.<br />
KOWNACKI A. 2000. The use of benthic macroinvertebrates in the biomonitoring of river<br />
water quality — how do we interpret faunistic data? Acta Hydrobiologica 42: 187–206.<br />
LAZORCHAK J., HILL B., BROWN B., MCCORMICK F., ENGLE V., LATTIER D., BAGLEY<br />
M., GRIFFITH M., MACIOROWSKI A., TOTH G. 2003: USEPA biomonitoring and<br />
bioindicator concepts needed to evaluate the biological integrity of aquatic systems.<br />
In: Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles,<br />
Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 831–874.<br />
LEPP N.W., MADEJON P. 2007. Cadmium and zinc in vegetation and litter of a voluntary<br />
woodland that has developed on contaminated sediment-derived soil. Journal of Environmental<br />
Quality 36, 4: 1123–1131.<br />
LEWIS R.A., STEIN N., LEWIS C.W. 1983. Environmental Specimen Banking and Monitoring<br />
as Related to Banking. Proc. Int. Workshop Saarbrücken, FRG, 10–15 May<br />
1982 (BMI, UBA, US-EPA). Boston, The Hague, Dordrecht, Lancaster: Martinus Nijhoff<br />
Publ: 358 pp.<br />
LI H.F., MCGRATH S.P., ZHAO F.J. 2008. Selenium uptake, translocation and speciation in<br />
wheat supplied with selenate or selenite. New Phytologist 178, 1: 92–102.<br />
LIETH H. 1998. Ecosystem principles for ecotoxicological analyses. In: Schüürmann G.,<br />
Markert B. (eds.) Ecotoxicology – ecological fundamentals, chemical exposure and biological<br />
effects. John Wiley and Sons and Spectrum Akademischer Verlag, New York,<br />
Stuttgart: 17–73.<br />
LIKENS G.E., BORMANN F.H., PIERCE R.S., EATON J.S., JOHNSON N.M. 1977. Bio-geochemistry<br />
of a forested ecosystem. Springer, Berlin.<br />
LOPPI S., BONINI I. 2000. Lichens and mosses as biomonitors of trace elements in areas<br />
with thermal springs and fumarole activity (Mt. Amiata, central Italy). Chemosphere 41:<br />
1333–1336.<br />
LUEPKE N.P. 1979. Monitoring Environmental Materials and Specimen Banking. The<br />
146
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
Hague, Boston, London.<br />
LUX A., ŠOTTNÍKOVÁ A., OPATRNÁ J., GREGER M. 2004. Differences in structure of adventitious<br />
roots in Salix clones with contrasting characteristics of Cd accumulation and<br />
sensitivity. Physiologia Plantarum 120: <strong>53</strong>7–545.<br />
MARKERT B. 1993. Plants as Biomonitors – indicators for heavy metals in the terrestrial<br />
environment. VCH, Weinheim.<br />
MARKERT B. 1994. The Biological System of the Elements (BSE) for terrestrial plants (glycophytes),<br />
The Science of the Total Environment 155: 221–228.<br />
MARKERT B. 1996. Instrumental Element and Multi-Element Analysis of Plant Samples.<br />
Wiley-VCH, Weinheim.<br />
MARKERT B. 2007. Definitions and principles for bioindication and biomonitoring of trace<br />
metals in the environment. Journal Trace Elements in Medicine and Biology 21, 1: 77–82.<br />
MARKERT B., WECKERT V. 1993. Time-and-site integrated long-term biomonitoring of chemical<br />
elements by means of mosses. Toxicological and Environmental Chemistry 40: 43–56.<br />
MARKERT B., OEHLMANN J., ROTH M. 1997. General aspects of heavy metal monitoring<br />
by plants and animals. In: Subramanian G., Iyengar V. (eds.). Environmental Biomonitoring-<br />
Exposure Assessment and Specimen Banking (1997), ACS Symp. Ser. 654.<br />
American Chemical Society, Washington DC.<br />
MARKERT B., WAPPELHORST O., WECKERT V., HERPIN U., SIEWERS U., FRIESE K.,<br />
