OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 43

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA 

INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL PROTECTION 

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 43 

Warszawa 2010

Komitet WydaWniczy instytutu ochrony środoWisKa 

Prof. dr hab. Barbara Gworek – redaktor naczelny, 

prof. dr hab. apolonia ostrowska, prof. dr hab. inż. Jerzy siepak, 

doc. dr hab. Grażyna Porębska, dr hab. marzena dudzińska 

opracowanie edytorskie i techniczne 

marta radwan-röhrenschef, monika natunewicz, maria Lackowska 

© coPyriGht By instytut ochrony środoWisKa, Warszawa 2010 

Wydawca 

dziaŁ WydaWnictW ioś 

00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11 

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

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

czasoPismo recenzoWane 

issn: 1230-7831-08-7 

Przygotowanie do druku i druk 

studio 2000 robert Lipski 

www.studio2000.pl

W czasopiśmie OChRONA śROdOWISKA I zASOBÓW NATURALNyCh zawarte są 

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

są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych elementach 

środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające zarówno 

procesy naturalne, jak i oddziaływanie człowieka. Tematyka tych prac poświęcona jest 

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

regionalnym oraz lokalnym, w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju. 

RAdA PROGRAMOWA: 

‣ Prof. dr hab. Elżbieta Biernacka – SGGW Warszawa 

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

‣ Prof. dr hab. halina dąbkowska-Naskręt – ART Bydgoszcz 

‣ Prof. dr hab. Marek degórski – PAN Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Ryszard dębicki – UMCS Lublin 

‣ Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – AP Siedlce 

‣ dr hab. Liliana Kalisz – docent IOś Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Alina Maciejewska – PW Warszawa 

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

‣ Prof. dr hab. Jan Siuta – IOś Warszawa 

‣ Prof. dr hab. zbigniew zagórski – SGGW Warszawa 

Wydawnictwo częściowo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

SPIS TREŚCI 

Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl ..........................................................................................7 

ZAWARTOŚĆ METALI W ROŚLINACH UPRAWNYCH POCHODZĄCYCH 

Z REJONU ZGORZELECKO-BOGATYŃSKIEGO 

CZĘŚĆ 2. ARSEN, CHROM, CYNK, MIEDŹ 

CONTENTS OF METALS IN CULTIVATED PLANTS IN ZGORZELEC-BOGATYNIA 

REGION 

PARTS 2. ARSENIC, CHROMIUM, ZINC, COPPER 

Grzegorz Kania ....................................................................................................................17 

ELEMENTS CONTENT IN THE MILLIPEDE OMMATOIULUS SABULOSUS 

(LINNAEUS 1758); ARTHROPODA : DIPLOPODA 

ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW U KROCIONOGA PIASKOWEGO 

OMMATOIULUS SABULOSUS (LINNAEUS 1758); ARTHROPODA: DIPLOPODA 

Marcin Kozieł, Wojciech Zgłobicki .....................................................................................26 

METALE CIĘżKIE W ALUWIACH WIEPRZA NA OBSZARZE 

NADWIEPRZAŃSKIEGO PARKU KRAJOBRAZOWEGO 

HEAVY METALS IN ALLUVIAL DEPOSITS OF THE WIEPRZ RIVER IN THE AREA 

OF NADWIEPRZAŃSKI LANDSCAPE PARK 

Beata Bartodziejska, Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska ......................................38 

OZNACZENIE POZIOMU ZANIECZYSZCZEŃ METALAMI CIĘżKIMI żYWNOŚCI 

POCHODZĄCEJ Z SAMODZIELNEJ PRODUKCJI ROLNEJ TECHNIKĄ 

SPEKTROMETRII ABSORPCJI ATOMOWEJ 

RESEARCH ON CONTENT OF HEAVY METALS CONTAMINATION IN 

INDEPENDENT AGRARIAN PRODUCTION USING ATOMIC ABSORBTION 

SPECTROMETRY TECHNIQUE 

Agnieszka Parzych ..............................................................................................................45 

AZOT, FOSFOR I WĘGIEL W ROŚLINNOŚCI LEŚNEJ SŁOWIŃSKIEGO PARKU 

NARODOWEGO W LATACH 2002–2005 

NITROGEN, PHOSPHORUS AND CARBON IN FOREST PLANTS IN THE 

SŁOWIŃSKI NATIONAL PARK IN 2002–2005 

Helena Kubicka, Tomasz Kubel .........................................................................................65 

THE INFLUENCE OF CHOSEN BIOGENIC ELEMENTS 

ON GROWTH OF RYE INBRED LINES 

DZIAŁANIE WYBRANYCH PIERWIASTKÓW BIOGENNYCH 

NA WZROST LINII WSOBNYCH żYTA (SECALE CEREALE L.) 

5

Piotr Mirosław Szulc, Mirosław Kobierski .........................................................................71 

PRZYDATNOŚĆ WYDMUCHRZYCY PONTYJSKIEJ (ELYMUS ELONGATUS 

VAR. PONTICUS) W OCZYSZCZANIU GLEB ZANIECZYSZCZONYCH MIEDZIĄ, 

OŁOWIEM I KADMEM 

THE UTILITY OF ELyMUS ELOngATUS VAR. POnTICUS 

IN PHYTOREMEDIATION OF SOILS CONTAMINATED WITH COPPER, LEAD 

AND CADMIUM 

Jan Siuta, Bogusław Żukowski ..........................................................................................80 

ROZWÓJ I POTENCJALNE ZAGROżENIA AGROEKOSYSTEMÓW 

CZĘŚĆ IV. ZAGROżENIA AGROEKOSYSTEMÓW 

DEVELOPMENT OF AND POTENTIAL THREATS TO AGROECOSYSTEMS. 

PART IV. THREATS TO AGROECOSYSTEMS 

Justyna Wrzosek, Barbara Gworek .................................................................................104 

BIOMASA W ENERGETYCE ODNAWIALNEJ 

BIOMASS AS RENEWABLE ENERGY SOURCE 

Anna Sapieha-Waszkiewicz, Barbara Marjańska-Cichoń, Ryszard Miętkiewski .........117 

PORÓWNANIE WPŁYWU PREPARATÓW BIOTECHNICZNYCH BIOCZOS 

S, BIOSEPT 33 SL I SYNTETYCZNYCH PESTYCYDÓW NA KIEŁKOWANIE 

ZARODNIKÓW GRZYBÓW OWADOBÓJCZYCH 

COMPARISION OF BIO-PESTICIDES BIOCZOS S, BIOSEPT 33 SL 

AND SYNTHETIC PESTICIDES INFLUENCE ON GERMINATION OF 

ENTOMOPATHOGENIC FUNGI SPORES 

Katarzyna Mańczak, Paweł Cyplik, Roman Marecik, Alicja Szulc, 

Piotr Lisiecki, Łukasz Ławniczak, Mikołaj Owsianiak, Łukasz Chrzanowski...............126 

BIODEGRADACJA MIESZANIN OLEJU NAPĘDOWEGO I BIODIESLA 

W ŚRODOWISKU GLEBOWYM 

BIODEGRADATION OF DIESEL/BIODIESEL BLENDS IN SOIL SLURRIES 

Ewa Dzika, Joanna Korycińska ........................................................................................136 

FISH AS PARATENIC HOSTS PARASITE 

RYBY JAKO żYWICIELE PARATENICZNI PASOżYTÓW 

Indeks autorów ..................................................................................................................140 

6

OchrOna ŚrOdOwiska i ZasObów naturalnych nr 43, 2010 r. 

Ewa Kucharczak*, Andrzej Moryl** 

ZAWARTOŚĆ METALI W ROŚLINACH UPRAWNYCH POCHODZĄCYCH 

Z REJONU ZGORZELECKO-BOGATYŃSKIEGO 

CZĘŚĆ 2. ARSEN, CHROM, CYNK, MIEDŹ 

CONTENTS OF METALS IN CULTIVATED PLANTS IN ZGORZELEC- 

BOGATYNIA REGION 

PARTS 2. ARSENIC, CHROMIUM, ZINC, COPPER 

Słowa kluczowe: arsen, chrom, cynk, miedź, rośliny uprawne, region zgorzelecko-bogatyński. 

Key words: arsenic, chromium, zinc, copper, cultivated plants, Zgorzelec-Bogatynia region. 

Zgorzelec-Bogatynia region is one of areas about considerable degradation of natural environment. 

Mine and Power Station „Turów” situated on this area contributes to metals emission 

in significant degree, which accumulates for example in cultivated plants. Research 

were made in area of influence mentioned above emitters (1) Bogatynia, Działoszyn, 

Bratków, Wyszków, Wolanów), as well as outside their range of influence – central and 

northern part of Zgorzelec administrative district (2) Zgorzelec, Jerzmanki, Łagów, Jagodzin, 

gronów, Sławnikowice). Directly from fields, situated in research area, samples of 

grass, corn, potatoes, buckwheat, and additionally from farms hay, straw and grain of cereals: 

wheat, oat, triticale, were collected. Plant material, after drying and grinding, was 

mineralized dry in muffle furnace in temperature 450°C. In mineralizate by plasma spectrometry 

method, on Varian Liberty 220 apparatus, contents of arsenic, chromium, zinc and 

copper. Increased content of arsenic and chromium in grass and bulbs of potatoes, coming 

from area of Mine and Power Station „Turów” influence, indicates on significant participation 

both factories in emission of these metals. Contents of determined metals in most 

samples of plants and feeds, with the exception of levels of arsenic in bulbs of potatoes 

* Dr nauk wet. Ewa Kucharczak – Katedra Biochemii, Farmakologii i Toksykologii, 

Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Norwida 31, 50-375 Wrocław; tel.: 71 320 54 31; 

e-mail: ewa.kucharczak@up.wroc.pl 

** Dr Andrzej Moryl – Instytut Inżynierii Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, 

pl. Grunwaldzki 24, 50-363 Wrocław, tel.: 71 320 55 48; e-mail: andrzej.moryl@up.wroc.pl 

7

Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl 

and grasses coming from area of Power and Mine influence, meets standards included in 

Health Minister Decree. Higher contents of arsenic, copper and zinc, first of all in bulbs of 

potatoes, in comparison to research conducted over twenty years ago, indicated on necessity 

of continuous conducting proecological operations, which increasing of their emission 

should be the aim. 

1. WPROWADZENIE 

Pomimo zauważalnej w ostatnich latach poprawy stanu środowiska, co związane jest 

ze zmniejszoną emisją pyłów i gazów do atmosfery, a także racjonalną gospodarką odpadami, 

nadal obserwowane jest ciągłe niszczenie zasobów naturalnych. Przyczyną takiego 

stanu rzeczy mogą być niekontrolowane emisje z zakładów przemysłowych, dynamiczny 

rozwój motoryzacji oraz nieracjonalne stosowanie środków ochrony roślin. W konsekwencji 

dochodzi do nadmiernego wzrostu różnego rodzaju zanieczyszczeń, w tym różnych metali. 

Ponieważ polska energetyka oparta jest przede wszystkim na węglu i w najbliższym czasie 

sytuacja ta na pewno nie ulegnie zmianie, przemysł energetyczny, korzystający zarówno 

z węgla kamiennego, jak i brunatnego, jest uważany za jedno z głównych źródeł obecności 

metali w środowisku [Gruca-Królikowska, Wacławek 2006]. Chociaż podczas spalania 

paliw kopalnych emitowane są do atmosfery głównie tlenki siarki, azotu, węgla czy pył 

zawieszony, to również, obecne w paliwach naturalnych, metale: ołów, kadm, rtęć, arsen, 

chrom, cynk, miedź czy nikiel. 

Najważniejszym aktualnie przepisem dotyczącym redukcji tych emisji w krajach Unii Europejskiej 

jest dyrektywa 96/61/WE (znana jako dyrektywa IPPC) dotycząca zintegrowanego 

zapobiegania zanieczyszczeniom oraz ich kontroli. Wytyczne określające najlepsze dostępne 

techniki są natomiast zawarte w dokumentach referencyjnych (BREF). Głównymi źródłami 

emisji metali ciężkich są tzw. duże źródła spalania (energetyka), najbardziej restrykcyjne 

wytyczne dotyczą zatem spalania paliw stałych. Według obowiązujących dyrektyw europejskich 

i konwencji międzynarodowych najbardziej skuteczną metodą kontrolującą redukcję 

metali ciężkich ze spalania węgla można osiągnąć przy stosowaniu odpylaczy elektrostatycznych 

czy filtrów tkaninowych w kombinacji z procesami odsiarczania gazów spalinowych. 

Uważa się również, że do zmniejszenia ładunku metali ciężkich emitowanych do atmosfery 

może przyczynić się jednoczesna redukcja emisji gazów cieplarnianych przez duże 

obiekty energetyczne, której metody określają Protokół z Kioto i dyrektywa 2001/80/WE [Panasiuk 

2007]. Rozwinięcie i wdrożenie tych metod już ograniczyło emisję wielu metali do atmosfery. 

Na przestrzeni lat 1996–2003 zaobserwowano zmniejszoną 3-krotnie emisję arsenu, 

4-krotnie miedzi i przeszło 5-krotnie cynku [Mokrzycki, Uliasz-Bocheńczyk 2006]. 

Problematyka jakości powietrza była również przedmiotem przyjętej 20 kwietnia 2004 

roku przez Parlament Europejski tzw. czwartej dyrektywy, nawiązującej do pochodzącej 

8

Zawartość metali w roślinach uprawnych pochodzących z rejonu zgorzelecko-bogatyńskiego... 

jeszcze z 1996 r. ramowej dyrektywy w sprawie jakości powietrza. W dokumencie tym nie 

ustanowiono limitu wartości granicznych dla wszystkich emitowanych metali, określono jednak 

wymagania dotyczące monitorowania stężeń rtęci czy arsenu [Wojnar, Wisz 2006, Panasiuk 

2006]. Komisja Europejska finansuje również projekt dotyczący prognozy emisji metali 

ciężkich (DROPS), w ramach którego opracowano scenariusze redukcji m.in. metali do 

środowiska do roku 2020. I tak według scenariusza BAU+Climate (wdrożenie obowiązujących 

dyrektyw i konwencji międzynarodowych) prognoza zakłada redukcję emisji metali 

ciężkich na poziomie 42–66%, a według scenariusza MFTR (wdrożenie rozwiązań technicznych) 

na poziomie 56–79% [Panasiuk 2007]. 

Wszystkie uchwalone do tej pory dokumenty zawarte w dyrektywach i konwencjach 

wskazują, że problem emisji metali ciężkich do atmosfery przez przemysł energetyczny jest 

ważny i wciąż aktualny. Wiąże się to z zagrożeniem jakości produktów pochodzenia roślinnego, 

a poprzez ten element łańcucha żywieniowego możliwość kumulacji w organizmie 

zwierząt i ludzi, co niewątpliwie ma poważny wpływ na ich stan zdrowotny. 

Przedstawione w niniejszym opracowaniu badania dotyczą oceny zawartości metali (As, 

Cr, Zn, Cu) w roślinach i paszach, pochodzących z rejonu oddziaływania Kopalni i Elektrowni 

„Turów”, w kontekście ich przydatności konsumpcyjnej. Dokonano również analizy porównawczej 

z roślinami pochodzącymi spoza rejonu oddziaływania wymienionych emiterów. 

2. METODYKA BADAŃ 

Badania zawartości arsenu, chromu, cynku i miedzi w próbkach roślin przeprowadzono 

w latach 2006 i 2007, w okresie letnio-jesiennym. Pochodziły one z dwóch rejonów: 

1) gmina Bogatynia – miejscowości: Bogatynia, Działoszyn, Bratków, Ręczyn, Wyszków 

i Wolanów, leżące w rejonie oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów” 

oraz 

2) centralna i północna część powiatu zgorzeleckiego – miejscowości: Zgorzelec, Jerzmanki, 

Łagów, Jagodzin, Gronów, Sławnikowice, usytuowane poza zasięgiem bezpośredniego 

oddziaływania wymienionych emiterów. Próbki traw, kukurydzy, ziemniaków i gryki 

pobierano bezpośrednio z pól, natomiast siano, słomę, ziarna zbóż: pszenicy, owsa 

i pszenżyta z gospodarstw rolnych. Łączna liczba próbek roślin i pasz, pobranych z obydwu 

rejonów badawczych, wynosiła 60. Analizowano je w dwóch powtórzeniach. Po wysuszeniu 

i zmieleniu materiału roślinnego poddano go procesowi mineralizacji na sucho 

w piecu muflowym w temperaturze 450°C. W uzyskanym mineralizacie oznaczano, metodą 

spektometrii plazmowej na aparacie Liberty 220 firmy Varian, zawartość arsenu, chromu, 

cynku i miedzi. Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej, obliczając średnie zawartości 

metali i odchylenia standardowe. 

9


3. WYNIKI I DYSKUSJA 

3.1. Zanieczyszczenie środowiska arsenem 

Znaczącym źródłem zanieczyszczenia środowiska arsenem może być m.in. spalanie 

węgla czy hutnictwo metali. Biologiczna rola tego metalu dla roślin nie została dotychczas 

wyjaśniona w sposób jednoznaczny. Arsen z całą pewnością pobierany jest z gleby, 

na zasadzie mechanizmu biernego przez korzenie i transportowany do części nadziemnych. 

W wielu przypadkach uważa się, że zwiększona ilość arsenu w roślinach może 

być wynikiem opadania pyłu na powierzchnię, zwłaszcza w rejonach kopalń, złóż mineralnych 

lub przemysłu metalurgicznego [Bronkowska i in. 2008]. Zwiększone ilości tego metalu 

mogą zawierać w tych rejonach trawy, od 0,28 – 0,33 mg·kg -1 s.m., oraz bulwy ziemniaków 

– do 0,2 mg·kg -1 s.m., a najmniejsze ilości ziarna zbóż, pszenicy i owsa – najwyżej do 

0,01 mg·kg -1 s.m. i kukurydzy 0,03 mg·kg -1 s.m. [Bednarek i in. 2006, Bednarek i in. 2008]. 

Stosunkowo duże ilości arsenu zawierają rośliny uprawiane w sadach, gdzie wcześniej stosowano 

arsenowe preparaty ochrony roślin. 

Największy, dopuszczalny poziom zanieczyszczenia arsenem produktów pochodzenia 

roślinnego według rozporządzenia Ministra Zdrowia [2003] wynosi 0,2 mg As·kg -1 – 

ziemniaki i ziarna zbóż. W badaniach przeprowadzonych w powiecie zgorzeleckim najwyższy 

poziom arsenu stwierdzono w bulwach ziemniaków (0,38 mg·kg -1 s.m.) i trawach 

(0,26 mg·kg -1 s.m.), pobranych w rejonie oddziaływania Kopalni i Elektrowni „Turów” (tab.1). 

W pozostałych próbkach (ziarna zbóż, siano, słoma) ilości te mieściły się w zakresie obowiązujących 

norm (tab.2). W porównaniu z zawartością tego metalu stwierdzaną 20 lat 

temu ilość arsenu uległa zmniejszeniu w ziarnie pszenicy, owsa i pszenżyta oraz w sianie, 

znaczny, bo aż 25-krotny wzrost zawartości arsenu zaobserwowano natomiast w bulwach 

ziemniaków [Szkoda i in. 1994]. 

Tabela 1. Średnia zawartość arsenu w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 1. The average content of arsenic in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 

in mg·kg -1 d.m. 

Rejon 

Rośliny uprawne 

badań 

trawy ziemniaki kukurydza gryka 

1 0,26 ± 0,195 0,380 ± 0,203 0,017 ± 0,001 0,039 ± 0,039 

2 0,077 ± 0,028 0,050 ± 0,012 0,015 ± 0,001 n.b. 

Objaśnienia: 1 – rejon oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów”, 2 – rejon poza zasięgiem oddziaływania 

tych emiterów, n.b. – nie badano. 

10


Tabela 2. Średnia zawartość arsenu w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 2. The average content of arsenic in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon 


badań 

siano słoma pszenica owies pszenżyto 

1 0,025 ± 0,002 0,024 ± 0,001 0,013 ± 0,001 0,021 ± 0,008 0,009 ± 0,001 

2 0,104 ± 0,050 0,081 ± 0,042 0,014 ± 0,001 n.b. n.b. 

Objaśnienia: jak w tab. 1. 

3.2. Zanieczyszczenie środowiska chromem 

Chociaż nie istnieje ryzyko globalnego skażenia środowiska chromem, to problemem 

staje się jego lokalne wprowadzenie do atmosfery, wód i gleb, związane m.in. ze spalaniem 

węgli, co stanowić może zagrożenie dla zdrowia człowieka i zwierząt. Chrom jest pobierany 

przez rośliny biernie, gromadzi się w nadziemnych częściach roślin i korzeniach, 

nie jest transportowany do nasion i ziaren zbóż. Jego stężenie w większości roślin zawarte 

jest w przedziale od 0,002 do 1,0 mg·kg -1 s.m. Średnia zawartość w ziarnach zbóż wynosi: 

0,2 mg·kg -1 s.m. – żyto i 0,5 – 0,55 mg·kg -1 s.m. – pszenica, jęczmień, owies. Zawartość 

chromu w bulwach ziemniaków wynosi: 0,04 mg·kg -1 s.m. [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. 

Zwiększenie zawartości tego metalu na obszarach zanieczyszczonych jest wynikiem bezpośredniego 

oddziaływania opadu pyłu atmosferycznego. Największa zawartość chromu 

w paszy nie powinna być większa niż 20 mg·kg -1 s.m., a rośliny bardzo wrażliwe na chrom, 

np. owies, wykazują objawy toksyczności przy stężeniu 1–2 mg·kg -1 s.m. [Baran, Spałek, Jasiewicz 

2007]. Przeprowadzone badania własne nie wykazały przekroczenia norm zawartości 

w żadnej badanej próbce roślin (tab. 3 i 4). Większe zawartości chromu w próbkach 

traw i ziemniaków z rejonu oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów” świadczą o znacznym 

wpływie tych emiterów na takie rozmieszczenie metalu. 

Tabela 3. Średnia zawartość chromu w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 3. The average content of chromium in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon 


badań 


1 0,734 ± 0,525 1,106 ± 0,356 0,095 ± 0,003 0,297 ± 0,075 

2 0,343 ± 0,085 0,153 ± 0,026 0,112 ± 0,011 n.b. 


11


Tabela 4. Średnia zawartość chromu w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 4. The average content of chromium in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon 


badań 


1 0,188 ± 0,173 0,044 ± 0,021 0,148 ± 0,002 0,109 ± 0,003 0,115 ± 0,002 

2 0,407 ± 0,106 0,087 ± 0,018 0,167 ± 0,001 n.b. n.b. 


3.3. Zanieczyszczenie środowiska cynkiem i miedzią 

Cynk i miedź zaliczane są do mikropierwiastków, szkodliwych tylko w nadmiarze, w mniejszych 

ilościach są natomiast niezbędne do prawidłowego funkcjonowania organizmu. 

Cynk. Jest to jeden z najbardziej ruchliwych metali w glebie, kumuluje się w jej wierzchnich 

warstwach, jest w niej łatwo rozpuszczalny i w większym stopniu dostępny dla roślin 

[Węglarzy 2007]. Średnia jego zawartość w częściach nadziemnych roślin, nieobjętych 

wpływem zanieczyszczenia, mieści się w przedziale od 10 do 70 mg·kg -1 s.m. Stosunkowo 

dużo tego metalu zawierają ziarna zbóż (pszenica – 27; żyto – 31; owies – 29; pszenżyto – 

22 mg·kg -1 s.m.) [Bednarek i in. 2008]. Źródłem jego nadmiernej ilości w roślinach są emisje 

przemysłowe, które zarówno poprzez opad bezpośredni, jak i przez zanieczyszczoną glebę, 

odpady i ścieki komunalne docierają do powierzchni ziemi [Dobrzański i in. 2003, Bednarek 

i in. 2008, Kwasowski, Kozanecka 2008, Mundała, Szwalec 2008, Stanisławska-Glubiak, 

Korzeniowska 2008]. Propozycja granicznej zawartości cynku w ziarnie pszenicy, trawach 

i ziemniakach wynosi 100 mg·kg -1 s.m., zaproponowana natomiast przez Baran i wsp. 

[2007] mieści się w przedziale od 50 do 100 mg·kg -1 s.m. W analizowanych roślinach wymienione 

zawartości tego mikroelementu nie zostały przekroczone, zaobserwowano jedynie 

wyższy poziom metalu w rejonie będącym poza zasięgiem emiterów (tab. 5 i 6). W porównaniu 

do lat 80-tych zmniejszył się poziom cynku w pszenicy, pszenżycie i sianie, wzrósł 

natomiast w ziarnie owsa i bulwach ziemniaków [Szkoda i in. 1994, Kołwzan 1988]. 

Tabela 5. Średnia zawartość cynku w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 5. The average content of zinc in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


12 

Rejon 


badań 


1 25,894 ± 5,905 13,943 ± 3,595 24,280 ± 1,667 44,232 ± 13,935 

2 36,627 ± 4,162 19,823 ± 1,781 20,329 ± 1,195 n.b. 

Objaśnienia: jak w tab. 1.


Tabela 6. Średnia zawartość cynku w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 6. The average content of zinc in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon 


badań siano słoma pszenica owies pszenżyto 

1 24,345 ± 4,944 2,602 ± 0,111 22,842 ± 0,099 35,844 ± 0,694 18,660 ± 0,168 

2 56,134 ± 16,234 31,962 ± 5,575 45,542 ± 1,312 n.b. n.b. 


Miedź. Metal ten jest trudno uwalniany z gleby, w roślinach gromadzi się głównie 

w korzeniach, lecz w środowisku zanieczyszczonym dochodzi do wzrostu jej zawartości 

w częściach nadziemnych, również w ziarnie [Węglarzy 2007, Rosada 2007, Bednarek 

i in. 2008]. Średnia zawartość tego metalu w rejonach niezanieczyszczonych wynosi: 

ziarno zbóż – 3,7; trawy – 5,5; ziemniaki – 4,5 mg·kg -1 s.m. Na terenach oddziaływania 

przemysłu miedziowego stwierdzone zawartości miedzi to: ziarno pszenicy – 5,02; trawy 

– 12,25, ziemniaki – 6,41 mg Cu·kg -1 s.m. [Rosada 2007, Dobrzański i in. 2003, Filipek- 

Mazur i in. 2007, Bednarek i in. 2006, Bombik i in. 2004]. Według Ramowych wytycznych 

dla rolnictwa [1993] dopuszczalne zawartości tego metalu to: 25 mg·kg -1 s.m. w ziarnie 

pszenicy, ziemniakach i trawie. Baran i wsp. [2007] przyjmują, że zawartość miedzi w paszy 

z użytków zielonych powinna mieścić się w zakresie 7,1 – 10 mg·kg -1 s.m. Badania 

zawartości tego metalu w paszach powiatu zgorzeleckiego nie wykazały przekroczenia 

przyjętych norm, jak również nie zaobserwowano w tym zakresie istotnych różnic, zależnych 

od rejonu badań (tab. 7 i 8). W porównaniu z badaniami wykonanymi w latach 1982 

– 1983 poziom tego metalu wzrósł w ziarnie pszenicy i owsa oraz ziemniakach, a obniżył 

się w ziarnie pszenżyta i sianie [Szkoda i in. 1994, Kołwzan 1988]. 

Tabela 7. Średnia zawartość miedzi w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 7. The average content of copper in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon 


badań 


1 4,981 ± 2,191 3,629 ± 1,176 2,071 ± 0,225 5,457 ± 0,163 

2 4,219 ± 1,470 3,522 ± 0,284 2,029 ± 0,055 n.b. 


13


Tabela 8. Średnia zawartość miedzi w roślinach uprawnych (średnia ± odchylenie standardowe, 

n= 9) w mg·kg -1 s.m. 

Table 8. The average content of copper in cultivated plants (mean ± standard deviation, n=9) 


Rejon badań 



1 2,578 ± 0,552 0,693 ± 0,056 5,101 ± 0,021 4,563 ± 0,062 2,812 ± 0,023 

2 3,291 ± 0,537 2,005 ± 0,116 4,301 ± 0,003 n.b. n.b. 


4. WNIOSKI 

1. Zwiększona zawartość arsenu i chromu w trawach i bulwach ziemniaków, pochodzących 

z rejonu oddziaływania Kopalni i Elektrowni „Turów” wskazuje na znaczny udział 

obu zakładów w emisji tych metali. 

2. Zawartość oznaczanych metali w większości badanych próbek roślin i pasz, z wyjątkiem 

poziomów arsenu w bulwach ziemniaków i trawach pochodzących z rejonu oddziaływania 

Kopalni i Elektrowni „Turów”, mieści się w normach przyjętych w przywołanym 

w niniejszym opracowaniu rozporządzeniu Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 

2003 r. 

3. Większe zawartości arsenu, miedzi i cynku, występujące przede wszystkim w bulwach 

ziemniaków, w porównaniu do stwierdzonych w badaniach przeprowadzonych przeszło 

20 lat temu, wskazują na konieczność ciągłego prowadzenia działań proekologicznych, 

których celem powinno być zmniejszenie emisji tych metali. 

PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE 

BARAN A., SPAŁEK I., JASIEWICZ CZ. 2007. Zawartość metali ciężkich w roślinach i gruntach 

przylegających do wybranych stacji paliw Krakowskiej Konferencji Młodych Uczonych, 

Kraków 2007: 265–272. 

BEDNAREK W., TKACZYK P., DRESLER S. 2006. Zawartość metali ciężkich jako kryterium 

oceny jakości bulw ziemniaka. Annales UMCS, Sec. E, 61: 121–131. 


oceny jakości ziarna pszenicy ozimej. Acta Agroph. 12 (2): 315–326. 

BOMBIK T., BOMBIK E., SABA L., TRAWIŃSKA B. 2004. Zależność między występowaniem 

miedzi w glebie, paszach i organizmie krów. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu 501: 45–50. 

BRONKOWSKA M., FIGURSKA-CIURA D., ORZEŁ D., STYCZYŃSKA M., WYKA J., LOŹNA 

K., żECHAŁKO-CZAJKOWSKA A., BIERNAT J. 2008. Evaluation of plants products from 

the Legnicko-Głogowski region for their contamination with arsenic. Food Chem. 9 (1) : 4–7. 

14


DOBRZAŃSKI Z., KOŁACZ R., GÓRECKA H., MALARZ W., RUDNICKA A. 2003. Wpływ 

przemysłu miedziowego na zawartość miedzi, ołowiu i cynku w roślinach paszowych. 

Acta Agroph,1(2): 233–238. 

FILIPEK-MAZUR B., GONDEK K., MAZUR K. 2007. Oddziaływanie zanieczyszczeń komunikacyjnych 

wzdłuż drogi krajowej nr 4 (Bochnia-Sędziszów Małopolski na zawartość 

pierwiastków śladowych w glebie i runi łąkowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 520: 31–37. 

FILIPEK-MAZUR B., GONDEK K., MAZUR K. 2007. Zawartość metali ciężkich w glebach 

i roślinach z terenów zlokalizowanych wzdłuż odcinka drogi krajowej nr 4 w granicach 

powiatu Ropczycko-sędziszowskiego, cz.3. Zawartość metali ciężkich w runi łąkowej. 

Ecol. Chem. Ing. 14(5–6): 445–449. 

GRUCA-KRÓLIKOWSKA S., WACŁAWEK W. 2006. Metale w środowisku, cz.II: Wpływ metali 

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

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, 

Warszawa. 

KOŁWZAN B. 1988. Ocena mutagennego i rakotwórczego działania metali ciężkich skumulowanych 

w materiale roślinnym i zwierzęcym. W: Materiały Konferencji Naukowej: Kopalnia 

Węgla Brunatnego „Turów”. Bogatynia 18–19.05.1988: 1–7. 

KWASOWSKI W., KOZANECKA T. 2008. Ocena zawartości cynku i ołowiu w wybranych organach 

wegetatywnych ziemniaków (Solanum tuberosum) rosnących przy trasie szybkiego 

ruchu Warszawa-Poznań. Materiały X Sympozjum Pierwiastki śladowe w środowisku, 

Koszalin-Mielno, 11–14.05.2008: 229–230. 

MOKRZYCKI E., ULIASZ-BOCHEŃCZYK A. 2006. Elektrownia bez emisji?. Polityka Energetyczna 

9: 611–619. 

MUNDAŁA P., SZWALEC A. 2008. Ocena zawartości kadmu i cynku w miąższu bulw ziemniaków 

uprawianych w terenie silnie zanieczyszczonym metalami ciężkimi. Materiały 

X Sympozjum Pierwiastki śladowe w środowisku, Koszalin-Mielno, 11–14.05.2008: 

264–265. 

PANASIUK D. 2006. Wpływ dyrektyw europejskich na redukcję emisji rtęci z energetyki 

i przemysłu, in: Pindór T. (red.) Środowiskowe aspekty restrukturyzacji przemysłu 

w Polsce w latach 1989–2006, Wyd. Ekonomia i Środowisko, Białystok 2006. 

PANASIUK D., GŁODEK A., PIĄTEK R., PACYNA E. 2007. Scenariusze emisji metali ciężkich, 

dioksyn i PCB w Europie do 2020 roku. Proceedings of ECOpole 1(1/2):201–204. 

Ramowe wytyczne dla rolnictwa1993: ocena stanu zanieczyszczenia gleb i roślin metalami 

ciężkimi i siarką. JUNG, Puławy. 

ROSADA J. 2007. Ekologiczne aspekty wykorzystania obszarów objętych oddziaływaniem 

emisji hut miedzi do upraw rolniczych. Postępy w ochronie roślin 47(1):119–127. 

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

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować 

się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodat- 

15


kowych, substancjach pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności 

(Dz.U.RP Nr 37, poz.326, zał.1). 

STANISŁAWSKA-GLUBIAK E., KORZENIOWSKA J. 2008. Zmiany zawartości mikroelementów 

w roślinach łubinu, grochu i kukurydzy w okresie wegetacji. W: Materiały X 

Sympozjum Pierwiastki śladowe w środowisku, Koszalin-Mielno, 11–14.05.2008: 352. 

SZKODA J., MILIAN A., żMUDZKI J., GOŁĘBIOWSKI A., SZYPOSZYŃSKI K. 1994. Zawartość 

wybranych pierwiastków w warzywach, owocach i paszach z regionu bogatyńsko-zgorzeleckiego. 

W: Materiały Konferencji Naukowej, Świeradów Zdrój, 30.05– 

1.06.1994: 87–97. 

WĘGLARZY K. 2007. Metale ciężkie – źródła zanieczyszczeń i wpływ na środowisko. Wiad. 

Zootech. 45 (3): 31–38. 

WOJNAR K., WISZ J. 2006. Rtęć w polskiej energetyce. Energetyka 4(622): 59–66. 

16


Grzegorz Kania* 

ELEMENTS CONTENT IN THE MILLIPEDE OMMATOIULUS 

SABULOSUS (LINNAEUS 1758); ARTHROPODA : DIPLOPODA 

ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW U KROCIONOGA PIASKOWEGO 

OMMATOIULUS SABULOSUS (LINNAEUS 1758); ARTHROPODA: 

DIPLOPODA 

Słowa kluczowe: krocionóg piaskowy, pierwiastki, metale ciężkie, zanieczyszczenie. 

Key words: Diplopoda, Ommatoiulus sabulosus, elements, heavy metals, contamination. 

Celem prezentowanej pracy było określenie zawartości pierwiastków u krocionoga piaskowego 

– Ommatoiulus sabulosus (Linnaeus 1758). Osobniki były zbierane w Jaworznie 

(górny Śląsk) i Chrzanowie (Małopolska) oraz w Lublinie, w Polsce. Zawartość pierwiastków 

oznaczano metodą ICP na VISTA MPX Varian spektrometrze. Zawartość pierwiastków 

u krocionoga piaskowego z Jaworzna i Chrzanowa, w kolejności od najwyższego do najniższego 

stężenia, była następująca: Ca, P, S, K, Mg, na, Al, Fe, Zn, Cu, Mn, Pb, B, Cr, Cd, 

ni, a z Lublina: Ca, P, Mg, S, K, na, Fe, Al, Zn, Cu, Mn, Pb, B, Cr, Cd, ni. U wszystkich badanych 

osobników krocionogów poziom Ca był znacząco wyższy niż innych pierwiastków. 

U osobników O. sabulosus zebranych z Lublina stwierdzono większą zawartość P, K, Mg 

i Fe niż u osobników z Jaworzna i Chrzanowa. Zawartość wybranych metali kształtowała się 

w następującej kolejności: Cu > Pb > Cd. nie wykazano istotnych różnic w zawartości metali 

ciężkich w krocionogach z dwóch porównywanych regionów Polski. Wyniki pracy wskazują, 

że krocionóg piaskowy nie jest bioindykatorem zanieczyszczenia metalami ciężkimi. 

1. INTRODUCTION 

Millipedes have been recognized as the most widely distributed and abundant organisms 

in terrestrial ecosystems, as saprophages taking part in decomposition of leaf litter in 

forests, grasslands and agroecosystems [Hopkin & Read 1992, Kime & Golovatch 2000]. 

* Dr Grzegorz Kania – Katedra i Zakład Biologii i Parazytologii, Uniwersytet Medyczny, 

ul. Radziwiłłowska 11, 20-080 Lublin; e-mail: grzegorz.kania@umlub.pl 

17

Grzegorz Kania 

The diplopods also enrich soil in elements and take part in ecosystem restoration [Tracz & 

Gromysz-Kałkowska 1987, Tajovsky 2001]. Leaf litter decomposition is significantly reduced 

by heavy metal pollution [McEnroe & Helmisaari 2001]. The impact of heavy metals on decomposition 

of organic litter as a result of the harmful effects of metals on microbes and soil 

fauna is well documented [Baath 1989]. Decomposer community in coniferous forest soil 

appeared to be quite resistant to heavy metals. Soil contamination decreased soil microarthropods 

and Oligochaeta [Haimi & Siira-Pietikainen 1996, Haimi & Matasniemi 2002]. 

Upper Silesia (Górny Śląsk) Industrial Region, where Jaworzno is located, and neighbouring 

Chrzanów (Małopolska) are the largest heavy metal polluted area in southern Poland 

and is described as an area of ecological state of emergency [Siuta 1987, Pawłowski 1990, 

www. zazi.iung.pulawy.pl/Images/metale.jpg]. Lublin is situated in the eastern part of Poland, 

and is less polluted [Bełz 2003, Dechnik et al. 1987, Kozak & Kozak 1987, Lipiński 

2003, Sobocińska 2003]. The striped millipede Ommatoiulus sabulosus (Linnaeus 1758) 

occurs throughout Europe. These millipedes are eurytopic, inhabit the open areas of fields, 

fallows and various plant communities. Ommatoiulus sabulosus indicate marked ecological 

adaptivity in different habitats [Tajovsky 1993, 2001,Voigtländer 1996, Madari et al. 1996]. 

Annual mass occurrence and migration of O. sabulosus has occurred in the regions: Górny 

Śląsk and Małopolska over 10 years. Millipedes are described as a seasonal pests because 

huge numbers invade houses, gardens and agroecosystems [Kania & Tracz 2005, Kania 

2008, Voigtlander 2005]. The aim of the present study was to examine of the elements content 

in the bodies of adult millipede Ommatoiulus sabulosus from Górny Śląsk and Western 

Małopolska as well as from the Lublin area. 

2. MATERIALS AND METHODS 

The millipedes Ommatoiulus sabulosus (Diplopoda: Julida) were collected from an ecotone 

of pine forest (Pinus silvestris) and sandy grassland of south-eastern part of the Jaworzno 

area, and western part of Chrzanów as well as from mixed forest with pine and oak 

(Pino-Quercetum) in south part of the Lublin area, Zemborzyce, Poland. Soils of Jaworzno 

and Chrzanów belong to medium, strong and very strong polluted ones [Pawłowski 1990, 

www. zazi.iung.pulawy.pl/Images/metale.jpg]. Because of significant soils contamination 

with heavy metals, most of former agricultural lands are fallows. Soils of Lublin were not 

indicated excessive concentration of heavy metals [Bełz 2003]. The surface area for sampling 

was 500 m 2 at each location. The millipedes were captured by hand threefold in three 

repeats, in 16 May, 26 May and 5 June in 2006, the same for Jaworzno and Chrzanów as 

well as Lublin. Altogether 18 samples, 9 from each region, were studied. The content of the 

elements Al, B, Ca, Cd, Cr, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S and Zn, were determined in 

the bodies of the millipede O. sabulosus. Prior to analyses, the adult millipedes were kept 

in Petri dishes on wet Whatman medium to defecate for two days. Specimens were placed 

18

Elements content in the millipede Ommatoiulus sabulosus (Linnaeus 1758)... 

in a sterile container and distilled sterile water was used for washing for 1 minute, the procedure 

was repeated four times. Then, the millipedes were killed by immersing in ether, and 

were air dried at room temperature, in an airy, dry and clean place for a few days. Specimens 

were dried to constant mass at 30°C in the dryer for 72 hours, according to method 

described in Falandysz et al. [2007]. Samples of dry material (0.25g – 0.5g), were mineralized 

in a microwave MARS 5 after addition of 10 ml concentrated HNO 3 

and 1 ml of H 2 

O 2 

, 

according to instruction. The content of elements was obtained with the ICP method on a 

VISTA MPX Varian spectrometer. The measured concentrations of elements in solutions 

were recalculated to the dry weight, in percentage (%) of dry weight for Ca, P, K, Mg and S, 

but Na, Fe, Al, Zn, Cu, Mn, Pb, B, Cr, Cd and Ni, were given in mg·kg -1 dry weight. Results 

are the average of three collections, each in three repeats. In collection sites of millipedes 

measurements of soil pH were taken, using a Takemura Soil Tester DM- 15. Statistical differences 

in element concentrations of millipedes from the two locations and soil pH were 

checked by Student’s t test. 

3. RESULTS 

Mean level of soil pH from Jaworzno and Chrzanów was acidic (pH = 6.3) and varied between 

5.62 and 6.68. Mean level of soil pH from Lublin area was neutral (pH = 6.9), in range 

from 6.85 to 6.94. Differences between two regions were not statistically significant (Tab. 1). 

Table 1. Soil pH at two regions 

Tabela 1. Wartość pH gleby w dwóch regionach 

Location 

Jaworzno 

Chrzanów 

Lublin 

Soil pH 

range 5.62 – 6.68 

average 6.28 

SD 0.46 

range 6.85 – 6.94 

average 6.91 

SD 0.04 

Differences are not statistically significant p > 0.05 (różnice nie są statystycznie istotne p > 0.05). 

Elements content of O. sabulosus from higher to lower concentration in the case of Jaworzno 

and Chrzanów were the following: Ca, P, S, K, Mg, Na, Al, Fe, Zn, Cu, Mn, Pb, B, Cr, 

Cd, Ni, and from Lublin area were: Ca, P, Mg, S, K, Na, Fe, Al, Zn, Cu, Mn, Pb, B, Cr, Cd, 

Ni. In all examined specimens of millipedes the content of Ca was much higher than that of 

the other elements. Ommatoiulus sabulosus collected from Lublin indicated generally higher 

concentration of elements than the ones from Jaworzno and Chrzanów (Fig. 1, 2, 3). The 

content of P, K, Mg, Fe and Pb was 1.49; 1.21; 1.57; 2.12 and 1.43 times higher, respectively. 

The content of sulphur was almost the same in millipedes from the two sampling loca- 

19


tions. In particular, copper was found at remarkably high concentration in the O. sabulosus. 

The hazardous metal concentrations in all examined specimens were in the order of Cu> 

Pb> Cd (in mg·kg -1 dry weight): 228 > 17.52 > 1.98 from Jaworzno and Chrzanów, and 258 

> 25.08 > 2.21 from Lublin, respectively (Fig. 2, 3). 

* Differences statistically significant p ≤ 0.05 (* różnice statystycznie istotne p ≤ 0.05). 

Fig. 1. Elements content (% dry weight) in the body of Ommatoiulus sabulosus 

Rys. 1. Zawartość pierwiastków (% suchej masy) w ciele Ommatoiulus sabulosus 

* Differences statistically significant p ≤ 0.05 (* różnice statystycznie istotne p ≤ 0.05). 

Fig. 2. Elements content (mg·kg -1 dry weight) in the body of Ommatoiulus sabulosus 

Rys. 2. Zawartość pierwiastków (mg·kg -1 suchej masy) w ciele Ommatoiulus sabulosus 

20


Fig. 3. Elements content (mg·kg -1 dry weight) in the body of Ommatoiulus sabulosus 

Rys. 3. Zawartość pierwiastków (mg·kg -1 suchej masy) w ciele Ommatoiulus sabulosus 

Ommatoiulus sabulosus is not bioindicator of heavy metal pollution. 

4. DISCUSSION 

Soil pH of Jaworzno in northern part of town exceeds 8 and decreased in south 

direction to less than 7. Acidic soils exist mainly in southern vicinity of Jaworzno 

(www.bip.jaworzno.pl). According to Adrianek & Skowronek [2005] in Upper Silesia acidic 

soils dominate, which is confirmed with data of soil pH in Jaworzno and Chrzanów 

(Tab. 1). In the Lublin area neutral soil pH dominate (Tab. 1), which is in accordance with 

previous data of soil pH (7.1 – 7.8) in the Lublin area [Sobocińska 2003]. As a result of 

acidity, the reduction of saturation of soil exchange ions with loss of Ca and Mg takes 

place [Turski 1987]. Soil of Upper Silesia occur to lack absorption forms of Ca, Mg, P 

and K, affecting the decrease of availability of elements for plants, and soil fauna [Adrianek 

& Skowronek 2005]. This was reflected in Ommatoiulus sabulosus (Fig. 1). In millipedes 

from Jaworzno and Chrzanów, the content of P, K and Mg were lower than in 

specimens from Lublin, and all differences were statistically significant (Fig. 1). Medium 

and high contents of P, K, Mg and B were found in soils of the Lublin area [Dechnik et 

al. 1987], which is in accordance with the elements content of O. sabulosus from Lublin. 

Concentrations of Ca, P, K, Mg and B were higher in the total body of millipedes from 

Lublin than it was in the specimens from Jaworzno and Chrzanów (Fig. 1). The alkaline 

soil pH may be affected by amounts of Ca, Mg, K on the millipede Oxidus gracilis [Nakamura 

& Taira 2005]. Ca is a major element of millipede exoskeleton [Tracz & Gromysz- 

21


Kałkowska 1987, Nakamura et al. 2005, Nakamura & Taira 2005], which is in accordance 

with the present study on O. sabulosus (Fig. 1). The results show that the content of Fe 

in soils from two regions was reflected in the body of O. sabulosus (Fig. 2). Millipedes 

from Lublin were contained more of Fe than those from Jaworzno and Chrzanów. High 

concentration of Fe is characteristic of most soils in the Lublin area, but from twofold 

to threefold lower content of Fe indicated in soils of the Upper Silesia [Kabata-Pendias 

1981]. The lower content of Fe in millipedes from Jaworzno and Chrzanów may result 

from blocking Fe metabolism by heavy metals [Adrianek & Skowronek 2005], which is 

caused by competition between heavy metals and iron at the same places in chelates. 

Heavy metals oust iron from centre activity of enzymes and take possession of its place. 

Heavy metals in excessive concentrations disturbed the circulation of Fe in soils ecosystems 

[Kabata-Pendias and Pendias 1999]. The copper content in the millipede from Lublin 

area was 258 mg·kg -1 dry weight and in specimens from Jaworzno and Chrzanów was 

228 mg·kg -1 dry weight, respectively. In soils of Lublin range of Cu was 1–91 mg·kg -1 dry 

weight [Wiatr et al. 1997], and in soils of Jaworzno, range of Cu was 1–119 mg·kg -1 dry 

weight [www.bip.jaworzno.pl]. In O. sabulosus from Lublin the concentration of Cu was 

1.13 times greater than in specimens from Jaworzno and Chrzanów. High concentration 

of copper in O. sabulosus (Fig. 2) is in accordance with previous studies on millipedes 

[Hopkin et al. 1985, Hunter et al. 1987, Heikens et al. 2001, Hobbelen et al. 2004, Nakamura 

et al. 2005]. Millipedes have been shown to accumulate cadmium [Hopkin et al. 

1985, Hunter et al. 1987], which is comparable to Cd content in O. sabulosus. The hazardous 

heavy metal concentrations in millipedes, such as glomeris marginata, Polydesmus 

denticulatus, Oxidus gracilis [Read & Martin 1990, Nakamura & Taira 2005] were 

in the order of Cu> Pb> Cd, which is in accordance with present study on O. sabulosus. 

Interestingly, the content of elements such as Ca, K, P, Mg, Fe and Cu in soils from 

two regions of Poland [Kabata-Pendias 1981, Dechnik et al. 1987, Wiatr et al. 1997, 

Sobocińska 2003, Adrianek & Skowronek 2005, www.bip.jaworzno.pl] was reflected in 

the body of analysed millipedes. Different metal accumulation strategies of soil invertebrates 

are a consequence of varying detoxification mechanisms [Gräff et al. 1997]. Diplopods 

possess effective mechanisms to bind and to detoxify potentially toxic metals in 

tissue. Metals can be bound to proteins or precipitate in forms of salts in granules. Granules 

consist of Ca, P, Zn, Mn, Cu, Mg, Fe, K, Si and Pb [Kőhler et al. 1995]. According to 

Pobozsny [1985] the concentration of lead in the millipedes differs from species to species. 

The detoxification mechanism of metals in millipedes may be explanation for lacking 

of significant differences between content of heavy metals in O. sabulosus collected from 

two locations, more and less contaminated. Obtained results show that O. sabulosus is 

not bioindicator of heavy metal pollution on the contrary to studies on millipedes as biological 

indicators [Hunter et al. 1987, Nakamura et al. 2005]. 

22


REFERENCES 

ADRIANEK Z., SKOWRONEK K. 2005. Gleby. Stan gleb w województwie śląskim w oparciu 

o wyniki badań przeprowadzonych przez Okręgową Stację Chemiczno-Rolniczą w Gliwicach. 

W: Raport o stanie środowiska województwa śląskiego: 123–131. 

BAATH E. 1989. Effects of heavy metals in soil on microbial process and populations (a review). 

Water, Air and Soil Pollution 47: 335–379. 

BEŁZ J. 2003. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb. W: Raport o stanie środowiska województwa 

Lubelskiego w 2003 roku. Część II. Jakość podstawowych elementów 

środowiska: 128–133. 

DECHNIK I., DUDZIAK S., FILIPEK T. 1987. Właściwości chemiczne gleb LZW. Określenie 

dróg przenoszenia abiotycznego i ekologicznego głównych polutantów w regionie LZW. 

Prace Naukowe Politechniki Lubelskiej Lublin 171: 129–151. 

FALANDYSZ J., GUCIA M., MAZUR A. 2007. Niektóre składniki mineralne i ich współczynniki 

biokoncentracji w Czubajce kani (Macrolepiota procera) z okolic Poniatowej w woj. 

Lubelskim. Bromat. Chem. Toksykol. 40: 249–255. 

GRÄFF S., BERKUS M., ALBERTI G., KŐHLER H.R. 1997. Metal accumulation strategies 

in saprophagous and phytophagous soil invertebrates : a quantitative comparison. 

BioMetals 10: 45–53. 

HAIMI J., SIIRA-PIETIKAINEN A. 1996. Decomposer animal communities in forest soil 

along heavy metal pollution gradient. Fresenius J. Anal. Chem. 354: 672–675. 

HAIMI J., MATASNIEMI L. 2002. Soil decomposer animal community in heavy metal contaminated 

coniferous forest with and without liming. European Journal of Soil Biology 

38: 131–136. 

HEIKENS A., PEIJNENBURG W.J.G.M., HENDRIKS A.J. 2001. Bioaccumulation of heavy 

metals in terrestrial invertebrates. Environmental Pollution 113: 385–393. 

HOBBELEN P.H.F., KOOLHAAS J.E., VAN GESTEL C.A.M. 2004. Risk assessment of 

heavy metal pollution for detritivores in floodplain soils in the Biesbosch, the Netherlands, 

taking bioavailability into account. Environmental Pollution 129: 409–419. 

HOPKIN S.P., READ H.J. 1992. Biology of millipedes. Oxford University Press. Oxford New 

York, Tokyo: 233. 

HOPKIN S.P., WATSON K., MARTIN M.H., MOULD M.L. 1985. The assimilation of heavy 

metals by Lithobius variegates and glomeris marginata (Chilopoda; Diplopoda). Bijdragen 

tot de Dierkunde 55: 88–94. 

HUNTER B.A., JOHNSON M.S., THOMPSON D.J. 1987. Ecotoxicology of copper and 

cadmium in a contaminated grassland ecosystem. Journal of Applied Ecology 24: 

587–599. 

KABATA-PENDIAS A. 1981. Zawartość metali ciężkich w glebach uprawnych Polski. 

Pamiętnik Puławski. Prace IUNG 74: 101–111. 

23



Warszawa: 400. 

KANIA G. 2008. Znaczenie gospodarcze krocionogów Diplopoda. Economic significance of 

millipedes Diplopoda. Fauna Miast, Ochronić różnorodność biotyczną w miastach. Indykiewicz 

P., Jerzak L., Barczak T. (eds.). SAR ,,Pomorze” Bydgoszcz: 611–617. 

KANIA G., TRACZ H. 2005. Mass occurrence and migration of Ommatoiulus sabulosus 

(Linnaeus 1758), Diplopoda, Julida: Julidae in Poland. Peckiana 4: 57–66. 

KIME R.D., GOLOVATCH S.I. 2000. Trends in the ecological strategies and evolution of millipedes 

(Diplopoda). Biological Journal of Linnean Society 69: 333–349. 

KOZAK Z., KOZAK D. 1987. Zanieczyszczenie atmosfery w regionie Lubelskiego Zagłębia 

Węglowego (LZW). Określenie dróg przenoszenia abiotycznego i ekologicznego 

głównych polutantów w regionie LZW. Prace Naukowe Politechniki Lubelskiej, Lublin 

171: 269–299. 

KÖHLER H.R., KORTJE K.H., ALBERTI G. 1995. Content, absorption quantities and intracellular 

storage sites of heavy metals in Diplopoda (Arthropoda). Biometals 8: 37–46. 

LIPIŃSKI W. 2003. Gleby i rośliny uprawne Lubelszczyzny. W: Raport o stanie środowiska 

województwa Lubelskiego w 2003 roku. Część II. Jakość podstawowych elementów 

środowiska: 156–158. 

MADARI B., KISS I., KORSOS Z. 1996. Community-structure parameters of millipedes (Diplopoda) 

in five different habitats. Annales Hist.- Nat. Musei Nat. Hungarici 88: 79–87. 

McENROE N.A., HELMISAARI H.S. 2001. Decomposition of coniferous forest litter along a 

heavy metal pollution gradient , south-west Finland. Environmental Pollution 113: 11–18. 

NAKAMURA K., TAIRA J. 2005. Distribution of elements in the millipede, Oxidus gracilis C. 