BREULMANN G. 1999. The use of bioindicators for monitoring the heavy metal status<br />
of the environment. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 240, 2: 425–429.<br />
MARKERT B., FRAENZLE S., FOMIN A. 2002. From the Biological System of the elements<br />
to Biomonitoring. In: Merian E., Anke M., Ihnat M., Stoeppler M., Elements and<br />
Their Compounds in the Environment (2nd ed.). Wiley-VCH, Weinheim.<br />
MARKERT B., BREURE A., ZECHMEISTER H. 2003a. Bioindicators and Biomonitors.<br />
Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam.<br />
MARKERT B., BREURE A., ZECHMEISTER H. 2003b. Definitions, Strategies and Principles<br />
for Bioindication / Biomonitoring of the Environment. In: Markert B., Breure A.,<br />
Zechmeister H. (eds.). Bioindicators and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications.<br />
Elsevier, Amsterdam: 3–39.<br />
MARKERT B., WUENSCHMANN S., FRÄNZLE S., WAPPELHORST O., WECKERT V.,<br />
BREULMANN G., DJINGOVA R., HRPIN U., LIETH H., SCHROEDER W., SIEWERS<br />
U., STEINESS E., WOLTERBEEK B., ZECHMEISTER H. 2008. On the road from environmental<br />
biomonitoring to human health aspects: Monitoring atmospheric heavy metal<br />
deposition by epiphytic/epigeic plants: Present status and future needs. International<br />
Journal of Environment and Pollution 32, 4: 486–498.<br />
MARKERT B., WUENSCHMANN S., FRAENZLE S., FIGUEIREDO A., RIBEIRO A.P.,<br />
WANG M. 2011. Bioindication of trace metals – with special reference to megacities.<br />
Environmental Pollution 159: 1991–1995.<br />
147
Bernd Markert i in.<br />
MARMIROLI N., MAESTRI E. 2008. Health implications of trace elements in the environment<br />
and the food chain. Chapter 2. In: Prasad, M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional<br />
Benefits, Environmental Contamination, and Health Implications. Wiley and<br />
Sons: 23–54<br />
MARQUARD H., SCHAEFER S. 2004. Lehrbuch der Toxikologie, Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft<br />
mbH Stuttgart; 1348 pp.<br />
MATTHIESSEN P. 2003. Critical assessment of international marine monitoring programmes<br />
for biological effects of contaminants in the North-East Atlantic area. In:<br />
Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors and Biomonitors. Principles,<br />
Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 917–939.<br />
MENCH M., VANGRONSVELD J., BECKX C., RUTTENS A. 2006. Progress in assisted<br />
natural remediation of an arsenic contaminated agricultural soil. Environmental Pollution<br />
144, 1: 51–61.<br />
MUELLER P. 1980. Biogeographie. UTB, Ulmer-Verlag, Stuttgart.<br />
MUELLER P. 1974. Beiträge der Biogeographie zur Geomedizin und Ökologie des Menschen.<br />
Fortschritte der geomedizinischen Forschung, Geographische Zeitschrift, Beihefte:<br />
88–109.<br />
NRIAGU J.O. 1979. Global inventory of natural and anthropogenic emissions of trace metals<br />
in the atmosphere. Nature 279: 409–11.<br />
NRIAGU J.O., PACYNA J.M. 1988. Quantitative assessment of worldwide contamination of<br />
air, water and soils by trace metals. Nature 337: 134–139.<br />
OEHLMANN J., MARKERT B. 1997. Humantoxikologie. Eine Einführung für Apotheker,<br />
Ärzte, Natur- und Ingenieurwissenschaftler. Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft<br />
mbH, Stuttgart.<br />
PACHECO A.M.G., FREITAS M.C., REIS M.A. 2003. Trace-element measurements in atmospheric<br />
biomonitors – a look at the relative performance of INAA and PIXE on olive-tree<br />
bark. Nuclear Instruments and Methods in Physics Research A 505: 425–429.<br />
PARRIS K. 2003. Some concepts and future developments: developing agri-biodiversity<br />
indicators as a tool for policy makers. In: Markert B., Breure A., Zechmeister H., Bioindicatiors<br />
and Biomonitors. Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam:<br />
797–829.<br />
PLA R.R., MORENO M.A., ADLER M. 2000. The use of biomonitors and neutron activation<br />
analysis in the study of air pollution of Buenos Aires city. In: Biomonitoring of Atmospheric<br />
Pollution (with Emphasis on Trace Elements) – BioMAP. IAEA (ed). Lisbon,<br />
Portugal: IAEA: 122–128.<br />
POSCHENRIEDER C., ALLUÉ J., TOLRA R., LLUGANY M., BARCELO J. 2008. Trace<br />
elements and plant secondary metabolism: Quality and efficacy of herbal products.<br />
Chapter 5. In: Prasad, M.N.V., editor, Trace Elements – Nutritional Benefits, Environmental<br />
Contamination and Health Implications. Wiley and Sons: 99–120.<br />
148
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
PRASAD M.N.V. 2008. Trace Elements as Contaminants and Nutrients. Consequences in<br />
Ecosystems and Human Health. Wiley and Sons.<br />
QUARTACCI M.F., IRTELLI B., BAKER A.J.M., NAVARI-IZZO F. 2007. The use of NTA and<br />
EDDS for enhanced phytoextraction of metals from a multiply contaminated soil by<br />
Brassica carinata. Chemosphere 68, 10: 1920–1928.<br />
QUEVAUVILLER P., MAIER E.A. 1999. Interlaboratory studies and certified reference materials<br />
for environmental analysis – The BCR approach. Amsterdam, Elsevier.<br />
QUEVAUVILLER P., BORCHERS U., THOMPSON C., SIMONART T. 2008. The Water<br />
Framework Directive. Ecological and Chemical Status Monitoring Water Quality Measurements.<br />
Wiley and Sons.<br />
RENELLA G., MENCH M., VAN DER LELIE D., PIETRAMELLARA G., ASCHER J., CEC-<br />
CHERINI M.T., LANDI L., NANNIPIERI P. 2004. Hydrolase activity, microbial biomass<br />
and community structure in long-term Cd-contaminated soils. Soil Biology Biochemistry<br />
36: 443–451.<br />
RASEMANN W., MARKERT B. 1998. Industrial Waste Dumps – Sampling and analysis.<br />
In: Meyers R. 1998. Encyclopedia of Environmental Analysis and Remediation, Vol. 4,<br />
Wiley and Sons: 2356–2373.<br />
REIMANN C., ARNOLDUSSEN A., BOYD R., FINNE T., NORDGULEN O., VOLDEN T.,<br />
ENGLMAIER P. 2006. The influence of a city on element contents of a terrestrial moss<br />
(Hylocomium splendens). Science of the Total Environment 369: 419–432.<br />
REZEK J., IN DER WIESCHE C., MACKOVA M., ZADRAZIL F., MACEK T. 2008. The effect<br />
of ryegrass (Lolium perenne) on decrease of PAH content in long term contaminated<br />
soil. Chemosphere 70, 9: 1603–1608.<br />
ROOTS E.F. 1992. Environmental Information – A step to knowledge and understanding.<br />
Environmental Monitoring and Assessment 50, 4: 87–94.<br />
ROOTS E.F. 1996. Environmental Information – Autobahn or maze? In: Schroeder W.,<br />
Fraenzle O., Keune H., Mandy P. Global monitoring of terrestrial ecosystem. Ernst and<br />
Sohn für Architektur und technische Wissenschaften GmbH, Berlin: 3–31.<br />
ROSSBACH M., SCHLADOT J.D., OSTAPCZUK P. 1992. Specimen Banking, Environmental<br />
Monitoring and Modern Analytical Approaches. Springer, Berlin.<br />
RUTGERS M., VAN‘T VERLAAT I., WIND B., POSTHUMA L., BREURE A.M. 1998. Rapid<br />
method for assessing pollution-induced community tolerance in contaminated soil. Environmental<br />