L. Koch (Polydesmida: Paradoxosomatidae) and the relation to environmental habitats. 

BioMetals 18: 651–658. 

NAKAMURA K., TAIRA J., HIGA Y. 2005. Internal elements of the millipede, Chamberlinius 

hualienensis Wang (Polydesmida: Paradoxosomatidae). Applied Entomology Zoology 

40: 283–288. 

PAWŁOWSKI L. 1990. Chemical threat to the environment in Poland. The Science of the 

Total Environment 96: 1–21. 

POBOZSNY M. 1985. Bleiakkumulationen bei zwei Diplopoden-Arten. Opuscula Zoologica 

(Budapest) 21: 95–104. 

Program Ochrony Środowiska dla Jaworzna [http://www.bip.jaworzno.pl]. 

READ H.J., MARTIN M.H. 1990. A study of Myriapod communities in woodlands contaminated 

with heavy metals. W: Minelli A. (eds): Proceedings of the 7 th International Congress 

of Myriapodology. E. J. Brill, Leiden: 289–298. 

SIUTA J. 1987. Chemiczne skażenia gleb i roślin. Formy i stan chemiczny degradacji gleb 

i roślin w Polsce. W: Kozak Z., Pawłowski L. & Szczypa J. (eds): Chemiczne zagrożenia 

środowiska w Polsce. Uniwersytet Marii Curie-Skłodowskiej, Lublin: 185–212. 

24


SOBOCIŃSKA M. 2003. 4. Gleby. W: Raport o stanie środowiska województwa Lubelskiego 

w 2003 roku. Część II. Jakość podstawowych elementów środowiska: 128–133. 

TAJOVSKY K. 1993. Diversity and structure of millipede communities (Diplopoda) in four 

different biotopes. Ekologia (Bratislava) 12: 277–283. 

TAJOVSKY K. 2001. Colonisation of colliery spoil heaps by millipedes (Diplopoda) and 

terrestrial isopods (Oniscidea) in the Sokolov Region, Czech Republic. Restoration 

Ecology 9: 365–369. 

TRACZ H., GROMYSZ-KAŁKOWSKA K. 1987. The role of Ommatoiulus sabulosus (L.) 

(Diplopoda) in circulation of some macro- and microelements in the fresh pine forests. 

Annals of Warsaw Agricultural University – SGGW-AR Forestry and Wood Technology 

35: 15–20. 

TURSKI R. 1987. Gleby Lubelskiego Zagłębia Węglowego. Geneza i wstępna charakterystyka 

ze szczególnym uwzględnieniem zasobności w niektóre mikroelementy. Określenie 

dróg przenoszenia abiotycznego i ekologicznego głównych polutantów w regionie LZW. 

Prace Naukowe Politechniki Lubelskiej, Lublin 171: 116–128. 

VOIGTLÄNDER K. 1996. Diplopoden und Chilopoden von Trockenstandorten im hallenser 

Raum (Ostdeutschland). Hercynia N. F. Halle 30: 109–126. 

VOIGTLÄNDER K. 2005. Mass occurrences and swarming behaviour of millipedes (Diplopoda: 

Julidae) in Eastern Germany. Peckiana 4: 181–187. 

WIATR I., SAWICKI B., CHARYTONIUK E. 1997. Zanieczyszczenie gleb i roślin metalami 

ciężkimi na obszarze Lublina. Ekoinżynieria 1: 21–28. 

www.bip.jaworzno.pl 

www. zazi.iung.pulawy.pl/Images/metale.jpg 

25


Marcin Kozieł*, Wojciech Zgłobicki* 

METALE CIĘżKIE W ALUWIACH WIEPRZA NA OBSZARZE 

NADWIEPRZAŃSKIEGO PARKU KRAJOBRAZOWEGO 

HEAVY METALS IN ALLUVIAL DEPOSITS OF THE WIEPRZ RIVER IN 

THE AREA OF NADWIEPRZAŃSKI LANDSCAPE PARK 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, geochemia, Wieprz, aluwia, Nadwieprzański Park Krajobrazowy. 

Key words: heavy metals, geochemistry, the Wieprz River, alluvium, Nadwieprzański Landscape 

Park. 

Human activity leads to increased concentrations of heavy metals in the environment. The 

source of contamination of soils and sediments in heavy metals is primarily industry, transport 

and agriculture. Contaminants accumulate ultimately in sediments, which are geochemical 

archives of environmental changes resulting from human activity. 

The paper attempts to assess the impact of human activity on heavy metals content in alluvial 

deposits of the Wieprz River in the area of nadwieprzański Landscape Park. The vertical 

variation of concentration of some heavy metals (Cd, Cu, Pb, Zn) in ten profiles was analyzed. 

Sampling points were located in the valley bottom of Wieprz. The youngest, upper 

parts of profiles were studied – to the depth of 100 cm. The profiles have a large diversity 

of medium concentrations of studied heavy metals (in the entire profile). Their concentration 

ranged from 0.00 to 1.75 ppm for cadmium, 3.11–10.32 ppm for copper, 5.76 to 22.81 

ppm for lead and 6.20 to 35.74 ppm for zinc. Concentrations of heavy metals in the studied 

profiles are low. Obtained values correspond to those found in other river valleys within 

the non-industrialized areas on the territory of Poland. Elements for which the geochemical 

background values were exceeded most often are cadmium and lead. 

* Dr Marcin Kozieł, dr hab. Wojciech Zgłobicki – Instytut Nauk o Ziemi, Uniwersytet Marii 

Curie-Skłodowskiej, Al. Kraśnicka 2CD, 20-718 Lublin; tel.: 81 537 55 10 w.102; 

e-mail: marcin.koziel@poczta.umcs.lublin.pl 

26

Metale ciężkie w aluwiach Wieprza na obszarze Nadwieprzańskiego Parku Krajobrazowego 


Aktywność człowieka prowadzi do wzrostu koncentracji metali ciężkich w środowisku. 

Źródłem zanieczyszczenia gleb i osadów metalami ciężkimi jest przede wszystkim przemysł, 

transport oraz rolnictwo. Zanieczyszczenia gromadzą się ostatecznie w osadach, które są geochemicznym 

archiwum zmian środowiska będących efektem działalności człowieka [Bojakowska 

1994; Lis, Pasieczna 1995; Kabata-Pendias, Pendias 1999; Zgłobicki 2008]. 

Badania dotyczące koncentracji metali ciężkich w osadach dotyczą jednak przede wszystkim 

terenów uprzemysłowionych [Klimek 1993; Ciszewski 1997]. Niewiele jest prac, które dotyczyłyby 

koncentracji metali ciężkich w osadach na obszarach wiejskich, cechujących się zazwyczaj 

mniejszą presją na środowisko [Roguszczak 2003; Zgłobicki, Rodzik 2007; Zgłobicki 

i in. 2008]. 

W pracy podjęto próbę oceny wpływu działalności człowieka na zawartość metali ciężkich 

w aluwiach Wieprza na obszarze Nadwieprzańskiego Parku Krajobrazowego. W tym celu 

przeanalizowano pionowe zróżnicowanie koncentracji wybranych metali ciężkich (Cd, Cu, Pb 

i Zn) w dziesięciu profilach występujących w dnie doliny Wieprza. Jest to obszar cenny przyrodniczo 

i jednocześnie pozbawiony bezpośredniego oddziaływania przemysłu. Na środowisko 

geochemiczne aluwiów wpływają jednak ścieki dostarczane z wodami dopływów. 

2. OBSZAR BADAŃ 

Analizowane profile są położone na terenie Nadwieprzańskiego Parku Krajobrazowego 

(NPK), który obejmuje najcenniejszy pod względem przyrodniczym i kulturowym fragment 

środkowej części doliny Wieprza, znajdujący się w centralnej części województwa lubelskiego 

(rys.1). 

Nadwieprzański Park Krajobrazowy leży na styku dwóch wielkich jednostek fizycznogeograficznych: 

1) Wyżyny Małopolskiej (Płaskowyż Świdnicki) 

oraz 

2) Niżu Zachodniorosyjskiego (Obniżenie Dorohuckie) o odmiennych cechach fizjograficznych; 

efektem tego jest bogaty zestaw typów i form rzeźby. Doliny rzeczne są wypełnione 

utworami holoceńskimi, głównie piaskami rzecznymi i madami, ale również namułami 

torfiastymi oraz torfami. 

Głównym źródłem zanieczyszczeń wód Wieprza oraz jego dopływów są obecnie ścieki 

przemysłowe, „produkowane” przez duże zakłady wytwórcze położone w Siennicy Nadolnej 

(„Cukrownia Krasnystaw” > 300 tys. m 3·rok-1 ) i Krasnymstawie (Okręgowa Spółdzielnia 

Mleczarska zrzucająca wody do żółkiewki, stanowiącej lewy dopływ Wieprza – ok. 500 

tys. m 3·rok-1 ). Prawy dopływ Wieprza – Świnka odbiera ścieki z wielu źródeł, m.in. z Kopalni 

w Bogdance, w ilości ok. 550 tys. m 3·rok-1 . 

27

namułami torfiastymi oraz torfami. 

Marcin Kozieł, Wojciech Zgłobicki 

Rys. Rys. 1. 1. Położenie badanych profili: profili: 1 – granica 1 – granica NPK, 2 NPK, – granice 2 – między granice odcinkami między doliny odcinkami Wie- 

dolinyWieprza, 3 – badane 3 profile, – badane 4 – profile, dostawa 4 ścieków – dostawa komunalnych ścieków komunalnych 

Fig. Fig. 1. 1. Location of the studied profiles: 1– NLP 1– NLP boundaries, boundaries, 2 – boundaries 2 – boundaries between the between stretch-thes 

of the Wieprz of the Wieprz River valley, River 3 – valley; the studied 3 – the profiles, studied 4 – profiles, supply of 4 municipal – supply wastewater of municipal 

stretches 

wastewater 

W zlewni Bystrzycy głównym dostawcą zanieczyszczeń jest MPWiK Lublin, które 

w 2005 r. odprowadziło bezpośrednio do wód powierzchniowych ścieki komunalne – socjalno-bytowe 

i przemysłowe – w ilości > 20 000 tys. m 3·rok-1 [Raport o stanie środowiska... 2005]. 

Wszystkie wymienione punkty zrzutu ścieków znajdują się poza obszarem Nadwieprzańskiego 

Parku Krajobrazowego (NPK), zanieczyszczenia dostają się jednak do wód 

i osadów Wieprza na analizowanym odcinku wraz z dopływami (rys. 1). 

Z danych WIOŚ w Lublinie wynika, że w latach 1990–2006 średnie roczne stężenia miedzi, 

kadmu i cynku stwierdzone w wodach Wieprza spełniały wymagania określone w normach. 

W roku 1993 wystąpiły pojedyncze przekroczenia maksymalnych dopuszczalnych stężeń 

miedzi i cynku w wodach Świnki (Łęczna), Wieprza (w pięciu punktach pomiarowych: 

Trawniki, Jaszczów, Łęczna, Kijany oraz Serniki), a także w wodach Bystrzycy (Spiczyn). 

W latach 1990 – 1994 w wodach Wieprza oraz jego dopływów (Stawek, Świnka, Bystrzyca) 

średnie roczne stężenie ołowiu znacznie przekraczało dopuszczalne normy czystości 

wód. W kolejnych latach (do roku 1997) notowano sporadyczne przekroczenia maksymalnych 

stężeń rocznych ołowiu. Aktualnie stężenia czterech metali są bardzo małe, jedynie 

cynku są powyżej progu wykrywalności. 

28


3. METODYKA BADAŃ 

Punkty poboru próbek zlokalizowano w dnie doliny Wieprza. Badano górne, najmłodsze 

fragmenty profili – do głębokości 100 cm. Próby były pobrane po obu stronach rzeki, wzdłuż 

koryta Wieprza (rys. 1). Łącznie pobrano 95 próbek. 

Rdzenie osadów pobierano w sposób ciągły za pomocą próbnika firmy Ejkelkamp, a następnie 

dzielono na 10 cm odcinki. Próbki suszono w temperaturze +105 o C, w suszarce laboratoryjnej, 

następnie rozdrabniano w porcelanowym moździerzu i przesiewano przez stalowe 

sito o średnicy 1 mm. Analizy zawartości metali ciężkich wykonano w materiale przesianym 

przez sito 0,2 mm, zgodnie z metodyką badania zawartości metali ciężkich w osadach 

wodnych Polski [Bojakowska, Sokołowska 1998]. Cynk, kadm, miedź i ołów oznaczono 

techniką ASA (Spectr AA 880 Varian, Laboratorium Analityczne UMCS). Analizy geochemiczne 

finansowane były ze środków na naukę w latach 2006–2008, w ramach projektu badawczego 

2 PO4EO 34 30. 


Badane profile są zbudowane głównie z osadów mineralnych – piasków oraz mułków. 

Obejmują osady pochodzące z dna doliny o różnym stopniu antropopresji – od wysokiej (działalność 

przemysłowa, ścieki miejskie): M1, Ł3, Sp1, przez umiarkowaną (rolnictwo, niewielkie 

miejscowości): S1, WŁ1, CK2, Ł4, po niską (wyłącznie wpływ rolnictwa): N1, Ła1, Ła2 (tab. 1). 

Tabela 1. Charakterystyka profili badawczych 

Table 1. Characteristics of research profiles 

L.p. 

Profil 

miejscowość 

Położenie 

morfologiczne 

Odległość 

od aktywnego 

koryta 

Dominujący typ osadów 

Stopień 

antropopresji 

1 

S1 

Siostrzytów 

terasa zalewowa 

niska 

5 m 

w górnej części mułki, w dolnej 

części piaski słabogliniaste 

średni 

2 

M1 

Milejów 


niska 

2 m 

w górnej części mułki ilaste, 

w dolnej części mułki organiczne 

i piaski średnioziarniste 

wysoki 

3 

Ła2 

Łańcuchów 

teresa zalewowa 

niska 

2 m 

w górnej części mułki, 

w dolnej części piaski gliniste 

lub słabogliniste 

niski 

4 

Ła1 

Łańcuchów 


wysoka 

5 m 

piaski słabogliniste i gliniste 

oraz glina piaszczysta 

niski 

5 

WŁ1 

Wola Łańcuchowska 


niska 

2 m 

w górnej części piaski drobnoziarniste 

oraz mułki piaszczyste, 

w dolnej części 

piaski gliniaste i słabogliniaste 

średni 

6 

CK2 

Ciechanki 

Krzesimowskie 


niska 

30 m 

w górnej części glina piaszczysta 

i mułki pylaste, 

w dolnej części piaski słabogliniste 

średni 

29


7 

Ł3 

Łęczna 


niska 

> 200 m 

w górnej części mułki pylaste, 

w dolnej części piaski drobnoziarniste 

wysoki 

8 

Ł4 

Łęczna 

teresa zalewowa 

niska 

5 m 

w górnej części piaski drobno- 

i średnioziarniste, 

w dolnej części średnioziarniste 

mułki 

średni 

9 

N1 

Nowogród 


niska 

1 m 

w górnej części piaski, 

w dolnej części mułki pylaste 

niski 

10 

Sp1 

Spiczyn 


niska 

10 m 

w górnej części mułki, 

w dolnej części piaski słabogliniaste 

i gliniaste 

wysoki 

W profilach występuje duże zróżnicowanie średnich stężeń badanych metali ciężkich 

(w całym profilu). Ich wartość zmienia się od 0,00 do 1,75 mg·kg -1 s.m. dla kadmu, 

3,11–10,32 mg·kg -1 s.m. dla miedzi, 5,76–22,81 mg·kg -1 s.m. dla ołowiu i do 6,20–35,74 

mg·kg -1 s.m. dla cynku (tab. 2). 

Tabela 2. Średnie zawartości metali ciężkich w badanych profilach (w mg·kg -1 s.m.) 

Table 2. Mean concentration of heavy metals in the studied profiles (in mg·kg -1 d.m.) 

Profil 

Cd Cu Pb Zn 

A B A B A B A B 

S1 1,14 1,07 7,33 7,32 23,07 19,15 37,40 30,64 

M1 1,04 0,99 6,38 5,15 25,24 22,60 40,56 30,66 

Ła2 1,24 1,04 4,35 4,05 17,79 14,76 39,58 35,74 

Ła1 0,93 0,96 3,17 3,11 11,98 9,90 25,97 21,77 

WŁ1 0,24 0,20 6,89 4,26 5,56 7,40 12,25 6,20 

CK2 1,10 0,95 7,10 5,72 19,64 15,94 43,54 34,00 

Ł3 – – 7,60 6,37 13,64 17,01 17,76 12,69 

Ł4 1,19 1,03 13,93 10,32 14,63 9,03 12,55 11,10 

N1 1,02 0,89 6,33 4,83 4,51 5,76 16,48 12,62 

Sp1 4,57 1,75 11,91 9,72 8,99 11,55 44,80 23,49 

Liczba przekroczeń 7 8 8 4 7 7 0 0 

Objaśnienia: A – średnia dla warstwy powierzchniowej (0–20 cm), B–średnia dla całego profilu. 

Pierwiastkiem występującym w największych średnich stężeniach był cynk, następnie 

kolejno ołów, miedź i kadm (tab. 3). Tło geochemiczne dla osadów wodnych przekroczone 

było w przypadku ołowiu w 7 profilach, a kadmu w 8 profilach (średnie wartości w całym profilu). 

Dla miedzi wskazania były wyższe niż tło w 4 profilach, natomiast średnie stężenia cynku 

we wszystkich profilach były niższe od wielkości tła dla osadów wodnych Polski [Bojakowska, 

Sokołowska 1998]. W odniesieniu do średnich obliczanych dla powierzchniowych 

fragmentów profili liczba profili, w których przekroczone zostało tło geochemiczne, była wyraźnie 

większa dla miedzi (8 profili). 

30


Rys. 2. 2. Rozkład Rozkład średniej średniej zawartości zawartości Cd, Cu, Cd, Pb, Cu, Zn Pb, w aluwiach Zn w aluwiach Wieprza Wieprza od Siostrzytowa od Siostrzytowa do Spiczyna 

do Spiczyna (dla warstwy (dla powierzchniowej warstwy powierzchniowej 0–20 cm) 0 – 20 cm) 

Fig. 2. Mean distribution of Cd, Cu, Pb, Zn in alluvium of Wieprz River from 

Fig. 2. Mean distribution of Cd, Cu, Pb, Zn in alluvium of Wieprz River from Siostrzytów to Spiczyn 

Siostrzytów to Spiczyn 

Większe zawartości metali ciężkich występowały w profilach zlokalizowanych poniżej 

miast i ośrodków przemysłowych (profil M1 – poniżej miejsca zrzutu ścieków z oczyszczalni, 

profil Ł4 – poniżej miasta Łęczna i ujścia Świnki oraz profil Sp1 – poniżej ujścia Bystrzycy). 

Wyraźnie mniejsze były stężenia w aluwiach na terenach rolniczych (Ła2, WŁ1) (rys. 2., 

tab. 2). 

W celu określenie wpływu rodzaju osadów na zawartość badanych pierwiastków przeanalizowano 

związek pomiędzy stężeniami metali ciężkich a zawartością frakcji ilastej 

w osadach. Korelacje uzyskane dla całej populacji próbek są niskie, współczynnik korelacji 

osiągnął najwyższe wartości w przypadku miedzi i ołowiu – 0,31 (korelacja przeciętna; 

tab. 4). W obliczeniach wykonanych dla pojedynczych profili, w niektórych przypadkach 

31


występowała wysoka korelacja – zarówno dodatnia, jak i ujemna. W innych profilach nie 

stwierdzono występowania żadnej korelacji (tab. 5). 

Tabela 3. Parametry statystyczne zawartości badanych pierwiastków w aluwiach Wieprza 

(w mg·kg -1 s.m.) 

Table 3. Statistical parameters of studied element in water sediments in the Wieprz River (in 

mg·kg -1 d.m.) 

Parametry Cd Cu Pb Zn 

Maksimum 5,77 17,64 47,82 47,14 

Minimum 0,16 1,03 3,21 1,43 

Średnia geometryczna 0,98 5,77 13,88 18,46 

Odchylenie standardowe 0,87 3,41 7,31 12,79 

Mediana 0,98 5,94 14,91 18,58 

Liczba próbek 66 93 72 95 

Tło geochemiczne 1


Pionowe zróżnicowanie zawartości pierwiastków: ołowiu, kadmu, miedzi i cynku w badanych 

profilach (rys. 3 i rys. 4), wykazywało następujące prawidłowości: 

1) we wszystkich przypadkach obserwowano generalne zwiększanie się zawartości badanych 

metali w głąb profilu; taki rozkład pionowy (A) spotykany był najczęściej (57% profili); 

największe zawartości metali ciężkich występowały w górnych poziomach analizowanych 

profili: 0–10 i 10–20 cm (profile Ł3, Ł4); 

2) stwierdzono odstępstwa od tej reguły – w kilku przypadkach zwiększenie zawartości metali 

ciężkich miało miejsce na głębokości 20–30 lub 40–50 cm (profile WŁ1, N1, Sp1). 

Rys. 3. Częstość występowania różnych typów rozkładu pionowego metali w badanych profilach: 

A – systematyczne zwiększanie się zawartości wraz ze spadkiem głębokości (długotrwały 

wpływ człowieka); B – zwiększanie zawartości wraz ze zwiększaniem się głębokości (brak 

wpływu człowieka); C – brak wyraźnej tendencji, kilka wzrostów i spadków koncentracji 

w profilu, wpływ pośredni – zmiany parametrów osadów w warunkach gospodarczej aktywności 

człowieka); D – wyrównane zawartości w całym profilu (brak wpływu człowieka) 

Fig. 3. Types of vertical distribution of metals in the studied profiles: A – systematical increase of 

concentration along with the depth (long-term human activity); B – increase of the content 

along with the depth (without human activity); C – no clear tendency a few increases and 

decreases in the profiles, indirect influence – changes of deposits’ parameters under human 

activity; D – equal concentrations in the entire profile (without human impact) 

33

4. Pionowe Rys. zróżnicowanie 4. Pionowe zawartości zróżnicowanie Cd, Cu, Pb, zawartości Zn w analizowanych Cd, Cu, Pb, Zn profilach w analizowanych profilach 

. Vertical Fig. distribution 4. Vertical of Cd, Cu, distribution Pb, Zn in of the Cd, analyzed Cu, Pb, profiles Zn in the analyzed profiles 


Rys. 4. Pionowe zróżnicowanie zawartości Cd, Cu, Pb, Zn w analizowanych profilach 

Fig. 4. 

Vertical distribution of Cd, Cu, Pb, Zn in the analyzed profiles 

34


Zmniejszanie się zawartości metali ciężkich wraz z głębokością interpretowane jest powszechnie 

jako efekt wpływu człowieka [Matschullat i in. 1997; Swennen, Van der Sluys 

2002; Zgłobicki i in. 2008; Zgłobicki 2008]. Występowanie największych stężeń metali ciężkich 

nie w próbach powierzchniowych, ale nieco głębiej, może być również uznane za efekt 

przysypania utworów silnie zanieczyszczonych (pochodzących z lat 70–80 XX w.) osadami 

o wyraźnie mniejszych zawartościach metali ciężkich. Sytuacja taka wystąpiła w profilach, 

które reprezentują osady w wałach brzegowych, a więc w strefach o największym tempie 

sedymentacji aluwialnej. 

Zawartości metali ciężkich w badanych profilach (tab. 4) odpowiadają wartościom, które 

stwierdzono w obrębie innych dolin rzecznych na obszarach nieuprzemysłowionych na terenie 

Polski (tab. 6). Średnie wartości obliczone dla całej populacji próbek oraz dla osadów 

powierzchniowych (0–20 cm) są zbliżone do wielkości tła geochemicznego. Jedynym wyjątkiem 

jest tutaj kadm, którego średnie zawartości są około 2 razy większe niż tło. 

Tabela 6. Parametry statystyczne pierwiastków chemicznych w osadach wodnych wybranych 

rzek zlewni Wisły [Lis, Pasieczna 1995] (w mg·kg -1 s.m.) 

Table 6. Statistical parameters of element contents in water sediments of selected rivers in the 

Wisła drainage basin [Lis, Pasieczna 1995] (in mg·kg -1 d.m.) 

Rzeka Parametry Cd Cu Pb Zn 

Tanew (n=11) 

a 

b 

c 


Podobnych wniosków dostarczają wyniki prowadzonych wcześniej badań [Bojakowska, Gliwicz 

2003; Bojakowska, Gliwicz, Małecka 2006]. Analizy osadów wodnych Bystrzycy oraz Wieprza 

poniżej ujścia Bystrzycy, przeprowadzonych w latach 2000–2002, wskazują na znacznie 

zwiększoną zawartość kadmu (Bystrzyca: Spiczyn – 19,2 mg·kg -1 s.m., Wieprz: Wola Skromowska 

– 14,2 mg·kg -1 s.m.), rtęci oraz cynku. W latach 2003–2005 bardzo duże zawartości kadmu 

odnotowano w osadach pobranych z Bystrzycy w Spiczynie (65,5 mg·kg -1 s.m.) i z Wieprza w Dęblinie 

(10,4 mg·kg -1 s.m.) oraz zwiększoną zawartość rtęci i cynku. Duże zawartości metali ciężkich, 

zwłaszcza kadmu, w osadach Bystrzycy i Wieprza poniżej ujścia tej rzeki, są następstwem 

odprowadzania ścieków z zakładów przemysłowych zlokalizowanych na terenie Lublina. 

5. WNIOSKI 

1. Spośród pierwiastków, których zawartość analizowano w aluwiach Wieprza, tylko zawartości 

kadmu i ołowiu przekroczyły tło geochemiczne. 

2. Wyraźne wzbogacenie osadów w metale ciężkie występowało poniżej miejsc zrzutu 

ścieków komunalnych i przemysłowych. 

3. Średnie wartości stężeń obliczone dla całych profili oraz warstw powierzchniowych (0– 

20 cm) były do siebie zbliżone, co wskazuje na stosunkowo niewielką presję człowieka. 

4. We wszystkich analizowanych profilach występowała tendencja do większej zawartości 

analizowanych pierwiastków w powierzchniowych warstwach. Fakt ten najczęściej wiąże 

się z działalnością człowieka. 

5. W analizowanych profilach nie stwierdzono wyraźnego związku między zawartością 

frakcji ilastej a zawartością metali ciężkich. 

PIŚMIENNICTWO 

BOJAKOWSKA I. 1994. Wpływ czynnika antropogenicznego na procesy geochemiczne 

w powierzchniowych warstwach litosfery. Instrukcje i metody badań geologicznych, 53. 

Państwowy Instytut Geologiczny, Warszawa. 

BOJAKOWSKA I., GLIWICZ T. 2003. Wyniki geochemicznych badań osadów wodnych Polski 

w latach 2000–2002. Inspekcja Ochrony Środowiska, Biblioteka Monitoringu Środowiska, 

Warszawa. 

BOJAKOWSKA I., GLIWICZ T., MAŁECKA K. 2006. Wyniki geochemicznych badań osadów 

wodnych Polski w latach 2003–2005. Inspekcja Ochrony Środowiska, Biblioteka Monitoringu 

Środowiska, Warszawa. 

BOJAKOWSKA I., SOKOŁOWSKA G. 1998. Geochemiczne klasy czystości osadów wodnych. 

Przegląd Geologiczny 46: 49–54. 

CISZEWSKI D. 1997. Source of pollution as a factor controlling distribution of heavy metals in 

bottom sediments of Chechło River (south Poland). Environmental Geology 29. 1/2: 50–57. 

36


CISZEWSKI D. 2002. Zapis działalności przemysłowej w osadach fluwialnych. W: P. Szwarczewski, 

E. Smolska (red.) Zapis działalności człowieka w środowisku przyrodniczym, 

tom I. Warszawa-Łomża: 23–28. 

CISZEWSKI D. 2005. Osady pozakorytowe Odry jako archiwum historii zanieczyszczenia 

rzeki metalami ciężkimi. W: A. Kotarba, K. Krzemień, J. Święchowicz (red.). Współczesna 

ewolucja rzeźby Polski: VII Zjazd Geomorfologów Polskich. IGiGP UJ, Kraków: 

60–67. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo 

Naukowe PWN, Warszawa. 

KLIMEK K. 1993. Środowisko sedymentacji antropogennych osadów pozakorytowych 

w dolinach Przemszy i Wisły Śląskiej. W: K. Klimek (red.) Georama 1. Antropogenne 

aluwia Przemszy i Wisły Śląskiej. Sosnowiec: 3–15. 

LIS J., PASIECZNA A. 1995. Atlas geochemiczny Polski 1:2 500 000. Państwowy Instytut 

Geologiczny, Warszawa. 

MATSCHULLAT J., ELLMINGER F., AGDEMIR N., CRAMER S., LIEßMANN W., NIEHOFF 

N. 1997. Overbank sediment profiles – evidence of early mining and smelting activities 

in the Harz mountains. Germany. Applied Geochemistry 12: 105–114. 

Raport o stanie środowiska województwa lubelskiego w 2005 roku. 2006 Biblioteka 

Monitoringu Środowiska, Lublin. 

ROGUSZCZAK D. 2003. Zapis działalności człowieka w chemizmie osadów wypełniających 

paleomeander Wieprzy. W: J. M. Waga, K. Kocel (red.) Człowiek w środowisku 

przyrodniczym – zapis działalności. Sosnowiec: 179–186. 

SWENNEN R., VAN DER SLUYS J. 2002. Anthropogenic impact on sediment composition 

and geochemistry in vertical overbank profiles of river alluvium from Belgium and Luxembourg. 

Journal of Geochemical Exploration 75: 93–105. 

ZGŁOBICKI W. 2008. Geochemiczny zapis działalności człowieka w osadach stokowych 

i rzecznych. Wyd. UMCS, Lublin. 

ZGŁOBICKI W., KOZIEŁ M., LATA L., PLAK A., RESZKA M. 2008. Próba wykorzystania 

wskaźników geochemicznych do oceny natężenia współczesnej sedymentacji deluwialnej 

i aluwialnej. Annales UMCS 53, 4: 87–103. 

ZGŁOBICKI W., RODZIK J. 2007. Heavy metals in slope deposits of loess areas of the Lublin 

Upland (E Poland). Catena 71: 84–95. 

37


Beata Bartodziejska*, Magdalena Gajewska*, Anna Czajkowska* 

OZNACZENIE POZIOMU ZANIECZYSZCZEŃ METALAMI CIĘżKIMI 

żYWNOŚCI POCHODZĄCEJ Z SAMODZIELNEJ PRODUKCJI ROLNEJ 

TECHNIKĄ SPEKTROMETRII ABSORPCJI ATOMOWEJ 

RESEARCH ON CONTENT OF HEAVY METALS CONTAMINATION 

IN INDEPENDENT AGRARIAN PRODUCTION USING ATOMIC 

ABSORBTION SPECTROMETRY TECHNIQUE 

Słowa kluczowe: owoce, warzywa, zanieczyszczenia żywności, metale ciężkie. 

Key words: fruits, vegetables, food contaminants, heavy metals. 

Food from independent agrarian production is allow to produce and sell without hygienic control 

(Decree of Minister of Health Dz.U. z 2007 r. nr 112, poz. 774). This decree refer to not 

modified vegetable products from farms (grain, fruits, vegetables) or freshly picked food like 

herbs and mashrooms. In this kind of food there is probably to find chemical elements dangerous 

for health. 

Research has been carried to check of heavy metals in fresh fruits and vegetables from independent 

agrarian production in Lodz region. Results of research showed that most dangerous 

are fresh vegetables because of high content of cadmium and lead. It was discovered 

high content of this elements in cabbage, lettuce, cauliflower and beetroot. It recognized the 

necessity of control this products by adequate research organizations. 


Z dniem 12 lipca 2007 r., weszło w życie rozporządzenie Ministra Zdrowia w sprawie 

dostaw bezpośrednich środków spożywczych (Dz.U. z 2007 r. nr 112, poz. 774). Reguluje 

* Dr Beata Bartodziejska, mgr inż. Magdalena Gajewska, mgr Anna Czajkowska – Instytut 

Biotechnologii Przemysłu Rolno-Spożywczego w Warszawie, ul. Rakowiecka 36, 02-532 

Warszawa, Oddział Chłodnictwa i Jakości Żywności w Łodzi, Al. Marszałka Piłsudskiego 84, 

92-202 Łódź; tel.: 42 636 55 72; e-mail: beabart@cobrclj.com.pl 

38

Oznaczenie poziomu zanieczyszczeń metalami ciężkimi żywności pochodzącej... 

ono wymagania, jakie powinni spełniać rolnicy sprzedający własne produkty albo wstawiający 

je bezpośrednio do sklepów detalicznych. 

Samodzielny wytwórca może handlować niewielką ilością nieprzetworzonych produktów 

roślinnych, pochodzących z własnego gospodarstwa (zboża, owoce, warzywa) albo 

samodzielnie zbieranych (zioła i grzyby). Działalność w ramach dostaw bezpośrednich 

środków spożywczych może być prowadzona na terenie województwa, w którym jest prowadzona 

produkcja pierwotna lub na terenie województw przyległych. 

żywność pochodząca z samodzielnej produkcji rolnej może być wprowadzana do sprzedaży 

bez obowiązku jej kontroli pod względem bezpieczeństwa zdrowotnego. Istnieje zatem 

możliwość występowania w niej czynników biologicznych i chemicznych, mogących mieć negatywny 

wpływ na zdrowie lub życie konsumenta. W żywności mogą też występować różnego 

rodzaju substancje chemiczne, stanowiące niezamierzone zanieczyszczenia, pochodzące 

ze środowiska naturalnego: pozostałości pestycydów, nawozów, metale ciężkie oraz zanieczyszczenia 

naturalnie występujące w żywności (mikotoksyny, toksyny bakteryjne, solanina). 

W ciągu ostatnich kilkunastu lat obserwuje się w środowisku naturalnym, a w tym również 

w żywności, wzrost różnego rodzaju skażeń chemicznych [Rogóż i in. 2003]. Zanieczyszczenie 

środowiska sprawia, że pomimo wdrażania do produkcji żywności zasad dobrej 

praktyki produkcyjnej i rolniczej nie jest możliwe całkowite wyeliminowanie obecności 

w niej zanieczyszczeń chemicznych [Sady i in. 2000]. 

Wśród wielu czynników skażających środowisko człowieka poważne niebezpieczeństwo stanowią 

metale ciężkie, zwłaszcza kadm, ołów i rtęć. Pierwiastki te są zaliczane do priorytetowych 

zanieczyszczeń żywności, ponieważ stwarzają największe zagrożenie dla zdrowia ludzkiego, zarówno 

ze względu na ich właściwości toksykologiczne, jak i powszechność występowania [Juszczak 

2008]. Metale ciężkie kumulują się w organizmie, a objawy chorobowe uwidaczniają się na 

ogół po upływie wielu miesięcy, a nawet lat. Są to przede wszystkim: choroby sercowo-naczyniowe, 

choroby nerek, choroby układu nerwowego i kostnego, nieprawidłowy rozwój dzieci, zmiany 

mutagenne i teratogenne, alergie, a także choroby nowotworowe [Zglinicka 2002]. Z tego powodu 

ogromne znaczenie ma kontrola jakości produktów zanieczyszczonych tymi pierwiastkami. 

2. CEL, MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

Celem pracy było badanie poziomu zanieczyszczeń metalami ciężkimi wybranych grup 

asortymentowych produktów rolno-spożywczych, pochodzących z samodzielnej produkcji 

rolnej, dostępnych w handlu detalicznym regionu łódzkiego w latach 2008 – 2009. 

Materiał badawczy stanowiły wybrane grupy artykułów rolno-spożywczych: 

1) owoce: truskawka, śliwka, wiśnia, czarna porzeczka, czarna jagoda, jabłko antonówka, 

2) warzywa: kapusta biała, sałata, burak ćwikłowy, kalafior, marchew, ogórek, pomidor. 

Wszystkie produkty zostały zakupione na targowiskach z terenu aglomeracji łódzkiej, 

były świeże, niezwiędnięte i nienadpsute. Łącznie przebadano 130 próbek owoców oraz 

39

Beata Bartodziejska, Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska 

130 próbek warzyw. Badania wykonano w świeżej masie części jadalnej, w czasie nieprzekraczającym 

24 godzin po dokonaniu zakupu. 

Zawartość kadmu i ołowiu w wymienionych próbkach oznaczano techniką płomieniowej 

absorpcyjnej spektrometrii atomowej (FAAS), zgodnie z PN EN 14082:2004. Artykuły 

żywnościowe. Oznaczanie pierwiastków śladowych. Oznaczanie zawartości ołowiu, kadmu, 

cynku, miedzi, żelaza i chromu metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej (AAS) po 

mineralizacji suchej. Parametry metody wynosiły: 

1) granica oznaczalności (mg∙kg -1 ): Cd – 0,002; Pb – 0,02, 

2) czułość metody (mg∙kg -1 ): Cd – 0,0025; Pb – 0,012. 

Wyniki badań porównano z wymaganiami podanymi w rozporządzeniu Komisji (WE) 

nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r. ustalającym najwyższe dopuszczalne poziomy 

niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych. 

Rtęć w analizowanych próbkach oznaczono przy użyciu analizatora rtęci AMA 254. 

Parametry metody wynosiły: 

1) granica oznaczalności (mg∙kg -1 ): Hg – 0,0003, 

2) czułość metody (mg∙kg -1 ): Hg – 0,0001. 

Wyniki badań odniesiono do wymagań podanych w rozporządzeniu Ministra Zdrowia (Dz. U. 

Nr 48, poz. 460) z dnia 24 lutego 2005 r. zmieniającym rozporządzenie w sprawie najwyższych 

dopuszczalnych poziomów pozostałości chemicznych środków ochrony roślin, które 

mogą znajdować się w środkach spożywczych lub na ich powierzchni. 


Wyniki badań zawartości kadmu, ołowiu i rtęci w świeżych owocach przedstawiono 

w tabeli1. 

We wszystkich badanych owocach stwierdzono małą zawartość metali ciężkich. W żadnej 

z analizowanych próbek jednostkowych nie odnotowano przekroczenia dopuszczalnych 

poziomów metali ciężkich. Zawartość ołowiu i rtęci kształtowała się na podobnym niskim 

poziomie. Najwięcej kadmu w stosunku do zawartości tego pierwiastka w innych badanych 

owocach kumulowały truskawki, w 11 procentach próbek tych owoców wykazano zawartość 

tego pierwiastka powyżej 0,01 mg·kg -1 . 

Porównywalne wyniki badań zanieczyszczenia owoców metalami ciężkimi – prowadzonych 

w latach 1989 – 1990 na terenie województwa łódzkiego – uzyskała Wojciechowska-Mazurek 

i in. [1995]. Autorzy ci wykazali np. w truskawkach średnie stężenie 

kadmu na poziomie 0,021 mg∙kg -1 , a ołowiu 0,088 mg∙kg -1 ; w wiśniach odpowiednio 

0,013 mg∙kg -1 Cd oraz 0,073 mg∙kg -1 Pb, przy czym największe ilości kadmu również kumulowały 

truskawki. Jest to spowodowane tym, że owoce te w znacznym stopniu pobierają 

i kumulują kadm zawarty w glebie, szczególnie przy jej niskim pH. Większą kumulację 

pierwiastków toksycznych (Cd i Pb) w owocach, pochodzących z innych regio- 

40


Tabela 1. Zawartość metali ciężkich w świeżych owocach w mg∙kg -1 

Table 1. The content of heavy metals in fresh fruits in mg∙kg -1 

Badany metal 

Zawartość 

Dopuszczalny 

minimum maksimum średnia 

poziom* 

truskawka ( 20 próbek) 

Cd 0,002 0,018 0,008 0,05 

Pb < 0,02 0,02 – 0,10 

Hg 0,0010 0,0030 0,0020 0,01 

śliwka (25 próbek) 

Cd < 0,002 0,002 – 0,05 

Pb < 0,02 0,02 – 0,10 

Hg 0,0010 0,0020 0,0011 0,01 

wiśnia (20 próbek) 

Cd < 0,002 0,003 – 0,05 

Pb < 0,02 0,03 – 0,10 

Hg 0,0010 0,0030 0,0012 0,01 

czarna porzeczka (15 próbek) 

Cd < 0,002 0,004 – 0,05 

Pb < 0,02 0,03 – 0,20 

Hg 0,0010 0,0020 0,0011 0,01 

czarna jagoda (30 próbek) 

Cd < 0,002 0,002 – 0,05 

Pb < 0,02 0,02 – 0,20 

Hg 0,0010 0,0020 0,0014 0,01 

jabłko antonówka (20 próbek) 

Cd < 0,002 0,006 – 0,05 

Pb < 0,02 0,02 – 0,10 

Hg 0,0010 0,0030 0,0012 0,01 

Objaśnienia: * Dopuszczalne poziomy zanieczyszczeń: 1) Cd i Pb – zgodnie z wymaganiami podanymi 

w rozporządzeniu Komisji (WE) Nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r.; 2) Hg – zgodnie z wymaganiami 

podanymi w rozporządzeniu Ministra Zdrowia z dnia 24 lutego 2005 r. 

nów Polski stwierdzili Zalewski i in. [1994], Kocjan i in. [2002] oraz Wojciechowska-Mazurek 

i in. [1995]. 

W owocach z okolic Siedlec, Katowic, Krosna, i Szczecina wykryto nawet 10-krotnie 

wyższe stężenia tych pierwiastków w porównaniu do wyników badań prezentowanych 

w niniejszej pracy. Można zatem stwierdzić, że owoce pochodzące z obszarów bardziej 

narażonych na ich zanieczyszczenie, mogą zawierać znacznie większe ilości metali 

ciężkich. 

Ponieważ przyczyną skażenia owoców są zwykle pyły, dymy i gazy emitowane przez 

przemysł i motoryzację, prezentowane wyniki badań mogą świadczyć o mniejszym zanieczyszczeniu 

terenów województwa łódzkiego w stosunku do innych regionów kraju. 

Określoną w trakcie badań zawartość metali ciężkich w świeżych warzywach przedstawiono 

w tabeli 2. 

41


Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w świeżych warzywach (mg∙kg -1 ) 

Table 2. The content of heavy metals in fresh vegetables (mg∙kg -1 ) 

Badany metal 

Zawartość 

Dopuszczalny 

minimum maksimum średnia 

poziom* 

kapusta biała ( 20 próbek) 

Cd 0,014 0,279 0,092 0,20 

Pb 0,02 0,40 0,12 0,30 

Hg 0,0010 0,0030 0,0017 0,01 

sałata (20 próbek) 

Cd 0,019 0,477 0,143 0,20 

Pb 0,02 0,62 0,19 0,30 

Hg 0,0010 0,0110 0,0039 0,01 

burak ćwikłowy (15 próbek) 

Cd 0,008 0,112 0,023 0,10 

Pb 0,02 0,18 0,04 0,10 

Hg 0,0010 0,0030 0,0013 0,01 

kalafior (15 próbek) 

Cd 0,009 0,337 0,096 0,20 

Pb 0,02 0,49 0,09 0,30 

Hg 0,0010 0,0050 0,0020 0,01 

marchew (20 próbek) 

Cd 0,019 0,088 0,048 0,10 

Pb 0,02 0,07 0,04 0,10 

Hg 0,0010 0,0020 0,0011 0,01 

ogórek (20 próbek) 

Cd 0,002 0,091 0,047 0,10 

Pb 0,02 0,08 0,03 0,10 

Hg 0,0010 0,0030 0,0012 0,01 

pomidor (20 próbek) 

Cd 0,004 0,010 0,008 0,10 

Pb 0,02 0,05 0,03 0,10 

Hg 0,0010 0,0020 0,0011 0,01 

Objaśnienia: * Dopuszczalne poziomy zanieczyszczeń: 1) Cd i Pb – zgodnie z wymaganiami podanymi 

w rozporządzeniu Komisji (WE) Nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r.; 2) Hg – zgodnie z wymaganiami 

podanymi w rozporządzeniu Ministra Zdrowia z dnia 24 lutego 2005 r. 

Najwyższe stężenia kadmu i ołowiu, przekraczające dopuszczalne poziomy, stwierdzono 

w 4% badanych próbek sałaty oraz 3% badanych próbek kalafiora. Maksymalne stężenia 

tych pierwiastków wynosiły: 

1) sałata – Cd 0,477 mg∙kg -1 , Pb 0,62 mg∙kg -1 , 

2) kalafior – Cd 0,337 mg∙kg -1 , Pb 0,49 mg∙kg -1 . 

Mniejsze przekroczenia tych pierwiastków zanotowano w 3% próbek kapusty białej 

i 2% próbek buraka ćwikłowego. Maksymalne stężenia tych pierwiastków wynosiły: 

1) kapusta biała – Cd 0,279 mg∙kg -1 ; Pb 0,40 mg∙kg -1 , 

2) burak ćwikłowy – Cd 0,112 mg∙kg -1 ; Pb 0,18 mg∙kg -1 . 

42


Małą zawartość kadmu i ołowiu, nieprzekraczającą dozwolonych limitów, wykazano w: 

1) ogórku, 

2) marchwi, 

oraz 

3) pomidorze. 

Poziom rtęci we wszystkich badanych warzywach mieścił się w granicach dopuszczalnych. 

Stopień skażenia płodów rolnych pochodzących z różnych regionów Polski opisano 

w wielu publikowanych pracach [Kucharzewski i in. 1996, Dudziak 1996, Bednarek i in. 

2007]. Autorzy tych publikacji wykazali przekroczenia dopuszczalnych poziomów metali 

ciężkich również w sałacie, kapuście białej i buraku ćwikłowym. 

Analizując wyniki przedstawione w tabeli 2, można stwierdzić, że świeże warzywa mogą 

stanowić zagrożenie bezpieczeństwa zdrowotnego konsumentów. Jak wykazano w innych 

badaniach, metale ciężkie stanowią niebezpieczeństwo obniżenia jakości zdrowotnej 

wszystkich płodów rolnych, ale największe ilości toksycznych związków metali zawierają 

warzywa [Śmigieł 1994, Rogóż i in. 2003]. Największa zawartość metali ciężkich występuje 

w warzywach liściowych, nieco mniej jest ich w roślinach kapustnych i korzeniowych, a najmniej 

w warzywach, których część jadalną stanowią owoce [Gruca-Królikowska i in. 2006]. 

Ze względu na bezpieczeństwo konsumentów oraz na podstawie wyników badań własnych 

i danych literaturowych należy stwierdzić, że konieczne jest ciągłe monitorowanie poziomu 

metali toksycznych w płodach rolnych. 

4. WNIOSKI 

1. Owoce, w odróżnieniu do warzyw, kumulują znacznie mniejsze ilości pierwiastków toksycznych. 

2. Zanieczyszczenie owoców metalami ciężkimi nie przekracza dopuszczalnych poziomów, zatem 

nie stanowią one zagrożenia bezpieczeństwa zdrowotnego. Spośród przebadanych owoców 

największe ilości kadmu kumulowała truskawka. 

3. Przekroczenia dopuszczalnych limitów zawartości metali ciężkich stwierdzono w wielu warzywach, 

największe zawartości kadmu i ołowiu stwierdzono w kapuście białej, sałacie, kalafiorze 

i buraku ćwikłowym. 

4. żywność pochodząca z samodzielnej produkcji rolnej może, ze względu na możliwość występowania 

w niej zanieczyszczeń chemicznych (w tym metali ciężkich), stanowić zagrożenie 

dla zdrowia konsumenta. Istnieje zatem potrzeba kontroli żywności przez odpowiednie 

jednostki kontrolujące, zwłaszcza produktów dostępnych na bazarach i targowiskach. 


BEDNAREK W., TKACZYK P., DRESZER S. 2006. Zawartość metali ciężkich jako kryterium 

oceny jakości bulw ziemniaka. Annales UMCS, sec. E, 61: 121–131. 

43



oceny jakości kapusty białej. Acta Agrophysica 10 (1): 7–18. 

DUDZIAK S. 1996. Zawartość metali ciężkich w płodach rolnych regionu lubelskiego. 

OSCHR Lublin: 1–19. 

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

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

JUSZCZAK L. 2008. Chemiczne zanieczyszczenia żywności i metody ich oznaczania, Cz. 

I. Laboratorium 3: 38–42. 

KOCJAN R., KOT A., PTASIŃSIŃSKI H. 2002. Zawartość chromu, cynku, miedzi, niklu, 

kadmu i ołowiu w warzywach i owocach z terenów Stalowej Woli. Bromat. Chem. Toksykol. 

(1): 31–38. 

KUCHARZEWSKI A., DĘBOWSKI M. 1996. Ocena stopnia skażenia płodów rolnych Dolnego 

Śląska metalami ciężkimi i siarką. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. (434): 777–786. 

ROGÓż A., OPOZDA-ZUCHMAŃSKA E. 2003. Właściwości fizykochemiczne gleb i zawartość 

pierwiastków śladowych w uprawianych warzywach, Cz. II. Zesz. Prob. Post. Nauk 

Roln. (493): 471–481. 

Rozporządzenie Komisji (WE) Nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r. ustalające najwyższe 

dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych 

(Dz. Urz. WE. L. 364 z 20.12.2006). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 6 czerwca 2007 r. w sprawie dostaw bezpośrednich 

środków spożywczych (Dz. U. nr 112, poz. 774). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 24 lutego 2005 r. zmieniające rozporządzenie 

w sprawie najwyższych dopuszczalnych poziomów pozostałości chemicznych 

środków ochrony roślin, które mogą znajdować się w środkach spożywczych lub 

na ich powierzchni (Dz. U. Nr 48, poz. 460). 

SADY W., ROżEK S., DOMAGAŁA-ŚWIĄTKIEWICZ I. 2000. Bioakumulacja kadmu w marchwi 

w zależności od wybranych właściwości gleb. Zeszyty Naukowe AR im. H. Kołłątaja 

w Krakowie (364): 171–173. 

ŚMIGIEŁ D. 1994. Kumulacja metali ciężkich (Pb, Cd) w wybranych warzywach różnych odmian. 

Roczniki PZH 45 (4): 279–584. 

WOJCIECHOWSKA-MAZUREK M., ZAWADZKA T., KARŁOWSKI K., STARSKA K., ĆWIE- 

K-LUDWICKA K., BRULIŃSKA-OSTROWSKA E. 1995. Zawartość ołowiu, kadmu, rtęci, 

cynku i miedzi w owocach z różnych regionów Polski. Roczniki PZH 46 (3): 223–238. 

ZALEWSKI W., OPRZĄDEK K., SYROCKA K., LIPIŃSKA J., JAROSZYŃSKA J. 1994. Zawartość 

pierwiastków szkodliwych dla zdrowia w owocach i warzywach uprawianych 

w województwie siedleckim. Roczniki PZH 45 (1-2): 19–26. 

ZGLINICKA A. 2002. Toksyczność kadmu i ołowiu. Aura (2): 30–31. 

44


Agnieszka Parzych* 

AZOT, FOSFOR I WĘGIEL W ROŚLINNOŚCI LEŚNEJ 

SŁOWIŃSKIEGO PARKU NARODOWEGO W LATACH 2002–2005 

NITROGEN, PHOSPHORUS AND CARBON IN FOREST PLANTS IN THE 

SŁOWIŃSKI NATIONAL PARK IN 2002–2005 

Słowa kluczowe: Pinus sylvestris, Betula pendula, roślinność runa, N, P, C, C:N, C:P, N:P. 

Key words: Pinus sylvestris, Betula pendula, herbaceous plant, N, P, C, C:N, C:P, N:P. 

The chemical study of forest plant carried out in two different forest ecosystems of 

Słowiński national Park: Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis and Empetro nigri-Pinetum 

in the period between 2002 – 2005. The more abundance of nitrogen and phosphorus, 

both in herbaceous plants and forest stands discovered in pine-birch forest species 

(0.870 – 2.088% n; 0.083% – 0.172% P). The concentration of nitrogen and phosphorus 

in plants of pine forest are 0.611 – 1.159% n and 0.065 – 0.116% P. The more of nitrogen 

and phosphorus supply in Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis that in Empetro nigri- 

Pinetum species is abundance of peat soils and the level of ground water. The carbon 

contains in plants researched are 38.4 – 55.2% in Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

and 31.5 – 54.8% in Empetro nigri-Pinetum. In the poor an Empetro nigri-Pinetum 

demonstrated are deficit of nitrogen in needles of Pinus sylvestris. Additionally discovered 

that scots pine is absorbed was twice less of mineral nitrogen forms that leaves stands 

and shrubs. 


Procesy życiowe roślin przebiegają pod wpływem zmiennych warunków środowiskowych. 

Zmienność sezonowa środowiska i wymagań roślin w ciągu ich życia decydują o dynamicznym 

charakterze relacji roślina – środowisko. Skład chemiczny roślin jest uzależ- 

* Dr Agnieszka Parzych – Zakład Chemii Środowiskowej, Instytut Biologii i Ochrony 

Środowiska, Akademia Pomorska, ul. Arciszewskiego 22b, 76-200 Słupsk; 

tel.: 59 840 53 47; e-mail: parzycha1@op.pl 

45

Agnieszka Parzych 

niony od wielu czynników. Zależy on między innymi od właściwości roślin i warunków wzrostu 

[Porębska i Ostrowska 1999], jak również od zasobności gleb. Ilość dostępnych składników 

w glebie wpływa na wzrost i rozwój szaty roślinnej [Attwill i Adams 1993, Pugnaire 

2001]. Od 2/3 do 3/4 substancji mineralnych pobieranych z gleby jest wykorzystywanych 

do budowy organów asymilacyjnych roślin [Puchalski i Prusinkiewicz 1975]. Zawartość 

składników pokarmowych w aparacie asymilacyjnym drzew wskazuje na ich stan odżywienia 

[De Vries i Heij 1991, Schachtman i in. 1998], a niedobory, obserwowane zwłaszcza na 

siedliskach borowych, są odzwierciedleniem ich niedostatecznej ilości w glebie [Prescott 

i in. 1992, Wang i Klinka 1997]. Stan mineralnego odżywiania roślin zależy nie tylko od zawartości 

poszczególnych składników mineralnych, lecz również od wzajemnej równowagi 

pomiędzy nimi [Biały 1983, Fystro i in. 2008]. Analiza stosunków ilościowych pomiędzy poszczególnymi 

pierwiastkami – zarówno w glebie, jak i w roślinach – może świadczyć między 

innymi o stanie odżywiania [Burg 1990] i prawidłowości przebiegu procesów fizjologicznych 

w roślinie [Ostrowska i Porębska 2002] oraz pośrednio o jej stanie zdrowotnym 

[Szczubiałka 1981]. 