Toxicology and Chemistry 17: 2210.<br />
SAIKI M., CHAPARRO C.G., VASCONCELLOS M.B.A., MARCELLI M.P. 1997. Determination<br />
of trace elements in lichens by instrumental neutron activation analysis. Journal of<br />
Radioanalytical and Nuclear Chemistry. Budapest, v. 217, n. 1: 111–115.<br />
SCHROEDER P., NAVARRO-AVINO J., AZAIZEH H., GOLAN-GOLDHIRSH A., DI GRE-<br />
GORIO S., KOMIVES T., LANGERGRABER G., LENZ A., MAESTRI E., MEMON A.R.,<br />
RANALLI A., SEBASTIANI L., SMRCEK S., VANEK T., VUILLEUMIER S., WISSING<br />
149
Bernd Markert i in.<br />
F. 2007. Using phytoremediation technologies to upgrade waste water treatment in Europe.<br />
Environmental Science and Pollution Research 14, 7: 490–497.<br />
SCHROEDER P., DAUBNER D., MAIER H., NEUSTIFTER J., DEBUS R. 2008a. Phytoremediation<br />
of organic xenobiotics – Glutathione dependent detoxification in Phragmites<br />
plants from European treatment sites. Bioresource Technology 99, 15: 7183–7197.<br />
SCHROEDER P., HERZIG R., BOJINOV B., RUTTENS A., NEHNEVAJOVA E., STAMA-<br />
TIADIS S., MEMON A., VASSILEV A., CAVIEZEL M., VANGRONSVELD J. 2008b.<br />
Bioenergy to save the world – Producing novel energy plants for growth on abandoned<br />
land. Environmental Science and Pollution Research 15, 3: 196–204.<br />
SCHROEDER W., FRAENZLE O., KEUNE H., MANDY P. 1996. Global Monitoring of Terrestrial<br />
Ecosystems. Ernst and Son Verlag, Berlin.<br />
SCHROEDER W., HORNSMANN I., PESCH R., SCHMIDT G., FRAENZLE S., WUEN-<br />
SCHMANN S., HEIDENREICH H., MARKERT B. 2008. Moosmonitoring als Spiegel<br />
der Landnutzung? Stickstoff- und Metallakkumulation zweier Regionen Mitteleuropas.<br />
Z. Umweltchem. Ökotox 20, 1: 62–74.<br />
SCHÜÜRMANN G., MARKERT B., 1998. Ecotoxicology. Ecological Fundamentals, Chemical<br />
Exposure and Biological Effects. Wiley New York, Chichester, Weinheim.<br />
SCHWITZGUÉBEL J.P., BRAILLARD S., PAGE V., AUBERT S. 2008. Accumulation and<br />
transformation of sulfonated aromatic compounds by higher plants – Toward the phytotreatment<br />
of wastewater from dye and textile industries. Chapter 16. In: Khan N.A.,<br />
Singh S., Umar S., editors, Sulfur Assimilation and Abiotic Stress in Plants. Springer<br />
Verlag, ISBN 978-3-540-76325-3: 335–3<strong>53</strong>.<br />
SHTANGEEVA I., AYRAULT S., JAIN J. 2005. Thorium uptake by wheat at different stages<br />
of plant growth. Journal of Environmental Radioactivity, Barking, v. 81: 283–293.<br />
SIEWERS U., HERPIN U. 1998. Schwermetalleinträge in Deutschland. Moos-Monitoring<br />
1995/96. Geol. Jb. Sonderheft SD, Hannover 2: 1–200.<br />
SIEWERS U., HERPIN U., STRASSBURG S. 2000. Schwermetalleinträge in Deutschland.<br />
Teil 2: Moos-Monitoring 1995/1996Geol. Jb. Sonderheft SD, Hannover 3: 1–121.<br />
SIMONETTI P., BOTTÉ S.E., FIORI S.M., MARCOVECCHIO J. 2012. Heavy-Metal Concentrations<br />
in Soft Tissues of the Burrowing Crab Neohelice granulata in Bahía Blanca Estuary,<br />
Argentina. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 62: 2, 243.<br />
SMEETS K., RUYTINX J., VAN BELLEGHEM F., SEMANE B., LIN D., VANGRONSVELD<br />
J., CUYPERS A. 2008. Critical evaluation and statistical validation of a hydroponic culture<br />
system for Arabidopsis thaliana. Plant Physiology and Biochemistry 46, 2: 212–218.<br />
SMODIS B. 2003. IAEA approaches to assessment of chemical elements in atmosphere.<br />
In: Markert B.A., Breure A.M., Zechmeister H.G., eds, Bioindicators and Biomonitors.<br />