Pobieranie większości pierwiastków przez roślinność jest procesem regulowanym 

metabolicznie [Chapin 1980], a ich kumulacja jest również związana z zachodzącymi 

w niej procesami rozwoju i starzenia się [Malzahn 2002a, Ostrowska i Porębska 

2002]. Próchnica gleb leśnych stanowi magazyn i wtórne źródło pierwiastków odżywczych 

(biogennych) dla roślin [Pokojska 1992, Compton i Cole 1998]. Spośród nutrientów 

azot jest pobierany w największej ilości w stosunku do pozostałych pierwiastków, 

od niego zależy wzrost roślin w ekosystemach leśnych [Binkley i Högberg 1997, Curtin 

i Wen 1999]. Płytkie systemy korzeniowe zapewniają roślinom zielnym znacznie lepsze 

zaopatrzenie w substancje pokarmowe zmagazynowane w poziomie próchnicznym i organicznym 

gleby niż drzewom [Wachowska-Serwatka 1966, Aitkenhead-Peterson i in. 

2006]. Pobieranie jonów amonowych, azotanowych i fosforanowych przez rośliny jest 

zróżnicowane w trakcie sezonu wegetacyjnego, a ich wzrost, ściśle uzależniony od produkcji 

biomasy, jest wynikiem fotosyntezy oraz asymilacji jonów NH 4 

+ – 

i NO 3 

z podłoża 

[Starck 2006]. 

Celem pracy była ocena stanu odżywiania roślin runa oraz drzew w dwóch różnych 

ekosystemach leśnych Słowińskiego Parku Narodowego (SPN) w sezonach wegetacyjnych 

2002–2005. 

2. OBSZAR BADAŃ 

Badane zespoły leśne są położone na terenie Słowińskiego Parku Narodowego (rys. 1). 

Pierwszą powierzchnię badawczą porasta luźny drzewostan sosnowo-brzozowy (Vaccinio 

uliginosi-Betuletum pubescentis, Vu-Bp), o wysokości 18–19 m, pokrywający gleby bielicowe 

wytworzone na kopalnej glebie torfowej (tab. 1). 

46

Azot, fosfor i węgiel w roślinności leśnej Słowińskiego Parku Narodowego... 

Rys. 1. Plan sytuacyjny Słowińskiego Parku Narodowego – lokalizacja powierzchni badawczych: 

I – powierzchnia badawcza I (Vu-Bp) – las sosnowo-brzozowy, II – powierzchnia badawcza 

II (En-P) – bór sosnowy 

Fig. 1. Situation plan of the Słowiński National Park – locations of the study sites: I – research 

plot I (Vu-Bp) – pine-birch forest, II – research plot II (En-P) – pine forest 

Tabela 1. Charakterystyka właściwości gleb w Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis i Empetro 

nigri-Pinetum, 

Poziom 

genetyczny 

Table 1. Characteristic of soil properties in Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis and Empetro 

nigri-Pinetum 

Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

O 

AEes Bhfe C Otni 

(Ol+Ofh) 

Empetro nigri-Pinetum 

O 

AEes Bhfe C 

(Ol+Ofh) 

Głębokość 

[cm] 

8–0 0–13 13–41 41–104 104–150 8–0 0–18 18–48 48–150 

T-N [%] 1,06 0,06 0,02 0,03 2,85 1,07 0,03 0,02 0,01 

T-P [%] 0,111 0,007 0,003 0,002 0,206 0,139 0,003 0,002 0,002 

C [%] 27,1 0,95 0,24 0,08 36,6 39,1 0,63 0,23 0,006 

Źródło: dane własne, Parzych [2008]. 

Udział 60-letniej sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) w drzewostanie wynosi 25%, a 47-letniej 

brzozy omszonej (Betula pubescens) 75%. W poszyciu występuje podrost brzozy omszonej 

(Betula pubescens), kruszyny pospolitej (Frangula alnus) i dębu szypułkowego (Quercus ro- 

47


bur), a także jeżyna fałdowana (Rubus plicatus). W runie leśnym występują trawy: trzęślica modra 

(Molinia caerulea), trzcinnik lancetowaty (Calamagrostis canescens) oraz śmiałek pogięty 

(Deschampsia flexuosa). W znacznej ilości występują krzewinki borówki czarnej (Vaccinium myrtillus) 

i borówki brusznicy (Vaccinium vitis-idaea), a także wrzosu zwyczajnego (Calluna vulgaris). 

W obniżeniach terenu spotkać można wietlicę samiczą (Athyrium filix-femina), trzcinę pospolitą 

(Phragmites australis) oraz sit rozpierzchły (Juncus effusus), a także pszeniec zwyczajny 

(Melampyrum pratense). Warstwa mszysta na badanej powierzchni jest reprezentowana przez: 

rokietnik pospolity (Pleurozium schreberi), rokiet cyprysowaty (Hypnum cupressiforme), gajnik 

lśniący (Hylocomium splendens) i widłoząb miotlasty (Dicranum scoparium). Drugą powierzchnię 

badawczą porasta jednolity 140-letni drzewostan sosnowy (Empetro nigri-Pinetum, En-P) o niskich 

(7 m) zdeformowanych koronach i pochylonych pniach [Plan Ochrony SPN 2003], pokrywający 

gleby bielicowe właściwe (tab. 1). Warstwa runa jest tworzona głównie przez krzewinki: 

borówkę czarną (Vaccinium myrtillus), borówkę brusznicę (Vaccinium vitis-idaea), bażynę czarną 

(Empetrum nigrum) i wrzos zwyczajny (Calluna vulgaris). W znacznej ilości występuje turzyca 

piaskowa (Carex arenaria). Sporadycznie spotkać można również pszeńca zwyczajnego (Melampyrum 

pratense). Warstwa mszysta jest reprezentowana przez: rokietnik pospolity (Pleurozium 

schreberi), widłoząb miotlasty (Dicranum scoparium), gajnik lśniący (Hylocomium splendens), 

modrzaczek siny (Leucobryum glaucum) i rokiet cyprysowaty (Hypnum cupressiforme). 

W znacznych ilościach występuje także chrobotek leśny (Cladonia sylvatica). 

3. METODY BADAŃ 

Materiał roślinny pobierano z kilkunastu miejsc każdego zespołu leśnego, następnie łączono 

go, uwzględniając różnorodność gatunkową. Z drzew były to liście (igły). Z roślin poszycia 

leśnego zbierano liście, a z roślin runa leśnego pobierano całe pędy, z wyjątkiem 

kilku wybranych gatunków, w których analizowano skład chemiczny liści, łodyg i owoców. 

Wszystkie próbki roślinne pobierano kilkakrotnie w trakcie każdego sezonu wegetacyjnego 

(od marca do listopada: 5 razy w roku 2002, 6 razy w roku 2004, 7 razy w latach 2003 

i 2005) w latach 2002 – 2005, w sumie 25-krotnie. Po przewiezieniu do laboratorium materiał 

roślinny oczyszczano z mineralnych części gleby, segregowano gatunkowo, oddzielano 

liście od łodyg i owoców. Po wstępnym przygotowaniu rośliny suszono do stałej masy 

w temperaturze 65°C, a następnie homogenizowano w młynku. 

W przygotowanym materiale roślinnym oznaczono powszechnie stosowanymi metodami: 

azot ogólny (T-N) i fosfor ogólny (T-P) według Ostrowskiej i in. [1999], węgiel organiczny 

(C) według Bednarek i in. [2005] – tabela 2. Formy mineralne azotu: (N-NH 4 

) i (N-NO 3 

) 

oraz fosforu (P-PO 4 

) oznaczano po uprzednim wymyciu ich 1 % K 2 

SO 4, 

metodami przedstawionymi 

w tabeli 2 [Nowosielski 1974]. Wszystkie analizy wykonano w trzech powtórzeniach. 

Z uzyskanych danych wyliczono wartości średnie dla n=25, odchylenia standardowe, współczynniki 

zmienności (CV) oraz współczynniki korelacji Pearsona (R) przy p


Tabela 2. Metody oznaczania składników w roślinach 

Table 2. Research methods of components in plants 

Parametr 

Metoda oznaczenia 

Azot ogólny T-N Kiejdahla 1 

Azot amonowy N-NH 4 

spektrofotometrycznie 2 (z odczynnikiem Nesslera) 

Azot azotanowy N-NO 3 

spektrofotometrycznie 2 (z salicylanem sodu) 

Fosfor ogólny 

T-P 

spektrofotometrycznie 2 (metoda molibdenianową, 

z kwasem askorbinowym jako reduktorem), po 

mineralizacji w mieszaninie H 2 

SO 4 

i H 2 

O 2 

spektrofotometrycznie 

Fosfor fosforanowy P-PO 2 (metoda molibdenianową, 

4 

z kwasem askorbinowym jako reduktorem) 

Węgiel organiczny C metodą Altena 

Objaśnienia: 1 Aparat Parnasa-Wagnera, 2 Spektrofotometr Shimadzu (UV-1202 UV-VIS). 

4. OMÓWIENIE I DYSKUSJA WYNIKÓW 

4.1. Zawartość azotu, fosforu i węgla w roślinności leśnej 

Badane zespoły leśne charakteryzowała różna zawartość związków azotu, fosforu 

i węgla w latach 2002 – 2005. Procentowa zawartość tych pierwiastków oraz wzajemne 

ich stosunki przedstawiono w tabelach 3 i 4. W Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

zawartości azotu mieściły się w przedziale 0,870 – 2,088% N. Największe jego ilości 

stwierdzono w liściach trzciny pospolitej (Phragmites australis 2,088%), jeżyny fałdowanej 

(Rubus plicatus 1,781%), brzozy omszonej (Betula pubescens 1,702%), kruszyny 

pospolitej (Frangula alnus 1,582%) oraz tegorocznych igłach sosny zwyczajnej (Pinus 

sylvestris 1,358%). Najniższa średnia koncentracja azotu (T-N) była w łodydze borówki 

brusznicy (Vaccinium vitis-idaea 0,870%). Zawartość fosforu w szacie roślinnej badanego 

ekosystemu leśnego była również zróżnicowana i zawierała się w przedziale od 

0,172% w liściach trzciny pospolitej (Phragmites australis) do 0,083% w łodydze borówki 

brusznicy (Vaccinium vitis-idaea). 

Znacznie mniejsze ilości związków azotu stwierdzono w roślinności boru suchego 

(Empetro nigri-Pinetum) – w przedziale 0,611 – 1,159% N (tab. 4), największe zaś 

w liściach borówki czarnej (Vaccinium myrtillus 1,159%), w tegorocznych igłach sosny 

zwyczajnej (Pinus sylvestris 1,118%) oraz w rokietniku pospolitym (Pleurozium schreberi 

0,969%). Najmniejszą zawartość azotu stwierdzono w chrobotku leśnym (Cladonia 

sylvatica 0,611%). Empetro nigri-Pinetum charakteryzowała również nieco mniejsza 

zasobność w związki fosforu (0,065 – 0,116% P) niż Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis. 

Zawartości azotu w roślinach badanych zespołów leśnych Słowińskiego Parku Narodowego 

(Vu – Bp i En-P) są zbliżone do tych, które w liściach 24 różnych gatunków roślin 

(0,58% – 4,14%) uzyskali Silva i in. [2008]. 

49


Tabela 3. Wybrane średnie (n=25) właściwości chemiczne Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

w latach 2002 – 2005 

Betula 

pubescens 

Pinus sylvestris 

Table 3. Selected average (n=25) chemical properties of Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

in 2002 – 2005 

Gatunek T-N [%] T-P [%] C [%] C:N C:P N:P 

liście 1,702(±)0,42 0,128(±)0,002 47,4(±)7,1 28 370 13,4 

igły 

tegoroczne 

1,358(±)0,12 0,132(±)0,042 55,29±)6,5 41 418 10,3 

igły 1-roczne 1,306(±)0,17 0,136(±)0,029 54,6(±)5,8 42 401 9,6 

igły 2, 3-letnie 1,296(±)0,17 0,117(±)0,008 53,1(±)5,6 41 454 11,1 

Quercus robur 

1,290(±)0,29 0,111(±)0,035 54,4(±)5,7 42 490 11,6 

liście 

Frangula alnus 1,582(±)0,58 0,135(±)0,033 49,2(±)6,4 31 364 11,7 

Vaccinium 

vitis-idaea 

Vaccinium 

myrtillus 

liście 1,083(±)0,22 0,097(±)0,029 44,79±)6,6 41 461 11,2 

łodyga 0,870(±)0,23 0,083(±)0,027 42,4(±)4,9 49 511 10,5 

owoce 0,997(±)0,06 0,113(±)0,003 – – – 8,8 

liście 1,311(±)0,41 0,102(±)0,042 40,8(±)4,8 31 400 12,8 

łodyga 1,023(±)0,18 0,112(±)0,029 44,4(±)5,3 43 396 9,1 

owoce 0,920(±)0,04 0,076(±)0,002 – – – 12,1 

Calluna vulgaris 

1,149(±)0,27 0,098(±)0,030 45,6(±)6,5 40 466 11,7 

Deschampsia 

pędy 1,074(±)0,43 0,077(±)0,035 38,4(±)4,7 36 499 13,9 

flexuosa 

Molinia caerulea 1,398(±)0,43 0,108(±)0,036 45,3(±)4,8 32 419 12,9 

Pleurozium 

1,147(±)0,15 0,099(±)0,019 42,9(±)3,9 37 433 11,6 

schreberi 

Dicranum łodyżka 

0,938(±)0,18 0,091(±)0,033 43,7(±)4,2 47 481 10,3 

scoparium i listki 

Hypnum 

1,139(±)0,19 0,090(±)0,021 43,2(±)4,0 38 480 12,6 

cupressiforme 

Juncus effusus 

1,262(±)0,22 0,112(±)0,036 45,6(±)4,4 36 407 11,3 

Athyrium 

1,711(±)0,44 0,141(±)0,049 42,0(±)5,0 25 298 12,1 

filix-femina 

liście 

Phragmites 

2,088(±)0,58 0,172(±)0,052 46,2(±)5,2 22 268 12,1 

australis 

Rubus plicatus 1,781(±)0,56 0,169(±)0,043 44,2(±)5,8 25 262 10,5 

Obiaśnienia: (±) – odchylenie standardowe. 

Źródło: dane własne. 

Zawartość azotu w badanych igłach sosny zwyczajnej nie przekroczyła fizjologicznego 

maksimum (1,8%), które uznawane jest przez niektórych badaczy za wartość krytyczną, 

wskazującą na niekorzystny wpływ powietrza na drzewa [De Vries, Heij 1991]. Według 

Ostrowskiej i Porębskiej [2002], opisujących wartości graniczne zawartości makroskładników 

w igliwiu sosny, odpowiednie zaopatrzenie w azot (>1,3%) okazało się wystarczające 

jedynie w Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis. W Empetro nigri-Pinetum stwierdzono 

niedobór tego pierwiastka (


ny wzrost roślin [Starck 2006], czego dowodem jest niewielka wysokość sosny zwyczajnej, 

osiągającej w tym drzewostanie średnio około 7 m wysokości, a także niewielka długość 

igliwia (średnio 48,8 mm). Nie stwierdzono jednak w badanym igliwiu ostrego braku biogenów, 

na który według Gawlińskiego [1991] wskazują wartości


Tabela 4. Wybrane średnie (n=25) właściwości chemiczne Empetro nigri-Pinetum w latach 2002 

– 2005 

Table 4. Selected average (n=25) chemical properties of Empetro nigri-Pinetum in 2002 – 2005 


Vaccinium 

vitis-idaea 

Vaccinium 

myrtillus 

Calluna 

vulgaris 

Empetrum 

nigrum 

Gatunek T-N [%] T-P [%] C [%] C:N C:P N:P 

igły 

1,118(±)0,17 0,116(±)0,031 54,8(±)6,3 49 473 9,6 

tegoroczne 

igły 1-roczne 1,082(±)0,16 0,116(±)0,018 54,3(±)6,1 50 468 9,3 

igły 2, 3-letnie 

1,010(±)0,15 0,102(±)0,013 52,1(±)5,7 52 511 9,9 

liście 0,868(±)0,09 0,085(±)0,029 44,7(±)6,0 51 526 10,2 

łodyga 0,734(±)0,10 0,077(±)0,022 40,2(±)5,4 55 522 9,5 

owoce 0,887(±)0,03 0,078(±)0,008 – – – 11,4 

liście 1,159(±)0,57 0,095(±)0,040 38,7(±)3,8 33 407 12,2 

łodyga 0,914(±)0,17 0,114(±)0,024 43,0(±)4,2 47 377 8,0 

owoce 0,914(±)0,01 0,082(±)0,003 – – – 11,1 

pędy 

0,933(±)0,018 0,091(±)0,029 44,4(±)4,5 48 488 10,2 

0,955(±)0,17 0,089(±)0,034 46,2(±)4,3 48 519 10,7 

Carex arenaria liście 0,893(±)0,13 0,068(±)0,019 51,1(±)5,5 57 752 13,1 

Hylocomium 

splendens 

Pleurozium 

schreberi 

Dicranum 

scoparium 

Leucobryum 

glaucum 

Hypnum 

cupressiforme 

Cladonia 

sylvatica 

łodyżka 

i listki 

0,909(±)0,20 0,083(±)0,024 43,3(±)5,1 48 522 10,2 

0,969(±)0,18 0,089(±)0,016 53,7(±)5,5 55 604 10,9 

0,823(±)0,16 0,075(±)0,024 45,6(±)6,1 55 608 10,9 

0,719(±)0,18 0,069(±)0,017 31,5(±)4,8 44 457 10,4 

0,876(±)0,21 0,084(±)0,018 35,7(±)4,0 41 425 10,4 

plecha 0,611(±)0,08 0,065(±)0,017 49,8(±)4,5 81 767 9,4 

Objaśnienia: (±) – odchylenie standardowe. 


zasobność poziomów organicznych ma istotne znaczenie w odżywianiu roślin dzięki wymywanym 

z nich przez opady deszczu składnikom odżywczym zasilającym następnie roztwory 

glebowe. Potwierdza to prawidłowość, że zawartość biogenów w tkankach roślinnych jest 

ściśle uzależniona od zasobności gleb [Pugnaire 2001, Ollinger i in. 2002]. 

Zwartość węgla w badanej szacie roślinnej również była zróżnicowana (tab. 3). Największą 

średnią zawartość C w Vu-Bp posiadały tegoroczne igły sosny zwyczajnej (55,20%), a najmniejszą 

(38,40%) śmiałek pogięty (Deschampsia flexuosa). W En-P największą zawartość 

węgla organicznego stwierdzono również w tegorocznych igłach sosny (54,8% C), a najmniej- 

52


szą w modrzaczku sinym (Leucobryum glaucum) – 31,5% C (tab. 4). Według Silva i in. [2008] 

zawartość węgla w liściach różnych gatunków roślin wynosi zazwyczaj około 45%. 

Stan mineralnego odżywienia roślin zależy nie tylko od zawartości poszczególnych 

składników mineralnych, lecz również od wzajemnej równowagi pomiędzy nimi. W Vaccinio 

uliginosi-Betuletum pubescentis wartość stosunku C:N w szacie roślinnej mieści się w granicach 

22–49, a w Empetro nigri-Pinetum przyjmuje nieco większe wartości: 33–81 (tab. 3 

i 4). W igliwiu sosny zwyczajnej C:N wynosi średnio 41 w Vu-Bp, a w En-P 50. Nieco większe 

wartości stosunku węgla do azotu w borze sosnowym niż lesie sosnowo-brzozowym znajdują 

potwierdzenie w literaturze. Według badań McGroddy i in. [2004] stosunek C:N w listowiu 

gatunków liściastych strefy umiarkowanej wynosi średnio 35, a u gatunków iglastych 59. 

Zbliżone wartości stosunku C:N (28–65) uzyskał również Gifford [2000], badając zielone liście 

eukaliptusa (Australia). Według danych literaturowych najczęściej powtarzający się stosunek 

C:N w roślinach zawiera się w granicach od około 5 u glonów do ponad 100 u drzew 

[Raven i in. 2004]. Wartości stosunku C:N w szacie roślinnej badanych zespołów leśnych 

SPN mieszczą się więc w przedziale wartości podawanych w literaturze [Silva i in. 2008]. 

Znacznie większe wartości uzyskano, badając stosunek węgla i fosforu w En-P. 

W Vu-Bp stosunek C:P szaty roślinnej zawiera się w przedziale 268 – 511, a w En-P przyjmuje 

wartości od 425 do 767. Znacznie większe wartości stosunku C:P w szacie roślinnej 

boru sosnowego są wynikiem mniejszej zawartości fosforu w roślinności (tab. 3 i 4), a jednocześnie 

odzwierciedleniem mniejszych zasobów fosforu w glebie (tab. 1). Znacznie większe 

wartości C:P uzyskała McGroddy [2004]: w lasach liściastych średnio 922, a w lasach 

iglastych 1232. Enwezor [1976] w badaniach na różnym materiale roślinnym stwierdził wartości 

stosunku C:P w przedziale od 112 do 501. Wielkość ta w szacie roślinnej uzależniona 

jest od zawartości powyższych pierwiastków w glebie. 

Nieco węższy przedział wartości charakteryzuje w badanych zespołach stosunek N:P. 

W Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis stosunek N:P przyjmuje wartości z przedziału 

9,1 – 13,9, przy czym najmniejszą z tych wartości stwierdzono w łodydze borówki Vaccinium 

myrtillus, a największą w trawie (Deschampsia flexuosa). Podobne relacje między wymienionymi 

pierwiastkami stwierdzono w Empetro nigri-Pinetum: najmniejszą wartość – 8,0, również 

w łodydze Vaccinium myrtillus, a największą w trawie – 13,1 (Carex arenaria). Według danych 

literaturowych wartości stosunku N:P w szacie roślinnej badanych zespołów leśnych mieszczą 

się w przedziale średnich wartości podawanych przez innych badaczy. Według Güsewell i Koerselman 

[2002] stosunek N:P w roślinności na stanowiskach naturalnych przyjmuje najczęściej 

wartości od 12 do 13, a zgodnie z badaniami Malzahn [2002b] optymalne zaopatrzenie drzew 

w azot i fosfor jest przy wartości tego stosunku od 7 do 10. Według Zhiguo i in. [2007] maksymalny 

wzrost roślin i maksymalne zaopatrzenie w biogeny występuje przy wartości N:P zbliżającej 

się do 9,5. Poza tym wartość stosunku N:P jest charakterystyczna dla danego gatunku [Townsend 

i in. 2006]. Zdaniem Güsewell [2004] w szacie roślinnej w okresie wegetacyjnym stosunek 

ten może przyjmować wartości od 10 do 20. Według Koerselman i Meuleman [1996] sto- 

53


sunek N:P >16 w liściach Vaccinium myrtillus wskazuje na znaczny deficyt fosforu. Zawartość 

N i P w badanej roślinności wykazuje korelację tych pierwiastków (rys. 2 i 3). Z wykresów na rysunkach 

2 i 3 wynika, że zawartości azotu i fosforu w badanych sezonach wegetacyjnych są 

ze sobą istotnie związane, a potwierdzają to wartości współczynników korelacji Pearsona. Dodatnią, 

istotną korelację pomiędzy zawartością N i P w liściach drzew wykazał Pugnaire [2001], 

a w pędach trzęślicy modrej (Molinia caerulea) również Güsewell [2004]. 

Rys. 2. Zależność między zawartością azotu i fosforu w pędach śmiałka pogiętego (Deschampsia 

flexuosa) i trzęślicy modrej (Molinia caerulea) w Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis, 

R – wpółczynniki korelacji Pearsona p


4.2. Dynamika związków azotu i fosforu w roślinności leśnej 

Roślinność w trakcie sezonu wegetacyjnego wykazuje zmienne zapotrzebowanie na mineralne 

związki azotu i fosforu, a ich kumulacja jest związana z zachodzącymi w roślinach procesami 

rozwoju i starzenia się [Malzahn 2002a]. Ten sam gatunek roślin w odmiennych warunkach 

wegetacyjnych przyswaja składniki pokarmowe w zmiennych proporcjach [Kabata-Pendias 

i Pendias 1993]. To zróżnicowanie jest jedną z przyczyn zmiennej zawartości jonów amonowych, 

azotanowych i fosforanowych w tkankach roślinnych. Poza tym deficyt wody może 

powodować zmniejszenie zawartości azotu i fosforu w liściach [Stefan i Gabler 1998]. 

Azot i fosfor w tkankach roślinnych występują głównie w postaci połączeń organicznych, 

dlatego zawartość mineralnych form azotu i fosforu stanowiła jedynie nieznaczną 

część form ogólnych. Mineralne formy azotu i fosforu pobrane przez rośliny są przetwarzane 

w złożone związki organiczne [Kabata-Pendias i Pendias 1993]. 

Stężenie N-NH 4 

w Vu-Bp przyjmuje wartości średnie od 16,5 mg·100 g -1 s.m. w rokietniku pospolitym 

(Pleurozium schreberi) do 46,7 mg·100 g -1 s.m. w łodydze borówki czarnej (Vaccinium 

myrtillus), patrz tabela 5. Największa zmienność zawartości jonów amonowych charakteryzowała 

jeżynę fałdowaną (Rubus plicatus, CV= 59%) oraz brzozę omszoną (Betula pubescens, 

CV= 53%), a najmniejsza owoce borówki brusznicy (Vaccinium vitis-idaea, CV= 4%). W Empetro 

nigri-Pinetum najmniejszą zawartość N-NH 4 

(10,9 mg·100 g -1 s.m.) stwierdzono w jednorocznych 

igłach sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris), a maksymalne (56,7 mg·100 g -1 s.m.) również 

w łodydze borówki czarnej (Vaccinium myrtillus), patrz tabela 6. Wśród gatunków boru sosnowego 

największa zmienność zawartości jonów amonowych charakteryzowała modrzaczek 

siny (Leucobryum glaucum, CV=61%), a najmniejsza, podobnie jak w Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis, owoce borówki brusznicy (Vaccinium vitis-idaea, CV= 5%). 

Zawartość jonów azotanowych w Vu-Bp była od dwu do pięciu razy mniejsza niż jonów 

amonowych. Najmniejsze stężenie N-NO 3 

stwierdzono w tegorocznych igłach sosny 

zwyczajnej (Pinus sylvestris – 3,1 mg·100 g -1 s.m.), a największe w liściach borówki brusznicy 

(Vaccinium vitis-idaea – 20,9 mg·100 g -1 s.m). Największą zmienność jonów azotanowych 

wykazywały 2- i 3-letnie igły sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris, CV = 125%), tabela 

5. Zawartość jonów azotanowych w En-P była porównywalna z zawartością tych jonów 

w szacie roślinnej Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis. Najmniejsze zawartości 

N-NO 3 

stwierdzono w chrobotku leśnym (Cladonia sylvatica – 4,1 mg·100 g -1 s.m.), a największe 

w łodydze borówki czarnej (Vaccinium myrtillus – 24,8 mg·100 g -1 s.m.), (tab. 6). 

Uzyskane zawartości N-NO 3 

w badanej szacie roślinnej są nieco niższe od tych, jakie 

w tkankach mozgi trzcinowatej (Phalaris arundinacea, 26 – 61 mg·100 -1 g s.m.) stwierdzili 

Golińska i Kozłowski [2006]. Zauważono ponadto, że sosna zwyczajna pobiera prawie 

dwukrotnie mniej mineralnych form azotu niż drzewa liściaste i krzewinki (tab. 5 i 6). Prawidłowość 

taką zaobserwowały w odniesieniu do sosny i drzew liściastych Wachowska- 

Serwatka i Marczonek [1968]. 

55


Stężenia jonów fosforanowych w badanej szacie roślinnej przyjmowały średnie wartości 

od 12,5 mg·100 g -1 s.m. w widłozębie miotlastym (Dicranum scoparium) do 61,9 

mg·100 g -1 s.m. w liściach kruszyny pospolitej (Frangula alnus) w Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis. Największy współczynnik zmienności zawartości jonów fosforanowych 

charakteryzował sit rozpierzchły (Juncus effusus), CV = 54%, a najmniejsza zmienność jednoroczne 

igły sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris), CV = 21%, (tab. 5). Roślinność boru sosnowego 

charakteryzowały nieco niższe zawartości fosforanów niż w roślinności lasu sosnowo-brzozowego 

(tab. 6). Najmniejszą zawartość fosforanów stwierdzono w widłozębie 

miotlastym (Dicranum scoparium 12,5 mg·100 g -1 s.m.), a największą w tegorocznych igłach 

sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris 33,2 mg·100 g -1 s.m.). 

Zmiana zawartości badanych jonów w trakcie czterech sezonów wegetacyjnych jest widoczna 

w wartościach współczynników zmienności. Największą zmienność zawartości wykazywały 

w badanej szacie roślinnej jony azotanowe. 

Tabela 5. Średnia zawartość związków azotu i fosforu [mg·100 g -1 s.m.] w Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis w latach 2002 – 2005, dla n=25 

Table 5. Average of nitrogen and phosphorus content [mg·100 g -1 s.m.] in Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis in 2002 – 2005, n=25 

Gatunek 

N-NH 4 

N-NO 3 

P-PO 4 

śr. CV śr. CV śr. CV 

Betula pubescens liście 25,3 53 7,8 60 36,1 36 

igły tegoroczne 17,7 51 3,1 52 35,9 37 

Pinus sylvestris igły 1-roczne 19,5 47 7,5 61 25,4 21 

igły 2, 3-letnie 23,1 50 5,3 125 24,7 26 

Quercus robur 

37,9 49 15,6 102 59,3 38 

liście 

Frangula alnus 28,3 46 18,0 56 61,9 45 

liście 34,1 25 20,9 34 23,7 49 

Vaccinium vitis-idaea łodyga 34,0 36 15,5 26 22,4 51 

owoce 24,9 4 13,9 – 21,2 – 

liście 40,3 52 13,9 64 32,6 46 

Vaccinium myrtillus łodyga 46,7 34 16,0 48 29,5 32 

owoce 22,5 8 10,1 – 16,9 – 


20,2 45 8,7 81 23,8 39 

Deschampsia flexuosa pędy 20,1 50 6,1 16 24,7 49 

Molinia caerulea 21,2 34 12,1 51 33,1 44 

Pleurozium schreberi 

16,5 34 6,4 60 21,8 45 

łodyżka 

Dicranum scoparium 18,3 39 11,1 55 12,5 41 

i listki 

Hypnum cupressiforme 17,4 42 10,1 68 14,5 30 


25,0 35 12,3±5,4 44 29,4 54 

Athyrium filix-femina 26,1 33 10,4±4,8 47 43,1 37 

liście 

Phragmites australis 26,5 45 9,7±3,9 40 39,5 39 

Rubus plicatus 26,3 59 11,0±4,9 44 30,7 34 

Objaśnienia: śr. – wartość średnia, CV – współczynnik zmienności [%]. 


56


Tabela 6. Średnia zawartość związków azotu i fosforu [mg·100 g -1 s.m.] w Empetro nigri-Pinetum 

w latach 2002 – 2005, dla n=25. 

Table 6. Average of nitrogen and phosphorus content [mg·100 g -1 s.m.] in Empetro nigri-Pinetum 

in 2002 – 2005, n=25. 

Gatunek 

N-NH 4 

N-NO 3 

P-PO 4 

śr. CV śr. CV śr. CV 

igły tegoroczne 15,6 39 7,0 49 33,2 33 

Pinus sylvestris igły 1-roczne 10,9 57 6,5 60 24,2 27 

igły 2-, 3-letnie 13,3 44 6,9 43 23,9 26 

liście 35,3 26 18,7 48 21,2 19 

Vaccinium vitis-idaea łodyga 28,3 32 13,4 44 17,3 35 

owoce 21,0 5 10,4 7 18,4 5 

liście 43,2 47 15,4 55 26,3 56 

Vaccinium myrtillus łodyga 56,7 35 24,8 42 20,9 50 

owoce 15,9 22 8,2 14 15,2 7 


25 53 13,6 42 13,4 39 

pędy 

Empetrum nigrum 24,4 47 10,9 49 21,3 18 

Carex arenaria liście 16,6 53 7,8 64 32,1 25 

Hylocomium splendens 

16,7 50 6,4 64 13,0 20 

Pleurozium schreberi 15,6 45 6,8 110 13,2 21 

łodyżka 

Dicranum scoparium 18,1 56 5,1 76 12,5 23 

i listki 

Leucobryum glaucum 12,9 61 12,3 129 12,8 24 

Hypnum cupressiforme 13,7 58 6,8 57 15,5 30 

Cladonia sylvatica plecha 12,0 49 4,1 64 15,1 34 

Objaśnienia: śr. – wartość średnia, CV – współczynnik zmienności [%]. 


Ich zawartość była ściśle związana z opadami atmosferycznymi, które mogły w znacznym 

stopniu wymywać N-NO 3 

z tkanek roślinnych [Walna i in. 2003, Parzych i in. 2008]. Wzmożona 

ilość opadów atmosferycznych w okresie jesiennym przyczyniła się do znacznego wymywania 

azotanów z Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis, co widoczne jest we wzroście koncentracji 

tych jonów w opadach podkoronowych lasu sosnowo-brzozowego [Parzych i in. 2008]. 

Największa zawartość azotu i fosforu w szacie roślinnej występowała wczesnym latem, 

w czasie maksymalnego wzrostu roślinności. Od czerwca zawartość tych pierwiastków najczęściej 

malała na skutek przyrostu masy (owocowania) oraz deficytu wody w okresie letnim. 

Obniżenie stężenia powyższych biogenów w tkankach roślinnych obserwowano w miesiącach 

jesiennych, co jest wynikiem mniejszego zapotrzebowania roślinności. Na rysunkach 4 

i 5 przedstawiono przebieg zmienności zawartości azotu ogólnego (T-N) i fosforu ogólnego 

(T-P) w pędach wrzosu zwyczajnego (Calluna vulgaris) i turzycy piaskowej (Carex arenaria). 

Zmienność zawartości N i P w roślinności leśnej wykazuje pewne podobieństwo w sezonach 

wegetacyjnych w latach 2002–2005. Niewielkie różnice zawartości azotu i fosforu 

w kolejnych sezonach wynikają przede wszystkim ze zmiennej dostępności biogenów 

w glebie oraz różnych ilości dostępnej wody. Niedostateczna ilość wody może wiązać się ze 

zmniejszeniem zawartości azotu w liściach [Stefan i Gabler 1998]. Podobną zmienność za- 

57


Rys. 4. Dynamika zawartości fosforu ogólnego (T-P) w pędach Calluna vulgaris w Vu-Bp i En-P w latach 2002 – 2005 

Fig. 4. Dynamics concentration total phosphorus (T-P) in shoots Calluna vulgaris in Vu-Bp and En-P in 2002 – 2005 

Rys. 5. Dynamika zawartości azotu ogólnego (T-N) i fosforu ogólnego (T-P) w liściach Carex arenaria w En-P w latach 2002 – 2005 

Fig. 5. Dynamics concentration total nitrogen (T-N) and total phosphorus (T-P) in leaves Carex arenaria in En-P in 2002 – 2005 

58


wartości nutrientów w listowiu w sezonie wegetacyjnym opisali inni badacze [Wachowska- 

Serwatka i Marczonek 1968, Chapin i Kedrowski 1983, Regina i Tarazona 2001]. 

Wśród jonów we wszystkich badanych gatunkach roślinności dominował N-NH 4 

. Jony 

amonowe kilkakrotnie przewyższały koncentrację azotanów (tab. 7 i 8). Podobne relacje pomiędzy 

mineralnymi formami azotu w szacie roślinnej stwierdzili Andrews i in. [1999]. Mineralne 

związki azotowe występowały w niewielkiej przewadze nad fosforanami w większości 

gatunków. W Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis liście gatunków drzewiastych, takich 

jak: brzoza omszona (Betula pubescens), dąb szypułkowy (Quercus robur), kruszyna pospolita 

(Frangula alnus), a także tegoroczne igły sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) oraz liście 

wietlicy samiczej (Athyrium filix-femina) i trzciny pospolitej (Phragmites communis) zawierały 

przewagę form fosforanowych nad amonowymi i azotanowymi (tab. 7). W Empetro nigri-Pinetum 

również w większości gatunków przeważały formy mineralne azotu nad fosforanami 

(tab. 8). Jedynie igły sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) oraz liście turzycy piaskowej (Carex 

arenaria) zawierały znacznie więcej fosforanów rozpuszczalnych niż form azotu. 

Tabela 7. Relacje pomiędzy jonami rozpuszczalnymi azotu i fosforu w Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis w latach 2002 – 2005 

Table 7. Ratios of soluble nitrogen and phosphorus ions in Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis 

in 2002 – 2005 

Gatunek 

N-NH 4 

N-NO 3 

N-NH 4 

+ N-NO 3 

P-PO 4 

Betula pubescens liście 3,2 0,9 

igły tegoroczne 5,6 0,6 


igły 1-roczne 2,6 1,1 

igły 2-, 3-letnie 4,3 1,1 

Quercus robur 

2,4 0,9 

liście 

Frangula alnus 1,6 0,7 

liście 1,6 2,3 

Vaccinium vitis-idaea 

łodyga 2,2 2,2 

owoce 1,8 1,8 


Vaccinium myrtillus 


owoce 2,2 1,9 


2,3 1,2 

Deschampsia flexuosa pędy 

3,3 1,1 

Molinia coerulea 1,8 1,0 

Pleurozium schreberi 

2,6 1,0 

łodyżka 

Dicranum scoparium 1,6 2,3 

i listki 

Hypnum cupressiforme 1,7 1,9 


2,0 1,3 

Athyrium filix-femina 2,5 0,8 

liście 

Phragmites communis 2,7 0,9 

Rubus plicatus 2,4 1,2 


59


Tabela 8. Relacje pomiędzy jonami rozpuszczalnymi azotu i fosforu w Empetro nigri-Pinetum 

w latach 2002 – 2005 

Table 8. Ratios of soluble nitrogen and phosphorus ions in Empetro nigri-Pinetum 

in 2002 – 2005 

Gatunek 

N-NH 4 

N-NO 3 

N-NH 4 

+ N-NO 3 

P-PO 4 

igły tegoroczne 2,2 0,7 


igły 1-roczne 1,7 0,7 

igły 2, 3-letnie 1,9 0,8 


Vaccinium vitis-idaea 


owoce 2,0 1,7 


Vaccinium myrtillus 


owoce 1,9 1,6 


1,8 2,9 

pędy 

Empetrum nigrum 2,2 1,7 

Carex arenaria liście 2,1 0,8 

Hylocomium splendens 

2,6 1,8 

Pleurozium schreberi 2,3 1,7 

łodyżka 

Dicranum scoparium 3,6 1,8 

i listki 

Leucobryum glaucum 1,05 1,9 

Hypnum cupressiforme 2,0 1,3 

Cladonia sylvatica plecha 2,9 1,1 


5. WNIOSKI 

1. Roślinność Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis charakteryzuje większa zawartość 

azotu i fosforu niż gatunki w Empetro nigri-Pinetum zarówno w listowiu drzew, jak 

i w roślinności runa leśnego, co wynika z obecności zasobnej gleby kopalnej, a także 

wyższego poziomu wód gruntowych, który sprzyja lepszemu zaopatrzeniu roślinności 

Vu-Bp w wodę. 

2. W Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis stwierdzono dobre zaopatrzenie roślinności 

runa w biogeny (2,088 – 0,870% N; 0,172% – 0,065% P) oraz wystarczającą zawartość 

N i P w igliwiu pinus sylvestris (>1,3% N, >0,1% P) przy 18 m wysokości 47- letniej 

brzozy omszonej i 60-letniej sosny zwyczajnej. 

3. W Empetro nigri-Pinetum wykazano słabsze zaopatrzenie roślinności runa leśnego 

w biogeny (1,159 – 0,611% N; 0,114 – 0,065% P) oraz niedobór azotu w igliwiu pinus 

sylvestris (


4. Zawartość węgla w badanych roślinach wynosiła od 38,4% do 55,2% w Vaccinio uliginosi-Betuletum 

pubescentis i od 31,5% do 54,8% w Empetro nigri-Pinetum. 

5. Stosunek N:P w roślinności Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis przyjmuje wartości 

z przedziału 8,8–13,9, a w Empetro nigri-Pinetum od 8,0 do 13,1. 

6. Zmienność zawartości azotu i fosforu w roślinności obu zespołów leśnych w trakcie sezonów 

wegetacyjnych jest ze sobą istotnie związana, potwierdzają to wartości współczynników 

korelacji Pearsona. 

7. Największy współczynnik zmienności (CV) charakteryzował zawartość jonów azotanowych 

w poszczególnych gatunkach roślin zarówno w Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis, 

jak i w Empetro nigri-Pinetum. 

8. Mineralne formy azotu (NH 4+ 

, NO 3- ) występowały w niewielkiej przewadze nad jonami 

3- 

PO 4 

w większości gatunków badanych zespołów leśnych. 


AITKENHEAD-PETERSON J.A., ALEXANDER J.E., ALBRECHTOVA J., KRAM P., ROCK 

B., CUDLIN P., HRUSKA J., LHOTOKOVA Z., HUNTLEY R., OULEHLE F., POLAK T., 

McDOWELL W.H. 2006. Linking foliar chemistry to forest floor solid and solution phase 

organic C and N in Picea abies [L.] Karst. stands in northern Bohemia. Plant and Soil 

283: 187–201. 

ANDREWS M., SPRENT J.I., RAVEN J.A., EADY P.E. 1999. Relationships between shoot 

to root ratio, growth and leaf soluble protein concentration of Pisum sativum, Phaseolus 

vulgaris and Triticum aestivum under different nutrient deficiencies. Plant Cell & Environment 

22: 949–958. 

ATTIWILL P.M., ADAMS M.A. 1993. Nutrient cycling in forests, New Phytologist 124. 561–582. 

BANASZUK P. 1996. Skład chemiczny biomasy drzewostanu i roślin runa w zbiorowisku 

boru wilgotnego Vaccinio myrtilli-Pinetum i boru świeżego Peucedano-Pinetum w rezerwacie 

Szelągówka, Zeszt. Nauk. Polit. Białost., Inż. Środ. 9, 109: 137–142. 

BEDNAREK R., DZIADOWIEC H., POKOJSKA U., PRUSINKIEWICZ Z. 2005. Badania 

ekologiczno-gleboznawcze. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa. 

BIAŁY K. 1983. Wpływ mineralnego odżywiania sosny pospolitej (Pinus silvestris L.) na jej 

wzrost w świetle analiz składu chemicznego igieł. AUNC, Biologia 29, 63: 129–178. 

BINKLEY D., HÖGBERG P. 1997. Does atmospheric deposition of nitrogen threaten Swedish 

forests? Forest Ecology and Management 92: 119–152. 

BURG J. VAN DEN. 1990. Foliar analysis for determination of tree nutrient status – a compilation 

of literature data. 2. Literature 1985–1989. ”De Dorschkamp”. Institute for Forestry 

and Urban Ecology. Wageningen, The Netherlands, Rapport 591. 

CHAPIN F.S. III. 1980. The mineral nutrition of wild plants. Ann. Rev. Ecol. System. 11: 

233–260. 

61


CHAPIN F.S. III, KEDROWSKI R.A. 1983. Seasonal changes of nitrogen and phosphorus 

fractions in autumn retranslocation in evergreen and deciduous Taiga trees, Ecology 

64, 2: 376–391. 

COMPTON J.E., COLE D.W. 1998. Phosphorus cycling and soil P fractions in Douglas-fir 

and red alder stands, For. Ecol. Manage. 110: 101–112. 

CURTIN D., WEN G. 1999. Organic matter fractions contributing to soil nitrogen, mineralization 

potential, Soil Sci. Am. J. 63: 410–415. 

DE VRIES W., HEIJ G.J. 1991. Critical loads and critical levels for the environment effects 

of air pollution. [W:] Dutch priority programme on acidification (red: G.J. Heij, T. Schneider. 

Re. no. 200-09. Nationale Institute of Public Health and Environmental Protection, 

Bilthoven (Netherlands): 180–190. 

ENWEZOR W.O. 1976. The mineralization of nitrogen and phosphorus in organic material 

of varying C:N and C:P ratios. Plant and Soil 44, (1): 237–240. 

Forest foliar condition in Europe. 1997. Forest Foliar Coordinating Centre in cooperating 

with the Australian Federal Forest Research Centre, EC-UN/ECE-FBV A. Brussels, 

Geneva, Vienna. 

FYSTRO G., NESHEIM L., BAKKEN A.K. 2008. Phosphorus management in Nordic-Baltic 

agriculture- reconciling productivity and environmental protection. NJF Report 4, 4: 

51–56. 

GAWLIŃSKI S. 1991. Wpływ nawożenia mineralnego na wegetację i chemizm sosny Zwyczajnej. 

IOŚ, Warszawa. 

GERDOL R. 2005. Growth performance of two deciduous Vaccinium species in relation on 

nutrient status in a subalphine heath. Flora 200: 168–174. 

GIFFORD R.M. 2000. Carbon contents of aboveground tissues of forest and woodland 

trees, National Carbon Accounting System Technical Report 22, Australian Greenhouse 

Office, Canberra. 

GOLIŃSKA B., KOZŁOWSKI S. 2006. Zmienność w występowaniu składników organicznych 

i mineralnych w Phalaris arundinacea. Annales UMCS, Sec. E 61: 353–360. 

GÜSEWELL S. 2004. N:P ratios in terrestrial plants: variation and functional significance, 

New Phytologist 164: 243–266. 

GÜSEWELL S., KOERSELMAN W. 2002. Variation in nitrogen and phosphorus concentrations 

of wetland plants, Perspectives in Ecology. Evolution and Systematics 5: 37–61. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN. 

Warszawa. 

KOERSELMAN W., MEULEMAN A.F.M. 1996. The vegetation N:P ratio: a new tool to detect 

the nature of nature limitation. J. Appl. Ecol. 33: 1441–1450. 

KWIATKOWSKA A. 1988. Możliwości oceny stanu odżywiania i potrzeb nawozowych drzewostanów 

sosnowych na podstawie analiz składu chemicznego wybranych roślin runa. 

Acta Universitatis Nicolai Copernici, Biologia 32, Nauki Mat.-Przyr. 69: 139–166. 

62


MCGRODDY M.E., DAUFRESNE T., HEDIN L.D. 2004. Scaling of C:N:P stochiometry in 

forests worldwide: implications of terrestrial redfield – type ratios. Ecol. Soc. Am. 85(9): 

2390–2401. 

MALZAHN E. 2002a. Igły sosny zwyczajnej jako bioindykator zagrożeń środowiska leśnego 

Puszczy Białowieskiej. Biuletyn Monitoringu Przyrody 1 (3). 

MALZAHN E. 2002b. Monitoring zagrożeń i zanieczyszczenia środowiska leśnego Puszczy 

Białowieskiej. Kosmos 51,4 (257): 435–441. 

MAŁACHOWSKA J., WAWRZYNIAK J., KLUZIŃSKI L., HILDEBRAND R., PLUCIA M., WÓJ- 

CIK J. 2006. Monitoring lasów. Ocena stanu zdrowotnego lasów w latach 1995–2005. 

Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. 

MERILA P., DEROME J. 2008. Relationships between needles nutrient composition in 

Scotts pine and Norway spruce stands and the respective concentrations in the organic 

layer and in percolation water. Boreal Env. Res. 13 (suppl. B): 35–47. 

NOWOSIELSKI O. 1974. Metody oznaczania potrzeb nawożenia, PWRiL, Warszawa. 

OLLINGER S.V., SMITH M.L., MARTIN M.E., HALLETT R.A., GOODALE C.L., ABER J.D. 

2002. Regional variation in foliar chemistry and N cycling among forest of diverse history 

and composition. Ecology 83: 339–355. 

OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny gleb 

i roślin. Katalog. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa. 

OSTROWSKA A., PORĘBSKA G. 2002. Skład chemiczny roślin, jego interpretacja i wykorzystanie 

w ochronie środowiska. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa. 

PARZYCH A. 2008. Dynamika koncentracji związków azotu i fosforu w dwóch odmiennych ekosystemach 

leśnych Słowińskiego Parku Narodowego. Akademia Pomorska (mscr.), Słupsk. 

PARZYCH A., ASTEL A., TROJANOWSKI J. 2008. Fluxes of biogenic substances in precipitation 

and througfall in woodland ecosystems of the Słowiński National Park. Arch. 

Environ. Prot. 34, 2: 13–24. 

PARZYCH A., TROJANOWSKI J. 2007. Biogenic substances versus the level of ground waters 

in chosen woodland ecosystems of the Słowiński National Park. Ann. Pol. Chem. 

Soc.: 423–426. 

Plan ochrony SPN 2003. Operat Ochrony Ekosystemów Leśnych na lata 2002 – 2021. 

T. VIII, opis ogólny, t. 9/1, opis taksacyjny lasu – Obręb Lądowy Oddziały 1–63. Jeleniogórskie 

Biuro Planowania i Projektowania. 

POKOJSKA U. 1992. Adsorpcja i wymiana kationów w próchnicach leśnych. Rozprawy 

UMK, Toruń. 

PORĘBSKA G., OSTROWSKA A. 1999. Chemizm roślin z terenów składowania odpadów. 

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 15: 81–98. 

PRESCOTT C.E., CORBIN I.P., PARKINSON D. 1992. Availability of nitrogen and phosphorus 

in the forest floor of Rocky Mountain coniferous forests. Can. J. For. Res. 22: 

593–600. 

63


PUCHALSKI T., PRUSINKIEWICZ Z. 1975. Ekologiczne podstawy siedlikoznawstwa 

leśnego. PWRiL, Warszawa. 

PUGNAIRE F.I. 2001. Variability of inorganic nutrient concentrations in leaves, New Phytologist 

150: 499–507. 

RAVEN J.A., HANDLEY L.L., ANDREWS M. 2004. Global aspects of C/N interactions determining 

plant-environment interactions. J. Exp. Bot. 55: 11–25. 

REGINA I., TARAZONA T. 2001. Nutrient cycling in a natural beech forest and adjacent 

planted pine in northern Spain. Forestry 74 (1): 11–28. 

SCHACHTMAN D.P., REID R.J., AYLING S.M. 1998. Phosphorus Uptake by Plants: from 

Soil to Cell. Plant Physiol. 116: 447–453. 

SILVA G.T.A., MATOS L.V., NOBREGA P.O., CAMPELLO E.F.C., RESENDE A.S. 2008: 

Chemical composition and decomposition rate of plants used as green manure. Sci. 

Agric. 65, 3: 298–305. 

STARCK Z. 2006. Różnorodne funkcje węgla i azotu w roślinach. Kosmos 55: 2–3 (271– 

272): 243–257. 

STEFAN K., GABLER K. 1998. Connections between climatic conditions and the nutritional 

statues of spruce needles determined from the Australian bio-indicator grid. Environ. 

Sci. & Pollut. Res. Special Issue 1: 59–62. 

SZCZUBIAŁKA Z. 1981. Zawartość azotu i składników mineralnych w igłach jako podstawa 

oceny stanu zaopatrzenia sosny zwyczajnej (Pinus silvestris L.) w składniki pokarmowe. 

Inst. Bad. Leśn., Warszawa (praca doktorska). 

TOWNSEND A.R., CLEVELAND C.C., ASNER G.P., BUSTAMANTE M.M.C. 2006. Controls 

over foliar N:P ratios in tropical rain forest. Ecology. Abstract: 107–118. 

WACHOWSKA-SERWATKA K. 1966. Sezonowe zmiany azotu i składników mineralnych 

w ściółce, w glebie i w roślinach lasu mieszanego Rezerwatu Lubsza. Acta Univ. Wrat. 

48, Prace Bot. VII: 71–130. 

WACHOWSKA-SERWATKA K., MARCZONEK A. 1968. Azot i składniki mineralne w liściach 

drzew i roślin zielnych w rezerwacie Leśna Woda. Acta Univ. Wrat. 64, Prace Bot. IX: 109–128. 

WACHOWSKA-SERWATKA K., MARCZONEK A. 1970. Sezonowe zmiany składników mineralnych 

w liściach drzew i roślin zielnych w rezerwacie Kamień Śląski. Acta Univ. 

Wrat. 116, Prace Bot. XI: 107–119. 

WALNA B., POLKOWSKA ż., MAŁEK S., MĘDRZYCKA K., NAMIEŚNIK J., SIEPAK J. 

2003. Tendencies of Change in the Chemistry of Precipitation at Tree Monitoring Stations 

1996–1999. Pol. J. Environ. Stud. 12, 4, 467–472. 

WANG G.G., KLINKA K. 1997. White spruce foliar nutrient concentrations in relation to tree 

growth and soil nutrients amounts. For. Ecol. Manag. 98: 89–99. 

ZHIGUO X., BAIXING Y., HE Y., CHANGCHUM S. 2007. Nutrient limitation and wetland botanical 

diversity in northeast China: can fertilization influence on species richness? Soil 

Science 172(1): 86–93. 

64


Helena Kubicka*, Tomasz Kubel* 

THE INFLUENCE OF CHOSEN BIOGENIC ELEMENTS 

ON GROWTH OF RYE INBRED LINES 

DZIAŁANIE WYBRANYCH PIERWIASTKÓW BIOGENNYCH 

NA WZROST LINII WSOBNYCH żYTA (SECALE CEREALE L.) 

Słowa kluczowe: cynk, jony, linie wsobne, mangan, żyto. 

Key words: inbred lines, ions, manganese, rye, zinc. 

Cynk i mangan to biogenne pierwiastki występujące powszechnie w środowisku. Ich niedobór 

niekorzystnie wpływa na wzrost i rozwój roślin. W niniejszej pracy badano wrażliwość siewek 

pięciu linii wsobnych żyta na zwiększoną zawartość jonów cynku i manganu w podłożu. Uzyskane 

wyniki wskazują, że stężenie 10 -1 M obu pierwiastków powoduje znaczne zahamowanie 

wzrostu roślin, zarówno korzeni, jak i części nadziemnych. natomiast niższe stężenie 10 -2 M 

jonów cynku lub manganu stymuluje wzrost u niektórych linii. najwyższa tolerancja obu pierwiastków 

cechowała linię 154. Oceniane linie wsobne żyta zróżnicowanie reagowały na nadmiar 

jonów cynku lub manganu w podłożu. Bardziej wrażliwe na działanie obu pierwiastków, 

aniżeli korzenie, były części nadziemne roślin. Zastosowany w doświadczeniu kwas askorbinowy 

w kombinacji z cynkiem lub manganem w stężeniu 10 -1 M powodował zmniejszenie stresu 

spowodowanego nadmiarem tych pierwiastków w podłożu u niektórych linii. 

1. INTRODUCTION 

Biogenic elements such as manganese and zinc are parts of many enzymes and are 

necessary for development and growth of plants. They are abundant in soil, and their main 

natural source is bedrock [CICAD 2004, Broadley et al. 2007]. 

Levels of anthropogenic zinc and manganese in environment have been rising along 

with increasing industrialization. In the nineties emission levels of zinc were close to 2700 

* Doc. dr hab. Helena Kubicka, mgr Tomasz Kubel – Ogród Botaniczny – Centrum 

Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; 

e-mail: helenakubicka@wp.pl 

65

environment by burning fossil fuels and tyres, using pesticides as well as dumping sewage 

sludge and metals coated with anticorrosive Helena Kubicka, zinc Tomasz layers [Broadley Kubel et al. 2007]. 