Principles, Concepts and Applications. Elsevier, Amsterdam: 875–902.<br />
STOEPPLER M., DUERBECK H.W., NUERNBERG H.W. 1982. Environmental Specimen<br />
Banking. Talanta 29: 963.<br />
150
Innowacyjna obserwacja środowiska – bioindykatory i biomonitory: definicje, strategie...<br />
STOEPPLER M., ZEISLER R. 1993. Biological Environmental Specimen Banking. Science<br />
of The Total Environmrnt. Special Issue: 139–140.<br />
SUCHARA I., SUCHAROVA J., HOLA M. 2007. Bio-Monitoring of the atmospheric deposition<br />
of elements using moss analysis in the Czech Republic. Acta Pruhoniciana 87:<br />
186 p.<br />
TOELG G. 1976. Spurenanalyse der Elemente – Zahlenlotto oder exakte Wissenschaft.<br />
Naturwissenschaften 63: 99–110.<br />
TRAPP S., FEIFICOVA D., RASMUSSEN N.F., BAUER-GOTTWEIN P. 2008. Plant uptake<br />
of NaCl in relation to enzyme kinetics and toxic effects. Environmental and Experimental<br />
Botany 64, 1: 1–7.<br />
VANGRONSVELD J., HERZIG R., WEYENS N., BOULET J., ADRIAENSEN K., RUT-<br />
TENS A., THEWYS T., VASSILEV A., MEERS E., NEHNEVAJOVA E., VON DER LE-<br />
LIS D., MENCH M. 2009. Phytoremediation of contaminated soils and groundwater:<br />
lessons from the field. Environmental Science and Pollution Research 16, 7: 765–794.<br />
VERBRUGGEN N., HERMANS CH., SCHAT H. 2008. Molecular mechanisms of metal<br />
hyperaccumulation and tolerance in plants. New Phytology, doi: 10.1111/j.1469–<br />
8137.2998.02748x.<br />
VERBRUGGEN N., HERMANS C., SCHAT H. 2009. Mechanisms to cope with arsenic or<br />
cadmium excess in plants. Current Opinion in Plant Biology 12, (3): 364–372.<br />
VERKLEIJ J.A.C. 2008. Mechanisms of metal hypertolerance and (hyper)accumulation in<br />
plants. Agrochimica 52, 3: 167–188.<br />
VTOROVA V., KHOLOPOVA L., MARKERT B., LEFFLER U. 2001. Multi-Elemental Composition<br />
of Tropical Plants and Bioindication of the Environmental Status. In: Biogeochemistry<br />
and Geochemical Ecology. Selected Presentations of the 2nd Russian<br />
School of Thought Geochemical Ecology and the Biogeochemical Study of Taxons of<br />
the Biosphere. January 25–29, 1999, Moscow: 177–189.<br />
VUTCHKOV M. 2001. Biomonitoring of air pollution in Jamaica through trace-element analysis<br />
of epiphytic plants using nuclear and related analytical techniques. In: Co-ordinated<br />
research project on validation and application of plants as biomonitors of trace<br />
element atmospheric pollution, analyzed by nuclear and related techniques. IAEA, NA-<br />
HRES-63, Vienna.<br />
WAGNER G. 1992. Einsatzstrategien und Meßnetze für die Bioindikation im Umweltmonitoring.<br />
Ecoinforma, Bayreuth: 1–8.<br />
WANG M., MARKERT B., CHEN W., PENG C., OUYANG Z. 2011. Identification of heavy<br />
metal pollutants using multivariate analysis and effects of land uses on their accumulation<br />
in urban soils in Beijing, China. EMAS 11/2011; DOI: 10.1007/s10661-011-<br />
2388-9.<br />
WARREN A., HARRISON C.M. 1984. People and the ecosystem. Biogeography as a study<br />
of ecology and culture. Geoforum 15: 365–381.<br />
151
Bernd Markert i in.<br />
WITTIG R. 1993. General aspects of biomonitoring heavy metals by plants. In: Markert B.,<br />
(ed.) Plants as biomonitors – Indicators for heavy metals in the terrestrial environment.<br />
VCH, Weinheim: 3–27.<br />
WOLTERBEEK H.T., KUIK P., VERBURG T.G., HERPIN U., MARKERT B., THÖNI L. 1995.<br />