The main sources of atmospheric manganese contamination are ore mills and burning 

fossil kilotons fuels * [Hagelstein year -1 while 2009].Manganese two millennia ago it soil was contamination only 10 kilotons is mainly * year -1 caused . The main by penetration areas of 

of zinc manganese contamination compounds are around from zinc waste mining yards sites and [Pugh through et al. 2002]. contaminated Zinc is also rainfalls released [CICAD into 

2004]. 

environment 

A source 

by burning 

of 

fossil 

manganese 

fuels and 

contamination 

tyres, using pesticides 

is also 

as well 

the 

as 

gasoline 

dumping sewage 

additive 

sludge and metals coated with anticorrosive zinc layers [Broadley et al. 2007]. 

metylocyclopentadienyl manganese tricarbonyl (MMT) that is used in some countries to 

The main sources of atmospheric manganese contamination are ore mills and burning 

increase fossil fuels octane [Hagelstein rating 2009]. [Kitazawa Manganese et al. 2002]. soil contamination is mainly caused by penetration 

of Plant manganese tolerance compounds to deficiency from of waste biogenic yards compounds and through differs contaminated not only between rainfalls species [CI- 

CAD 2004]. A source of manganese contamination is also the gasoline additive metylocyclopentadienyl 

manganese tricarbonyl (MMT) that is used in some countries to increase fuel 

but even between lines. One of zinc hyperaccumulators are plants from the Thlapsi genus and 

an example of a manganese hyperaccumulator is Phytolacca americana. Inhibition of growth 

octane rating [Kitazawa et al. 2002]. 

and disturbance Plant tolerance in the to mineral deficiency uptake of biogenic and distribution compounds are differs the main not symptoms only between of excess species Mn 

and but Zn even in soil between [Lidon lines. 2001, One Broadley of zinc et hyperaccumulators al. 2007, Mina et al. are 2007]. plants from the Thlapsi genus 

and an example of a manganese hyperaccumulator is Phytolacca americana. Inhibition of 

The objective of this research was to evaluate the influence of zinc and manganese in 

growth and disturbance in the mineral uptake and distribution are the main symptoms of excess 

Mn and Zn in soil [Lidon 2001, Broadley et al. 2007, Mina et al. 2007]. 

the growth medium on growth of rye seedlings . 

The objective of this research was to evaluate the influence of zinc and manganese in 

the growth medium on growth MATERIALS of rye seedlings. AND METHODS 

Five, genetically different inbred lines (L176, 154, L29, CH7/99, L230, M353) of rye 

were used in the experiment 

2. 

[Kubicka 

MATERIALS 

et 

AND 

al. 2006]. 

METHODS 

Four-day-old rye seedlings were 

transferred Five, to genetically the Hoagland’s different medium inbred lines with (L176, addition 154, of L29, zinc CH7/99, or manganese: L230, M353) the medium of rye 

without were used zinc or in the manganese experiment addition [Kubicka was et used al. as 2006]. the control: Four-day-old 10 -1 M rye and seedlings 10 -2 M Zn were or Mn. transferred 

to the Hoagland’s medium with addition of zinc or manganese: the medium without 

Two 

combinations were prepared with addition of ascorbic acid (10 -2 M) and zinc or manganese at 

zinc or manganese addition was used as the control: 10 -1 M and 10 -2 M Zn or Mn. Two combinations 

were 

a concentration 10 

prepared -1 M. The 

with 

length 

addition 

of roots 

of ascorbic 

and shoots 

acid 

was 

(10 

measured -2 M) and 

after 

zinc or 

seven 

manganese 

and fourteen 

at 

days. a concentration The tolerance 10index -1 M. The was length calculated of roots according and shoots to the was equation: measured after seven and fourteen 

days. The tolerance index was calculated according to the equation: 

Tolerance 

value before metal treatment 

index 

100% 

value after metal treatment 

3. RESULTS AND AND DISCUSSION 

Although Zn and Mn are biogenic elements, exposition of rye inbred lines seedlings to 

Although Zn and Mn are biogenic elements, exposition of rye inbred lines seedlings to 

excess excess Zn Zn or or Mn Mn resulted resulted mainly mainly in in inhibition inhibition of of seedlings seedlings growth growth (Fig. (Fig. 11–4). 

– 4). 

The shoots of of tested rye inbred lines were more susceptible to to Zn Zn or or Mn Mn than than the the roots. 

Distinguished growth inhibition was observed especially on the growth mediums with with higher higher 

metal concentration (10 

metal concentration (10 -1 -1 M). The plants exposed to lower metal concentration (10 

M). The plants exposed to lower metal concentration -2 M) developed 

better. Manganese (10 -2 M) stimulated growth of 7 and 14 days old seedlings of 

(10 -2 M) 

inbred 

66 

- 2 -

The influence of chosen biogenic elements on growth of rye inbred lines 

developed better. Manganese (10 -2 M) stimulated growth of 7 and 14 days old seedlings of 

line 154. Lines L29 and M353 showed high tolerance to manganese at a 10 -2 M concentration 

– 7 days old seedlings were almost of the same length as the control seedlings. The big- 

inbred line 154. Lines L29 and M353 showed high tolerance to manganese at a 10 -2 M 

concentration – 7 days old seedlings were almost of the same length as the control seedlings. 

gest inhibition of growth, on the medium with excess Mn and Zn, was observed in line L230 

The biggest inhibition of growth, on the medium with excess Mn and Zn, was observed in line 

(Fig. 1–2). Shoots of tested lines were more sensitive to Zn: they grew much shorter than 

L230 (Fig. 1-2). Shoots of tested lines were more sensitive to Zn: they grew much shorter 

in the lines with Mn added to the medium. Zinc concentration of 10 -2 M had less influence 

than in the lines with Mn added to the medium. Zinc concentration of 10 -2 M had less 

on rye seedling growth. Lines 154, L230 and L29 had the highest tolerance index, ranging 

influence on rye seedling growth. Lines 154, L230 and L29 had the highest tolerance index, 

from 60% (line L29) to 80% (line 154). Some lines growing on the medium with ascorbic acid 

ranging from 60% (line L29) to 80% (line 154). Some lines growing on the medium with 

showed higher tolerance to Zn and Mn. Shoot increment was noted in lines: CH7/99 and 

ascorbic acid showed higher tolerance to Zn and Mn. Shoot increment was noted in lines: 

L230 (7 days, Zn), L154 and L176 (7 and 14 days, Mn). 

CH7/99 and L230 (7 days, Zn), L154 and L176 (7 and 14 days, Mn). 

120% 

100% 

Tolerance index 

80% 

60% 

40% 

20% 

0% 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

10-1M 

10-1+witC 

10-2M 

L176 L154 L29 CH7/99 L230 M353 

Inbred lines 

Zn 7dni 

Zn 14 dni 

Fig. 1. The Fig. 1. influence The influence of zinc ions of zinc on ions the on length the length of shoots of shoots of 7 of and 7 and 14 14 day day seedlings of of rye rye inbred 

inbred lines in comparison to control [%] 

lines in comparison to control [%] 

Rys. 1. Wpływ jonów cynku na długość kiełków 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych 

Rys. 1. Wpływ jonów żyta cynku w porównaniu długość do kontroli kiełków [%] 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych żyta w porównaniu 

do kontroli [%] 

120% 

100% 

80% 

60% 

40% 

20% 

0% 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

10-1M 

10- 

1+witC 

10-2M 

Tolerance index 

L176 L154 L29 CH7/99 L230 M353 

Inbred lines 

Mn 7 dni Mn 14 dni 

- 3 - 

Fig. 2. Fig. The 2. influence The of influence manganese of manganese ions on ions the length on the of length shoots of shoots of 7 and of 714 and day 14 seedlings day of 

seedlings of rye inbred lines in comparison to control [%] 

rye inbred lines in comparison to control [%] 

Rys. 2 Wpływ jonów manganu na długość kiełków 7 i 14 dniowych siewek linii 

Rys. 2. Wpływ jonów 

wsobnych 

manganu 

żyta 

na 

w porównaniu 

długość kiełków 

do kontroli 

7 i 

[%] 

14 dniowych siewek linii wsobnych żyta 

w porównaniu do kontroli [%] 

The excess of both biogenic molecules had less influence on growth of roots than 

shoots (Fig. 3 – 4). The biggest growth inhibition for Zn and Mn was observed at a 67 

concentration of 10 -1 M. The rye inbred lines differed in their reaction to tested metals. Lines 

L176 and L230 appeared to be most susceptible and line 154 most tolerant. The root tolerance

Helena Kubicka, Tomasz Kubel 

The excess of both biogenic molecules had less influence on growth of roots than 

shoots (Fig. 3–4). The biggest growth inhibition for Zn and Mn was observed at a concentration 

of 10 -1 M. The rye inbred lines differed in their reaction to tested metals. Lines L176 

and L230 appeared to be most susceptible and line 154 most tolerant. The root tolerance 

index of inbred line 154 exceeded 100%: at a concentration of 10 -2 M Zn or Mn, after 7 days 

at a concentration 10 -1 M (Zn or Mn) and after 14 days at a concentration 10 -1 M with addition 

of ascorbic acid. After 7 days of observation ascorbic acid lowered the stress caused by excess 

Zn or Mn in lines M353, L176 and 29. 

Tolerance Tolerance index index 

140% 

120% 140% 

100% 120% 

100% 80% 

60% 80% 

40% 60% 

20% 40% 

20% 

0% 

10-1M 10-1M 

10- 10- 

1+wit.C 1+wit.C 

10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


L176 154 L29 CH7 L230 M353 

L176 154 L29Inbred linesCH7 L230 M353 

Inbred lines 

Zn 7dni Zn 14 dni 

Zn 7dni Zn 14 dni 

Fig. 3. Fig. The 3. influence The influence of zinc of ions zinc on ions the on length the length of roots of roots of 7 of and 7 and 14 14 day day seedlings of of rye inbred 

Fig. 

lines 

3. 

in comparison inbred The influence lines to 

of comparison control 

zinc ions 

[%] to on control the length [%] of roots of 7 and 14 day seedlings of rye 

Rys. 3. Wpływ inbred lines jonów in comparison cynku na długość to control korzeni [%] 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych 

Rys. 3. Wpływ jonów cynku na długość korzeni 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych żyta w porównaniu 

żyta do w kontroli porównaniu [%] do kontroli 

Rys. 3. żyta Wpływ w porównaniu jonów cynku do na kontroli długość [%] korzeni 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych 

[%] 

10-2M 10-2M 

Tolerance index index 

140% 

120% 

100% 140% 

120% 

100% 80% 

60% 

40% 

80% 

20% 

60% 

40% 

20% 

0% 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


10-2M 10-2M 

10-1M 10-1M 

10- 10- 


L176 154 L29 CH7 L230 M353 

L176 154 L29 CH7 

Inbred lines 

L230 M353 

Inbred lines 



Fig. 4. The influence of manganese ions on the length of roots of 7 and 14 day seedlings 

Fig. 4. Fig. The 4. influence of 

The 

rye 

influence 

inbred of manganese lines 

of manganese 

in comparison ions ions the to 

on 

control length the length 

[%] of roots of roots of 7 of and 7 and 14 14 day seedlings of rye 

Rys. inbred 4. lines Wpływ 

of rye in inbred comparison jonów 

lines 

manganu 

in to comparison control na długość [%] to control 

korzeni 

[%] 

7 i 14 dniowych siewek linii 

Rys. 4. 

wsobnych 

Wpływ jonów 

żyta w 

manganu 

porównaniu 

na 

do 

długość 

kontroli 

korzeni 

[%] 

7 i 14 dniowych siewek linii 

Rys. 4. Wpływ jonów manganu długość korzeni 7 i 14 dniowych siewek linii wsobnych żyta 

wsobnych żyta w porównaniu do kontroli [%] 

w porównaniu do kontroli [%] 

The results show that line 154 is the most tolerant to the excess Zn and Mn. However, 


it has a higher tolerance to Mn than Zn. Depending on plant organs, the difference in 

68 it has a higher tolerance to Mn than Zn. Depending on plant organs, the difference in 

tolerance was observed. Shoots were more susceptible to excess Zn or Mn than roots, though 

tolerance was observed. Shoots were more susceptible to excess Zn or Mn than roots, though 

Zn had a greater inhibiting effect. The roots of line 154 expressed especially high tolerance to 

Zn had a greater inhibiting effect. The roots of line 154 expressed especially high tolerance to 

10-2M 10-2M

The influence of chosen biogenic elements on growth of rye inbred lines 


it has a higher tolerance to Mn than Zn. Depending on plant organs, the difference in tolerance 

was observed. Shoots were more susceptible to excess Zn or Mn than roots, though 

Zn had a greater inhibiting effect. The roots of line 154 expressed especially high tolerance 

to Zn ions. The tolerance index for the lower concentration of Zn reached 120% and was 

greater than 100% for Mn. Growth of line 154 roots was stimulated by the lower concentration 

(10 -2 M) of manganese or zinc and shoot growth was stimulated by the lower concentration 

of manganese. This can be caused by an important role of Mn ions in the PS II 

complex, an increased efficiency of photosynthesis and better distribution of minerals. According 

to Monnet et al. [2001] an elevated concentration of manganese caused a disorder 

in the uptake of important minerals – including iron, which is necessary for plant growth and 

development. It is important to notice that the tolerance of roots is higher than shoots. This 

is in accordance with suggestions of Lidon [2001] about storing manganese in different plant 

organs. Lower Zn tolerance is probably caused by oxidative stress induction and mineral 

uptake disorders of Mn, Mg, or Fe, what is proved by Broadley et al. [2007]. 

To test whether Zn and Mn do induce oxidative stress, an experiment was conducted 

where the growth medium was enriched with ascorbic acid and Zn or Mn at a concentration 

of 10 -1 M. It is well known that ascorbic acid is an important dietary ingredient. Plants are rich 

in this compound and it is especially abundant in chloroplasts. It mainly works as an antioxidant 

[Smirnoff 2000]. Because heavy metals induce oxidative stress, the higher tolerance 

index was expected when plants grew on the medium enriched with ascorbic acid. The results 

show slightly better growth of some lines on the medium with ascorbic acid. It is true 

for both 7 and 14 day-old seedlings. 

Tested rye inbred lines differed in their reaction to excess Zn or Mn in the growth medium. 

Line 154 showed to have the highest tolerance among all tested lines. The most susceptible 

was line L230. 

4. CONCLUSIONS 

1. Inbred lines of rye responded differently to excess of Zn or Mn in the medium. 

2. Ascorbic acid in combination with Zn or Mn at a concentration 10 -1 M in the medium reduced 

the stress caused by the excess of analized heavy metal ions. 

REFERENCES 

BROADLEY M.R., WHITE P.J., HAMMOND J.P., ZELKO I., LUX A. 2007. Zinc in plants. 

New Phytol. 173: 677–702. 

World Health Organization, Manganese and its Compounds: Environmental Aspects. 

2004. CICAD. 

69

Helena Kubicka, Tomasz Kubel 

HAGELSTEIN K. 2009. Globally sustainable manganese metal production and use. Environ. 

Manage. 90: 3736–3740. 

KITAZAWA M., WAGNER J.R., KIRBY M.L., ANANTHARAM V., KANTHASAMY A.G. 2002. 

Oxidative Stress and Mitochondrial-Mediated Apoptosis in Dopaminergic Cells Exposed 

to Methylcyclopentadienyl Manganese Tricarbonyl. JPET. 302: 26–35. 

LIDON F.C. 2001. Tolerance of rice to excess manganese in the early stages of vegetativegrowth. 

Characterisation of manganese accumulation. J. Plant Physiol. 158: 1341– 

1348. 

MINA Y., BOQINGB T., MEIZHENC T., AOYAMA I. 2007. Accumulation and uptake of manganese 

in a hyperaccumulator Phytolacca americana. Minerals Engineering 20: 188– 

190. 

MONNET F., VAILLANT N., VERNAY P., COUDRET A., SALLANON H., HITMI A. 2001. Relationship 

between PSII activity, CO2 fixation, and Zn, Mn and Mgcontents of Lolium 

perenneunder zinc stress. J. Plant Physiol. 158: 1137–1144. 

PUGH R.E., DICK D.G., FREDEEN A.L. 2002. Heavy Metal (Pb, Zn, Cd, Fe, and Cu) Contents 

of Plant Foliagenear the Anvil Range Lead/Zinc Mine, Faro, Yukon Territory. Ecotoxicol. 

Environ. Saf. 52: 273–279. 

SMIRNOFF N. 2000. Ascorbate biosynthesis and function in photoprotection. Phil. Trans. R. 

Soc. Lond. B. 355:1455–1464. 

70


Piotr Mirosław Szulc *, Mirosław Kobierski ** 

PRZYDATNOŚĆ WYDMUCHRZYCY PONTYJSKIEJ (ELyMUS 

ELONGATUS VAR. PONTICUS) W OCZYSZCZANIU GLEB 

ZANIECZYSZCZONYCH MIEDZIĄ, OŁOWIEM I KADMEM 

THE UTILITY OF ELyMUS ELONGATUS VAR. PONTICUS 

IN PHYTOREMEDIATION OF SOILS 

CONTAMINATED WITH COPPER, LEAD AND CADMIUM 

Słowa kluczowe: miedź, ołów, kadm, fitoremediacja. 

Key words: copper, lead, cadmium, phytoremediation. 

The experimental materials were the plant organs of Elymus elongatus var. ponticus from a pot 

experiment carried out during one growing season. Effects of the increased level of copper, 

lead and cadmium fertilization on the content of metals in plants were tested. 

Increased copper content in soil caused a decrease in fresh weight yield of Elymus elongatus 

var. ponticus, and at the same time, an increase in the concentration of this metal in plants. 

Along with an increase of lead nitrate rate applied, a significant increase in lead concentration 

in plants was observed, whereas a growing lead content in soil did not affect significantly the 

height of fresh weight yield of the tested plants. 

Cadmium applied at a rate of 9 mg·kg -1 soil resulted in a significant decrease in fresh weight 

yield of Elymus elongatus var. ponticus; therefore this plant should not be used in phytoremediation 

of soils contaminated with this metal. 

* Dr inż. Piotr Mirosław Szulc – Katedra Fizjologii i Podstaw Biotechnologii Roślin, 

Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy im. J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy, 

ul. Bernardyńska 6, 85-029 Bydgoszcz; tel.: 52 374 95 04; e-mail: szulc@utp.edu.pl 

** Dr inż. Mirosław Kobierski – Katedra Gleboznawstwa i Ochrony Gleb, Uniwersytet 

Technologiczno-Przyrodniczy im. J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy ul. Bernardyńska 6, 

85-029 Bydgoszcz; tel.: 52 374 95 51; e-mail: kobierski@utp.edu.pl 

71

Piotr Mirosław Szulc, Mirosław Kobierski 


Większość gleb Polski charakteryzuje naturalna zawartość metali ciężkich, natomiast gleby 

zanieczyszczone tymi metalami stanowią zaledwie 0,15% użytków rolnych. Antropogeniczne 

źródła pierwiastków śladowych to przede wszystkim odpady przemysłowe, ścieki komunalne, 

nawozy i środki ochrony roślin, które w największym stopniu zanieczyszczają środowisko [Terelak 

i in. 2000]. Ze względu na brak bariery biologicznej mogą gromadzić się w roślinach, stanowiąc 

bezpośrednie zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt [Euripidou i Murray 2004]. Toksyczne 

działanie zanieczyszczeń powoduje często zawartość w nich jednocześnie kilku metali, 

ponieważ sumuje się ich szkodliwe oddziaływanie [Ranjard i in. 2006]. Wśród technik przeciwdziałających 

nadmiernemu włączaniu się metali ciężkich z zanieczyszczonych gleb do ogólnego 

obiegu w środowisku wskazać można wiele fizycznych i chemicznych metod rekultywacji. 

W metodach tych wykorzystywane są różne postacie wapna, krzemianów i glinokrzemianów, 

polimerów i innych substancji dodawanych do gleby [Paluszek i żembrowski 2008]. 

W pobieraniu składników pokarmowych, oprócz gatunku i odmiany rośliny, najważniejszą 

rolę odgrywają właściwości gleby (pH, zawartość próchnicy, pojemność sorpcyjna) oraz forma 

chemiczna i stężenie pierwiastka [Baran i in. 2002, Strączyński i Strączyńska 2004]. Zawartość 

metali ciężkich w glebach, szczególnie łatwo dostępnych dla roślin, może być przyczyną 

ich nadmiernej koncentracji w roślinach, co prowadzi do zaburzeń w ich wzroście i rozwoju 

[Ciećko i Wyszkowski 1998]. 

W przypadku mniejszych stężeń metali ciężkich w glebie skuteczną metodą rekultywacji 

może być fitoremediacja [Susarla i in. 2002]. Jedną z najbardziej popularnych metod jest fitoekstrakcja, 

w której wykorzystuje się zdolność roślin, tzw. hiperakumulatorów, do gromadzenia szkodliwych 

zanieczyszczeń w swych organach nadziemnych. Wykorzystywana jest w tej metodzie 

zdolność niektórych gatunków roślin do pobierania dużych ilości zanieczyszczeń z gleby lub 

wody i gromadzenia w swych tkankach w znacznych ilościach [Ensley 2000, Maciejewska 

i Pusz 2003]. Do takich hiperakumulatorów należą: 

1) gorczyca sarepska (Brassica juncea), 

2) tobołki (Thlaspi sp.), 

3) szarłat szorstki (Amaranthus retroflexus) 

oraz 

4) grubosz Helmsa Crassula helmsii [Salt i in. 1995, Mijovilovich i in. 2009]. 

W wielu ośrodkach badawczych prowadzone są także badania nad nowymi gatunkami 

roślin, które mogą być wykorzystane w fitoremediacji [Szulc i in. 2008, Küpper i in. 2009]. 

Jedną z takich roślin może być Elymus elongatus var. ponticus, która jest wieloletnią silnie 

rosnącą trawą kępową, dającą wysoki plon, wynoszący 10–15 ton·ha -1 s.m. Duża zawartość 

włókna surowego, wynosząca 40,71% w suchej masie, może znacząco wpływać na zdolność 

pobierania metali ciężkich [Majtkowski i Piłat 2009]. 

72

Przydatność wydmuchrzycy pontyjskiej (Elymus elongatus var. ponticus)... 

Celem niniejszych badań była ocena przydatności wydmuchrzycy pontyjskiej do fitoremediacji 

gleb zanieczyszczonych miedzią, kadmem i ołowiem. Roślinę tę cechuje duża tolerancja 

na okresowy niedobór wody w glebie, może być zatem uprawiana na glebach suchych 

i lekko zasolonych [Duke 1983]. 

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

W hali wegetacyjnej przeprowadzono w 2008 r. wazonowe doświadczenie w czterech powtórzeniach, 

w układzie losowym. Wazony wypełniono 10 kg gleby, pobranej z poziomu orno-próchnicznego 

czarnej ziemi. Do gleby wprowadzono sole następujących metali ciężkich: 

1) miedzi w formie CuSO 4·5H 2 

O, w dawkach: 300,0; 600,0 i 900,0 mg Cu·kg -1 gleby 

oraz 

2) ołowiu w postaci Pb(NO 3 

) 2 

w dawkach: 300,0; 600,0 i 900,0 mg Pb·kg -1 gleby, 

a także 

3) kadmu w dawkach 3,0; 6,0 i 9,0 mg Cd·kg -1 gleby w postaci CdCl 2·2H 2 

O. 

Kontrolę stanowiły wazony z glebą niezanieczyszczoną metali ciężkimi. Po upływie 

dwóch tygodni do każdego z wazonów wysiano 10 nasion wydmuchrzycy pontyjskiej (Elymus 

elongatus var. Ponticus). Polowa pojemność wodna gleby, mierzona tensjometrycznie, 

utrzymywana była na poziomie 70% przez cały okres wegetacji roślin. 

Po upływie 130 dni ścięto część nadziemną roślin, a zebrany materiał zważono, a następnie 

wysuszono do powietrznie suchej masy. W dalszej kolejności materiał roślinny suszono 

w temperaturze 105ºC, aż do uzyskania stałej suchej masy. 

Przygotowany materiał do badań, po rozdrobnieniu i homogenizacji, poddano dygestii 

mikrofalowej (stężony HNO 3 

). Po całkowitym roztworzeniu oznaczono w poszczególnych 

próbkach zawartość miedzi, ołowiu i kadmu metodą atomowej spektrometrii emisyjnej, z indukcyjnie 

sprzężoną plazmą (ICP). 

Podstawowe analizy gleb wykonano zgodnie z obowiązującymi metodami. Całkowitą zawartość 

metali oznaczono po mineralizacji w kwasach HF i HClO 4 

[Crock i Severson 1980]. 

Zawartość form DTPA ekstrahowanych metali ciężkich oznaczono metodą Lindsay`a i Norvell`a 

[1978]. Zawartość poszczególnych pierwiastków po ekstrakcji oznaczono metodą 

atomowej spektroskopii absorpcyjnej ASA – spektrometrem Philips PU 9100X. Uzyskane 

wyniki poddano analizie statystycznej. Ocenę istotności różnic między średnimi obiektowymi 

wykonano z zastosowaniem testu Tukey’a (STATISTICA 8.0). 

3. WYNIKI 

Gleba użyta w doświadczeniu wazonowym to piasek gliniasty o odczynie obojętnym, 

zasobna w składniki pokarmowe dla roślin. Całkowita zawartość metali oraz ich form eks- 

73


trahowanych roztworem DTPA była typowa dla gleb niezanieczyszczonych metalami ciężkimi 

(tab. 1a, 1b). 

Tabela 1a. Wybrane właściwości gleby kontrolnej przed doświadczeniem 

Table 1a. Chosen properties of control soil before experiments 

Całkowita zawartość 

Ekstrahowane roztworem DTPA 

pH C N 

C/N Cu Zn Mn Fe Pb Cd Cu Zn Mn Fe Pb 

KCl 

g·kg -1 mg·kg -1 mg·kg -1 

6,2 21,0 1,8 11,7 11,2 39,8 348,2 8679,3 19,6 0,3 1,9 3,2 26,5 55,4 0,2 

Tabela 1b. Wybrane właściwości gleby kontrolnej po przeprowadzeniu doświadczenia 

Table 1b. Chosen properties of control soil after experiments 

Całkowita zawartość 

Ekstrahowane roztworem DTPA 

pH C N 

C/N Cu Zn Mn Fe Pb Cd Cu Zn Mn Fe Pb 

KCl 

g·kg -1 mg·kg -1 mg·kg -1 

6,0 20,0 1,6 12,6 10,9 40,4 345,1 8789,2 19,7 0,3 1,6 3,0 23,9 49,4 0,2 

Wyniki wszystkich oznaczeń uśredniono z czterech powtórzeń poszczególnych wazonów. 

Zaobserwowano, że wzrastające dawki miedzi powodowały zwiększenie jej zawartości 

w nadziemnych częściach roślin. Największą zawartość miedzi, wynoszącą 26,4 

mg·kg -1 s.m., stwierdzono w wydmuchrzycy zebranej z podłoża, do którego dodano 900,0 

mg Cu·kg -1 gleby (tab. 2). Najmniejsza zawartość miedzi, tj. 13,3 mg Cu·kg -1 s.m., charakteryzowała 

rośliny z wazonów, do których dodano 300,0 mg Cu·kg -1 gleby. Zawartość ta była 

nieistotna w porównaniu z roślinami kontrolnymi, które zawierały 11,9 mg Cu·kg -1 s.m. 