Moss interspecies comparisons in trace element concentrations, Environmental Monitoring<br />
and Assessment 35: 263–286.<br />
WOLTERBEEK B. 2002. Biomonitoring of trace element air pollution: principles, possibilities<br />
and perspectives. Environmental Pollution, London v. 120: 11–21.<br />
WOLTERBEEK H.T., SARMENTO S., VERBURG T. 2010. Is there a future for biomonitoring<br />
of elemental air pollution? A review focused on a larger-scaled health-related (epidemiological)<br />
context. Journal of Radionalytical and Nuclear Chemistry 286: 195–210.<br />
WUENSCHMANN S., OEHLMANN J., DELAKOWITZ B., MARKERT B. 2001. Untersuchungen<br />
zur Eignung wildlebender Wanderratten (Rattus norvegicus) als Indikatoren<br />
der Schwermetallbelastung, Teil 1. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 13, 5: 259–265.<br />
WUENSCHMANN S., OEHLMANN J., DELAKOWITZ B., MARKERT B. 2002. Untersuchungen<br />
zur Eignung wildlebender Wanderratten (Rattus norvegicus) als Indikatoren<br />
der Schwermetallbelastung, Teil 2. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 14, 2: 96–103.<br />
WUENSCHMANN S., FRÄNZLE S., MARKERT B., ZECHMEISTER H. 2008. Input and<br />
transfer of trace metals from food via mothermilk to the child: Bioindicative aspects to<br />
human health. Chapter 22. In: Prasad, M.N.V. editor. Trace Elements – Nutritional Benefits,<br />
Environmental Contamination and Health Implications. Wiley: 555–592.<br />
ZECHMEISTER H.G., DULLINGER S., HOHENWALLNER D., RISS A., HANUS-ILLNAR<br />
SCHARF S. 2007. Pilot study on road traffic emissions (PAHs, heavy metals) measured<br />
by using mosses in a tunnel experiment, Austria. Environmental Science and Pollution<br />
Research 13: 398–404.<br />
152
INDEks autorów<br />
B<br />
Bojanowicz-Bablok Anna 108<br />
Bratek Łukasz 73<br />
C<br />
Chudzińska Ewa 115<br />
Ciepiela Grażyna Anna 19<br />
Czaplicka Marianna 73<br />
Czeluściński Wiesław <strong>53</strong><br />
D<br />
Deska Janusz 19, 97<br />
Diatta Jean 115<br />
J<br />
Jankowska Jolanta <strong>53</strong><br />
Jankowski Kazimierz 19, 41, <strong>53</strong>, 97<br />
M<br />
Markert Bernd 115<br />
Moryl Andrzej 89<br />
Mundała Paweł 31, 63<br />
S<br />
Sosnowski Jacek 19, 41, <strong>53</strong>, 97<br />
Szwalec Artur 31, 63<br />
T<br />
Truba Milena 41, 97<br />
W<br />
Wiśniewska-Kadżajan Beata 19<br />
Wowkonowicz Paweł 108<br />
Wünschmann Simone 115<br />
Wysokiński Andrzej 7<br />
K<br />
Kalembasa Stanisław 7<br />
Kucharczak Ewa 89<br />
Kurowski Ryszard 73<br />
1<strong>53</strong>
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
WSKAZÓWKI DLA AUTORÓW PRACY ZGŁOSZONEJ DO DRUKU<br />
W RECENZOWANYM CZASOPIŚMIE „OCHRONA ŚRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW NATURALNYCH”<br />
1. Przekazywany do druku w czasopiśmie „<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong>” artykuł powinien zawierać:<br />
• tytuł pracy w wersji polskiej i angielskiej,<br />
• tekst pracy, przygotowany w programie WORD, czcionką TIMES NEW<br />
ROMAN CE, 12 pkt.; objętość całej pracy nie powinna przekraczać 10 stron<br />
formatu A-4, z zachowaniem następującego układu stron:<br />
––<br />
tekst akapitowy, z wcięciem na 4 znaki od lewego marginesu;<br />
––<br />
wszystkie marginesy o szerokości 2,5 cm;<br />
––<br />
odstępy między wierszami – 1,5 wiersza;<br />
––<br />
wewnątrz artykułu zalecane jest stosowanie dziesiętnej numeracji<br />
poszczególnych elementów tekstu;<br />
• słowa kluczowe (6–10), charakteryzujące tematykę pracy, w języku polskim<br />
i angielskim;<br />
• streszczenie w języku polskim i angielskim o objętości ½ strony formatu A-4<br />
(każda wersja) należy opracowane graficznie w taki sam sposób, jak tekst<br />
pracy i umieszczone po słowach kluczowych;<br />
• przypisy złożone mniejszą czcionką (8 pkt) niż tekst pracy numerowane<br />
kolejno w całej pracy i umieszczone u dołu strony, na której je powołano.<br />
2. Każda praca powinna zawierać następujące części:<br />
• wstęp (określenie przedmiotu i celu badań);<br />
• materiały i metody badań;<br />
• wyniki i dyskusja;<br />
• podsumowanie/wnioski;<br />
• piśmiennictwo i akty prawne.<br />
3. Wzory matematyczne i fizyczne oraz symbole literowe:<br />
• powinny być pisane prostą, jasną czcionką;<br />
• po zwrocie „gdzie:” umieszczonym przy lewym marginesie należy podać<br />
znaczenie wszystkich symboli występujących we wzorze, a następnie<br />
jednostki stosując jednolicie w obrębie danej pracy jeden z następujących<br />
zapisów: mg/l lub mg∙l -1 , l/ha∙s lub l∙(ha∙s) -1 .<br />
Uwaga! Nie należy zastępować nawiasów okrągłych ukośnymi kreskami;<br />
przedziały wartości należy pisać w następujący sposób: 1,5–3,2.<br />
4. Ilustracje (rysunki, fotografie, schematy) jedynie czarno-białe:<br />
• należy numerować kolejno w obrębie pracy;<br />
155
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
• należy objaśnić wszystkie zastosowane oznaczenia, a następnie podać ich<br />
jednostki miary, np.: %, cm, mg, µm;<br />
• pod każdym rysunkiem powinien być zamieszczony podpis w języku polskim<br />
i angielskim, złożony mniejszą czcionką (10 pkt.) niż tekst pracy.<br />
5. Tabele:<br />
• należy numerować kolejno w obrębie pracy, umieszczając po wyrazie<br />
„Tabela” numer poprzedzający tytuł tabeli;<br />
• tytuły tabel należy podać w języku polskim i angielskim;<br />
• tekst główki tabeli nie może być powtórzeniem tytułu tabeli;<br />
• wszystkie symbole użyte w tabelach należy objaśnić w przypisach do tabel;<br />
• forma tabel musi być jednolita w całej pracy,<br />
• w treści tabel nie mogą być pozostawione puste pola, w polach tych należy<br />
wpisać odpowiednie znaki np.:<br />
––<br />
„–” – zjawisko nie występuje,<br />
––<br />
„0” – zjawisko istnieje, jednakże w ilościach mniejszych od liczb, które<br />
mogą byś podane w tablicy, jeżeli np. produkcja jest wyrażona w tysiącach<br />
ton, znak 0 oznacza, że w tym wypadku nie osiąga 0,5 tys. ton,<br />
––<br />
„∙” – zupełny brak informacji lub brak informacji wiarygodnych,<br />
––<br />
„x”– wypełnienie rubryki ze względu na układ tablicy jest niemożliwe lub<br />
niecelowe,<br />
Uwaga! Wyrażenie „w tym” oznacza, że nie podaje się wszystkich składników sumy.<br />
6. Pod rysunkiem bądź tabelą należy wskazać ewentualne źródło<br />
prezentowanych danych.<br />
7. Piśmiennictwo i akty prawne:<br />
• piśmiennictwo w całej pracy musi być opracowane jednolicie,<br />
• na końcu pracy, po wnioskach, należy podać wykaz cytowanego<br />
piśmiennictwa w tekście pracy, w układzie alfabetycznym według nazwisk<br />
autorów, np.:<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków<br />
śladowych. PWN, Warszawa.<br />
KOZAK J., KOWALSKI C. 1997. Stan środowiska w Albanii. IOŚ, Warszawa.<br />
MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich<br />
w różnych gatunkach roślin. Inżynieria i <strong>Ochrona</strong> Środowiska 5, 1: 45–54.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 roku<br />
w sprawie maksymalnych poziomów zanieczyszczeń chemicznych<br />
i biologicznych, które mogą znajdować się w żywności, składnikach<br />
żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, substancjach<br />
pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności (Dz. U. RP<br />
Nr 37, poz.326, zał.1).<br />
156
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach<br />
ciekłych (Dz. U. Nr 169, poz. 1199).<br />
www.bip.jaworzno.pl<br />
• Piśmiennictwo w tekście artykułu należy cytować w następujący sposób:<br />
[Wojnar, Wisz 2006], [Ustawa... 2006], [Rozporządzenie… 2003].<br />
Uwaga<br />
• Do każdej pracy należy dołączyć oświadczenie, że praca jest oryginalna,<br />
nigdzie wcześniej niepublikowana.<br />
• Każda praca powinna być autoryzowana i podpisana do druku przez autora<br />
wiodącego.<br />
• Autor publikowanej pracy obowiązany jest przenieść swe prawa autorskie na<br />
wydawcę.<br />
• Do tekstu pracy należy dołączyć deklarację dotyczącą wkładu<br />
i procentowego udziału autorów w powstanie publikacji, afiliacji autorów,<br />
a także źródeł finansowania publikacji oraz sugerowanych recenzentów.<br />
• Autorzy pokrywają uzgodnione z Działem Wydawnictw koszty<br />
opublikowania pracy w czasopiśmie.<br />
Czasopismo „<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong>” jest dostępne<br />
pod adresem: http://www.ios.edu.pl/pol/ochrona.html<br />
Płytę CD z tekstem pracy i autoryzowanym w 1 egz. formatu A-4 wydrukiem<br />
oraz wyżej wymienionymi oświadczeniem i deklaracją, należy przekazać na<br />
adres: <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska - Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy, Dział<br />
Wydawnictw, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa.<br />
Tel.: 22 625 10 05 wew. 58<br />
e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />
157
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
OŚWIADCZENIE<br />
Tytuł pracy:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Autor/autorzy:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Oświadczam/oświadczamy, że złożona przeze mnie/przez nas praca jest oryginalna<br />
i dotychczas nigdzie niepublikowana.<br />
Prawa autorskie do wymienionej pracy przenoszę/przenosimy na wydawcę<br />
czasopisma ”<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong>”, tj. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska - Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy.<br />
Podpis autora/autorów<br />
…………………………………………..<br />
………………………………………….<br />
………………………………………….<br />
Data<br />
………………………………………….<br />
158
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>53</strong>, 2012 r.<br />
DEKLARACJA nt. wkładu w powstanie publikacji<br />
Tytuł pracy:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Autor/autorzy (imię i nazwisko, tytuł naukowy, miejsce zatrudnienia z dokładnym<br />
adresem, telefonem i e-mailem, oraz wkład w powstanie publikacji)<br />
………………………………………………………………………………<br />
………………………………………………………………………………<br />
………………………………………………………………………………<br />
Źródła finansowania publikacji:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Sugerowani recenzenci – dwóch recenzentów pochodzących z innych instytucji niż<br />
autorzy prac (nazwiska, nazwa instytucji, e-mail):<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Podpis autora/autorów<br />
…………………………………………..<br />
.………………………………………….<br />
.………………………………………….<br />
Data<br />
.………………………………………….<br />
159