Tabela 2. Zawartość metali w roślinach Elymus elongatus var. ponticus z wazonów 

Table 2. Concentration of metals in plants Elymus elongatus var. ponticus with the pots 

Gleba kontrolna 

Dawki metali ciężkich (mg·kg -1 gleby) 

Parametr 

Cu Pb Cd 

Cu Pb Cd 

300,0 600,0 900,0 300,0 600,0 900,0 3,0 6,0 9,0 

zawartość (mg·kg -1 ) s.m./d. m. 11,9


Tabela 3. Świeża masa części nadziemnych Elymus elongatus var. ponticus z wazonów 

Table 3. The amount of green tops of Elymus elongatus var. ponticus with the pots 

Dawki metali ciężkich (mg·kg -1 gleby) 

Parametr Gleba kontrolna Cu Pb Cd 

300,0 600,0 900,0 300,0 600,0 900,0 3,0 6,0 9,0 

Świeża masa (g·wazon -1 ) 49,9 51,3 44,8 20,5 57,9 56,7 53,3 49,9 48,8 41,9 

NIR 0,05 21,85 n.i. 7,97 

Wzrastające dawki ołowiu w istotny sposób wpływały na akumulację metalu w nadziemnych 

częściach Elymus elongatus var. ponticus. Największą zawartość ołowiu, tj. 23,7 

mg·kg -1 s.m. stwierdzono w roślinach z podłoża, do którego dodano 900,0 mg Pb·kg -1 gleby. 

Zawartość ta była istotnie większa od zawartości tego pierwiastka w częściach nadziemnych 

roślin w wazonach z dawkami 300,0 i 600,0 mg Pb·kg -1 gleby. W wydmuchrzycy z wazonów 

kontrolnych zawartość ołowiu była bardzo mała (tab. 2). Zastosowane w doświadczeniu 

dawki ołowiu powodowały zmniejszenie masy części nadziemnych wydmuchrzycy, 

jednakże był on nieistotny. Najwyższy plon świeżej masy roślin uzyskano przy dawce 300,0 

mg Pb·kg -1 gleby (tab. 3). 

Przy dawkach kadmu 3,0 i 6,0 mg Cd·kg -1 gleby nie stwierdzono jego akumulacji w nadziemnych 

częściach wegetatywnych Elymus elongatus var. ponticus. Rośliny z wazonów 

kontrolnych nie zawierały kadmu. Po zastosowaniu dawki 9,0 mg Cd·kg -1 gleby stwierdzono 

natomiast istotne zwiększenie zawartości kadmu, do 6,1 mg·kg -1 s.m. Zastosowana dawka 

kadmu spowodowała istotny zmniejszenie plonu roślin. 

4. DYSKUSJA 

Wydmuchrzyca pontyjska (Elymus elongatus var. ponticus) tolerowała zanieczyszczenie 

podłoża glebowego miedzią do poziomu 600,0 mg·kg -1 gleby. Dawka 900,0 mg Cu·kg -1 

gleby powodowała istotne zmniejszenie plonu roślin. Badana roślina była jednakże bardziej 

odporna na zanieczyszczenie gleby miedzią niż ślazowiec pensylwański, którego plon świeżej 

masy ulegał istotnemu zmniejszeniu po zastosowaniu 300,0 mg Cu·kg -1 gleby [Jasiewicz 

i Antonkiewicz 2000a]. Zmniejszenie plonu konopi natomiast zaobserwowano już przy 

zawartości 40,0 mg Cu·kg -1 gleby [Jasiewicz i Antonkiewicz 2000b]. 

Zawartość miedzi w organach nadziemnych Elymus elongatus var. ponticus zwiększała 

się wraz z poziomem zanieczyszczenia podłoża tym pierwiastkiem. U roślin zebranych 

z wazonów, do których dodano dawki 600,0 i 900,0 mg Cu·kg -1 gleby stwierdzono wyższe 

stężenie miedzi niż zawartość naturalna tego metalu, która mieści się w przedziale od 3,0 

do 15,0 mg·kg -1 s.m. [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Ilość miedzi, jaką zakumulowały części 

nadziemne roślin, była jednak znacznie mniejsza od tej, jaką zaobserwowali Kitczak i in. 

[2003] i Masojć i in. [2003], badając zawartość miedzi w kupkówce pospolitej, wrotyczu pospolitym, 

tymotce łąkowej, życicy trwałej czy wiechlinie łąkowej. 

75


Zawartość miedzi w badanej wydmuchrzycy była porównywalna ze stężeniem tego metalu 

w krwawniku pospolitym i rajgrasie wyniosłym. Wskazuje to, że o intensywności pobierania 

metali decyduje w dużej mierze gatunek rośliny, co opisywali Maciejewska i Ociepa [2002]. 

W prezentowanych w pracy badaniach nie wykazano zależności pomiędzy spadkiem 

plonu roślin a zawartością miedzi w podłożu. Istotny spadek plonu części nadziemnych wydmuchrzycy 

zaobserwowano po zastosowaniu 900,0 mg Cu·kg -1 gleby. Podobną zależność 

dotyczącą reakcji roślin na wysokie stężenie miedzi w glebie stwierdzono w odniesieniu do 

pszenicy, koniczyny i kukurydzy [Korzeniowska i Stanisławska-Glubiak 2002] oraz jęczmienia, 

owsa i żyta. Zależność ta jest prawdopodobnie związana z rolą systemu korzeniowego 

w dystrybucji i akumulacji miedzi w roślinie. Rossi i in. [2004] wykazali, że korzenie rzepaku 

gromadzą wielokrotnie większe ilości miedzi niż łodygi. 

W niniejszym opracowaniu, w omawianym doświadczeniu, stwierdzono, że ołów zastosowany 

w formie azotanowej Pb(NO 3 

) 2 

, w każdej z zastosowanych dawek powodował 

wzrost plonu Elymus elongatus var. ponticus. Małysowa i in. [1989] oraz Ciećko i Wyszkowski 

[1998] stwierdzili wzrost plonu świeżej masy roślin po zastosowaniu ołowiu w formie azotanowej, 

co do pewnego poziomu zanieczyszczenia podłoża niweluje niekorzystny wpływ 

ołowiu. Wskazuje na to istotne zmniejszenie plonu wydmuchrzycy po zastosowaniu dawki 

900,0 mg Pb·kg -1 gleby. Ołów zastosowany w tej formie jest łatwo przyswajalny przez 

rośliny, o czym świadczy zwiększenie jego zawartości w analizowanym materiale roślinnym 

wraz ze wzrostem dawki zastosowanego metalu. Istotnie najwyższą zawartość ołowiu 

stwierdzono w częściach nadziemnych roślin zebranych z wazonów zanieczyszczonych 

dawką 900,0 mg Pb·kg -1 gleby. Podobnie, jak w przypadku miedzi wzrost zawartości ołowiu 

w materiale roślinnym nie był proporcjonalny w stosunku do zastosowanej dawki metalu, 

ponieważ większość pobranego metalu mogła zostać zakumulowana przez korzenie [Mical 

i in. 1997, Marchiol i in. 2004]. 

W doświadczeniu wykazano dużą wrażliwość Elymus elongatus var. ponticus na obecność 

kadmu w podłożu. Zastosowana dawka 9,0 mg Cd ·kg -1 gleby spowodowała istotne 

zmniejszenie plonu tych roślin. Wójcik i Tukiendorf [2005] oraz Antonkiewicz [2007] nie 

stwierdzili natomiast zmniejszenia plonu świeżej masy kukurydzy i kostrzewy łąkowej nawet 

przy stężeniu miedzi 10,0 mg Cd·kg -1 gleby. 

5. WNIOSKI 

1. Zwiększona zawartość miedzi w podłożu powodowała zmniejszenie plonu świeżej 

masy Elymus elongatus var. ponticus, przy jednoczesnym zwiększeniu stężenia metalu 

w roślinach. 

2. Wraz ze wzrostem dawki zastosowanego azotanu ołowiu zaobserwowano istotne 

zwiększenie stężenia ołowiu w roślinach, wzrastająca zawartość ołowiu w glebie nie 

wpłynęła natomiast w istotny sposób na wysokość plonu badanych roślin. 

76


3. Kadm zastosowany w dawce 9,0 mg·kg -1 gleby powodował istotne zmniejszenie plonu 

Elymus elongatus var. ponticus, dlatego też roślina ta nie powinna być wykorzystywana 

w fitoremediacji gleb zanieczyszczonych tym metalem. 


ANTONKIEWICZ J. 2007. Zawartość metali ciężkich w kostrzewie łąkowej uprawianej na glebie 

z dodatkiem popiołu i kadmu. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 31: 302–310. 

BARAN S., WÓJCIKOWSKA-KAPUSTA A., żUKOWSKA G. 2002. Pobieranie miedzi przez 

różne gatunki roślin uprawnych z gleby lekkiej użyźnionej osadem ściekowym. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Roln. 484, 1: 37–44. 

CIEĆKO Z., WYSZKOWSKI M. 1998. Reakcja rzepaku jarego na skażenie gleby ołowiem. 

Zesz. Nauk. Komitetu “Człowiek i Środowisko” PAN 21: 289–294. 

CROCK J.G., SEVERSON R. 1980. Four reference soil and rock samples for measuring element 

availability in the western energy regions. U.S. Geological Survey circular 841: 16. 

DUKE J. 1983. Handbook of energy crops. www.hort.purdure.edu/newcrop/duke_energy/ 

dukeindex.html 

ENSLEY B.D. 2000. Rationale for use of phytoremediation. In: Phytoremediation of toxic 

metals: Using plants to clean up the environment. Raskin I., Ensley B.D. (eds.). John 

Wiley & Sons, New York: 3–12. 

EURIPIDOU E., MURRAY V. 2004. Public health impacts of floods and chemical contamination. 

J. of Public Health 26, 4: 376–383. 

JASIEWICZ CZ., ANTONKIEWICZ J. 2000a. Ekstrakcja metali ciężkich przez rośliny z gleb 

zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Cz. I. Ślazowiec pensylwański. Zesz. Probl. 

Post. Nauk Roln. 472: 323–330. 

JASIEWICZ CZ., ANTONKIEWICZ J. 2000b. Ekstrakcja metali ciężkich przez rośliny z gleb 

zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Cz. II. Konopie siewne. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln. 472: 331–339. 


Warszawa. 

KITCZAK T., CZYż H., KIEPAS-KOKOT A. 2003. Zdolność roślinności użytków zielonych do 

kumulacji metali ciężkich. Obieg Pierwiastków w Przyrodzie, T. II: 254–258. 

KORZENIOWSKA J., STANISŁAWSKA-GLUBIAK E. 2002. Współczesne kryteria oceny zanieczyszczenia 

gleb metalami ciężkimi. Postęp. Nauk Roln. 5: 29–46. 

KÜPPER H., GÖTZ B., MIJOVILOVICH A., KÜPPER F.C., MEYER-KLAUCKE W. 2009. 

Complexation and toxicity of copper in higher plants. I. Characterization of copper accumulation, 

speciation, and toxicity in Crassula helmsii as a new copper accumulator. 

Plant Physiology 151: 702–714. 

77


LINDSAY W., NORVELL W. 1978. Development of a DTPA soil test for zinc, iron, manganese, 

copper. Soil Sci. Soc. J. 42: 421–428. 

MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich w różnych gatunkach 

roślin. Inżynieria i Ochrona Środowiska 5, 1: 45–54. 

MACIEJEWSKA A., PUSZ A. 2003. Problematyka rekultywacji gleb zanieczyszczonych metalami 

ciężkimi w świetle literatury. Obieg Pierwiastków w Przyrodzie 2: 539–550. 

MAJTKOWSKI W., PIŁAT J. 2009. Wykorzystanie roślin wydmuchrzycy pontyjskiej Elymus 

elongatus var. Ponticus (Podp.) Dorn jako źródło energii odnawialnej. Biuletyn Instytutu 

Hodowli i aklimatyzacji Roślin 253: 323–329. 

MAŁYSOWA E., KAROŃ B., KOZŁOWSKI T., PATORCZYK B. 1989. Wpływ ołowiu na 

wzrost roślin oraz ich skład chemiczny. Prace Komitetu Nauk PTG 110: 66–73. 

MARCHIOL L., ASSOLARI S., SACCO P., ZERBI G. 2004. Phytoextraction of heavy metals 

by canola (Brassica napus) and radish (Raphanus sativus) grown on multicontaminated 

soil. Environ. Pollution 132: 21–27. 

MASOJĆ P., CHUDECKA J., ORECKI A., RADZIO A. 2003. Ocena możliwości fitoremediacji 

gleb zanieczyszczonych Cu, Zn, Ni, Cd i Pb przy użyciu traw: życicy trwałej, kostrzewy 

czerwonej, kupkówki pospolitej, wiechlimy łąkowej i tymotki łąkowej. Rekultywacja 

terenów zdegradowanych. II Międzynarodowa Konferencja Naukowo-Techniczna, 

Szczecin: 93–101. 

MICAL A.H., CZERPAK R., KROTKE A. 1997. Wpływ ołowiu na niektóre procesy metaboliczne 

roślin. Problemy Nauk Biolog. 46, 2: 277–282. 

MIJOVILOVICH A., LEITENMAIER B., MEYER-KLAUCKE W., KRONECK P.M.H., GÖTZ 

B., KÜPPER H. 2009. Complexation and toxicity of copper in higher plants. II. Different 

mechanisms for copper versus cadmium detoxification in the copper-sensitive cadmium/zinc 

hyperaccumulator Thlaspi caerulescens (Ganges Ecotype) 1[OA] . Plant Physiology 

151: 715–731. 

PALUSZEK J., żEMBROWSKI W. 2008. Ulepszanie gleb ulegających erozji w krajobrazie 

lessowym. Acta Agrophysica 4, 164: 160. 

RANJARD L., LIGNIER L., CHAUSSOD R. 2006. Cumulative effects of short-term polymetal 

contamination on soil bacterial community structure. Appl. Environ. Microb. 72, 2: 

1684–1687. 

ROSSI G., FIGLIOLIA A., SOCCIARELLI S. 2004. Zinc and cooper bioaccumulation in 

Brassica napus at flowering and maturation. Engin. Life Sci. 4, 3: 271–275. 

SALT D.E., BLAYLOCK M., KUMAR N.P.B.A., DUSHENKOV V., ENSLEY B.D., CHET I., 

RASKIN I. 1995. Phytoremediation: A novel strategy for the removal of toxic metals from 

the environment using plants. Nature Biotechnology 13: 468–474. 

STRĄCZYŃSKI S., STRĄCZYŃSKA S. 2004. Bioakumulacja pierwiastków śladowych 

w rzepaku ozimym uprawianym w rejonie zanieczyszczonym przez hutnictwo miedzi. 

Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 501: 425–433. 

78


SUSARLA S., MEDINA V.F., MCCUTCHEON S.C. 2002. Phytoremediation: an ecological 

solution to organic chemical contamination. Ecological Engineering 18: 647–658. 

SZULC P.M., KOBIERSKI M., ZAMORSKI R., PIŁAT J., MIKOŁAJCZAK J., GACA J. 2008. 

Effects of heavy metals on the yield and application of oilseed rape seeds for animal 

feeding.13 th International Conference Forage Conservation, Production of forage crops 

and climatic changes, Nitra, Slovak Republic: 60–61. 

TERELAK H., MOTOWICKA-TERELAK T., STUCZYŃSKI T., PIETRUCH C. 2000. Pierwiastki 

śladowe (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) w glebach użytków rolnych Polski. IOŚ, Warszawa. 

35. 

WÓJCIK M., TUKIENDORF A. 2005. Cadmium uptake, localization and detoxification in 

Zea mays. Biology Plantarum 49, 2: 237–245. 

79


Jan Siuta*, Bogusław żukowski* 

ROZWÓJ I POTENCJALNE ZAGROżENIA AGROEKOSYSTEMÓW 

CZĘŚĆ IV. ZAGROżENIA AGROEKOSYSTEMÓW 

DEVELOPMENT OF AND POTENTIAL THREATS 

TO AGROECOSYSTEMS 

PART IV. THREATS TO AGROECOSYSTEMS 

Słowa kluczowe: gleba, grunty rolne, degradacja, zapobieganie degradacji, erozja, kwasowość 

i wapnowanie gleb, próchnica glebowa, melioracje wodne, powodzie, osuwiska, spalanie 

fitomasy, urządzanie terenów rolnych. 

Key words: soil, agricultural land, degradation, degradation prevention, erosion, soil acidity 

and liming, soil humus, water draining, flood, landslides, phytomass combustion, management 

of agricultural land. 

Threats to agricultural land were discussed along with necessary activities aiming at counteracting 

such types of soil degradation as erosion, inundation including flooding, landslides, 

dehumification as well as degradation of draining systems, negative effects of energetic 

crop cultivation and biomass combustion, compacting of structure and sealing of land 

surface and acid degradation of soils. 

Fundamental difficulties in the optimization of agrotechnical treatment and prevention 

against soil degradation pose deficient spatial structures of agricultural land management, 

in many regions where there prevail small farm holdings with very fragmented cultivation lots 

and weakly developed technical infrastructure. Practically all activities covering land wise 

use and protection against degradation need to be embraced by the integrated projects of 

management and use of rural land. 

* Prof. dr hab. Jan Siuta, mgr inż. Bogusław Żukowski – Zakład Ochrony Ziemi, Instytut 

Ochrony Środowiska, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa; tel.: 22 625 10 05 wew. 26; 

e-mail: jan.siuta@ios.edu.pl 

80

Rozwój i potencjalne zagrożenia agroekosystemów. Część IV. Zagrożenia agroekosystemów 


Już w roku 1978 Erik P. Eckholm w książce zatytułowanej „Ziemia, którą tracimy”, pisał: 

W swych kontaktach z przyrodą, podobnie jak w stosunkach ze swymi współtowarzyszami, 

człowiek okazuje się miernym uczniem historii. Mimo, że nader wyraźnie widać 

zniszczone krajobrazy i doprowadzone do upadku cywilizacje, błędy przeszłości wciąż służą 

mu jako wzory, a nie jako pozytywne lekcje. Rządy i jednostki rzadko zmieniają swoje 

przyzwyczajenia, głuche na pojawiające się prawie codziennie ostrzeżenia o niektórych zagrożeniach 

ekologicznych. Studia nad degradacją środowiska naturalnego spowodowaną 

przez człowieka pozostawiają niekiedy uczucie braku zaufania do rodzaju ludzkiego (.....). 

Wszystko wskazuje na to, że istnieje pokusa składania stałej dewastacji środowiska na karb 

ludzkiej ignorancji lub głupoty (.....). 

Wzorce użytkowania ziemi są wyrazem głęboko zakorzenionych struktur politycznych, 

ekonomicznych i kulturowych; nie mogą się one zmienić w ciągu jednego dnia, 

kiedy ekolog lub leśnik uderzy na alarm, że kraj traci swoje zasoby. Jeżeli nie nastąpią 

istotne zmiany w systemie władania ziemią i hierarchii celów gospodarczych, to w wielu 

krajach pogarszanie się jakości ziemi nie zostanie zahamowane. (.....). Dopóki sytuacja 

w środowisku naturalnym nie przybierze nagle formy poważnego kryzysu narodowego, 

pogarszanie się jakości tego środowiska może pozostawać prawie nie zauważone 

(.....). Zarówno władze, jak i ludność gwałtownie pragną osiągania zysków z produkcji 

już teraz, a nie inwestowania ograniczonych funduszy w celu zaspokojenia hipotetycznych 

potrzeb przyszłości (.....). niepowodzenia w dziedzinie informacji okazują się nawet 

ważniejsze niż niepowodzenia w prowadzeniu analiz. Ci, którzy dobrze znają racje ekologiczne, 

zbyt często uważają, iż ich praca kończy się z chwilą umieszczenia sprawozdania 

w czasopiśmie fachowym, przeważnie dostępnym tylko dla innych naukowców (.....). 

Ci, którzy powinni najwięcej wiedzieć o grożących katastrofach ekologicznych i na tej wiedzy 

opierać swe działania – zwłaszcza politycy, pracownicy administracji, dziennikarze 

i rolnicy – wykazują często prawie kompletną ignorancję w tych sprawach. Uświadomienie 

ogółowi nagłości problemu, którego tradycyjnie nie uważano za krytyczny, wymaga 

stałego informowania jak najszerszego grona ludzi o stwierdzonych faktach i ich konsekwencjach, 

przy wykorzystaniu wszelkich dostępnych środków (.....). Racjonalne planowanie 

ekologiczne wymaga troski sięgającej następnego dziesięciolecia, następnego pokolenia, 

a nawet dalej. 

Przytoczone wyżej treści, zaczerpnięte z książki R. P. Eckholma, stanowią znakomitą 

syntezę problemów degradacji i odnowy (rekultywacji) powierzchni ziemi (gleby) w jej 

rolniczym użytkowaniu. Treści te odnoszą się w pełnym wymiarze do obecnych i przyszłych 

zagrożeń powierzchni ziemi w Polsce [Siuta, żukowski 2008]. Odmienność warunków 

społeczno-kulturowych, ekonomicznych i historyczno-politycznych na dużych obszarach 

Polski sprawiła, że pozytywne i negatywne modyfikacje gleb użytkowanych rolniczo 

81

Jan Siuta, Bogusław żukowski 

wykazują duże zróżnicowanie regionalne. Przejawia się to najwyraźniej w wielkości powierzchni 

gospodarstw rolnych oraz rozdrobnieniu ich działek (tzw. szachownicy), w urządzeniach 

technicznych (szeroko rozumiane melioracje i drogi wiejskie), w dostosowaniu 

sposobu użytkowania ziemi do lokalnych warunków glebowych i rzeźby terenu (fitomelioracje 

krajobrazu), w ochronie powierzchni ziemi przed erozją wodną i wietrzną, w poziomie 

agrotechniki i plonowaniu roślin. Znajomość rozwoju i upadku cywilizacji rolniczych, 

począwszy od starożytności po współczesność, pozwala twierdzić, że rolnicze użytkowanie 

ziemi mieści w sobie kreatywne i negatywne przeobrażenia gleby i pozostałych elementów 

środowiska. Trwałość efektów pozytywnych zależy jednak od sposobu użytkowania 

ziemi, agrotechniki, gospodarki zasobami biomasy, przeciwdziałania procesom degradacji 

oraz od wielu (stałych i zmiennych) czynników zewnętrznych. Szeroko rozumiany 

postęp zmierzający do intensyfikacji produkcji roślinnej wraz z pozaglebowym (przemysłowym) 

użytkowaniem plonów wydatnie skraca trwałość pozytywnych efektów agrotechniki. 

Dotyczy to zwłaszcza gleb z natury podatnych na degradację, które dominują 

wśród gruntów ornych. Dynamiczny wzrost zapotrzebowania przemysłu (zwłaszcza energetycznego) 

na surowce roślinne, wraz z dążeniem do osiągania maksymalnych korzyści 

finansowych w krótkim czasie, stanowi duże zagrożenie agroekologicznych i produkcyjnych 

walorów gleb, wskutek szybkiego ubywania zasobów życiodajnej substancji organicznej. 

Już sama wielkoobszarowa monokulturowa produkcja roślinna wraz z wielkofarmową 

produkcją zwierząt stanowią znaczące zagrożenie dla agroekologicznych i produkcyjnych 

walorów środowiska. 

Wybitnie wadliwe struktury przestrzenne rolniczego użytkowania ziemi w wielu regionach 

kraju, są zasadniczą barierą w modernizacji rolnictwa i w ochronie powierzchni ziemi 

(gleby) przed postępującą degradacją. Zapóźnienie Polski (w tym zakresie) jest niebywale 

duże w stosunku do innych krajów Unii Europejskiej. Ustanowienie i realizacja krajowego 

programu zintegrowanego urządzania, użytkowania i sterowania rozwojem terenów 

wiejskich jest niezbędne i pilne, jeżeli mamy poważnie traktować ochronę jednego z podstawowych 

zasobów naturalnych i gospodarczych w Polsce – glebę 

2. PRZYCZYNY I RODZAJE ZAGROżEŃ 

2.1. Wadliwe przestrzenne struktury użytkowania gruntów rolnych 

Wiadomo, że rozdrobnienie działek użytkowych (szachownica gruntów) poważnie 

utrudnia zabiegi agrotechniczne, pomniejsza techniczną i ekonomiczną efektywność produkcji, 

nasila procesy degradacji środowiska, utrudnia lub wprost uniemożliwia stosowanie 

nowoczesnego sprzętu agrotechnicznego. 

W krajach i regionach, w których rozwój rolnictwa odbywał się prawidłowo nie nastąpiło 

zbyt duże rozdrobnienie powierzchni użytkowych, przy czym sukcesywnie scala- 

82


no rozdrobnione działki i gospodarstwa rolne wraz z budową odpowiedniej infrastruktury 

technicznej, w tym dróg, systemów melioracji wodnych, fitomelioracji krajobrazu. Tego 

rodzaju działania nazwiemy umownie „zintegrowanym urządzeniem i użytkowaniem terenów 

wiejskich”. 

Zręby takiej kompleksowości określono już w ustawie z dnia 31 lipca 1923 r. o scalaniu 

gruntów [Dz. U. Nr 92, poz. 718], w której w art. 7 stanowi się, że przy scalaniu gruntów należy 

jednocześnie przeprowadzić z urzędu: 

1) wydzielenie gruntów na cele miejscowej użyteczności publicznej, 

2) melioracje scalanych gruntów niezbędne do racjonalnego zagospodarowania, 

3) regulację dróg, dojazdów przez doprowadzenie ich do stanu zwykłej użyteczności, 

4) ustalenie ogólnego planu rozbudowania tworzącej się na podstawie scalenia jednostki 

administracyjnej. 

W latach 1918–1939 zlikwidowano szachownicę gruntów na obszarze ponad 5,4 mln 

ha (w tym przeszło w 11 tys. wsi i blisko w 900 tys. gospodarstw rolnych – głównie w województwach 

wschodnich i w byłej Kongresówce. Począwszy od roku 1929 scalano ponad 

400 tys. ha rocznie, do ponad 500 tys. ha w latach 1930 i 1931. 

Na obszarze zaboru pruskiego grunty gospodarstw rolnych zintegrowano już 

w XIX wieku, toteż w odrodzonej Polsce scalenia realizowano w małym zakresie. Niezwykle 

duże rozdrobnienie gruntów chłopskich występuje natomiast na terenie byłego 

zaboru austryjackiego. W latach międzywojennych nie uczyniono tu znaczącego 

postępu w likwidowaniu szachownicy gruntów, która nadal dominuje. Potrzeby w zakresie 

scalania gruntów w poszczególnych gminach, oszacowane według obowiązujących 

w 1988 r. kryteriów, przedstawiono na załączonej mapie. Zmiana ustroju politycznego 

w 1945 r. nie sprzyjała egzystencji, a tym bardziej rozwojowi gospodarstw 

chłopskich, toteż scalenia należących do tych gospodarstw gruntów realizowano tylko 

w bardzo małym zakresie, mimo że przywiązywano bardzo dużą wagę do zwiększania 

produkcji żywności. W opinii bowiem specjalistów od urządzania terenów rolnych 

likwidacja szachownicy gruntów rolnych jest potężnym czynnikiem wzrostu produkcji 

rolnej i zmniejszenia jej kosztów. Z wieloletnich badań w okresie międzywojennym 

wynika, że w efekcie scalenia gruntów chłopskich plony roślin wzrosły o 30 do 

50%, a niekiedy nawet więcej. 

Dawniej scalanie i wymianę gruntów traktowano jako sposób ulepszania warsztatu 

produkcyjnego. W miarę postępu wiedzy, wzrostu świadomości ekologicznej oraz doskonalenia 

techniki i prawa ochrony środowiska rośnie przeświadczenie o konieczności 

tworzenia zintegrowanego systemu ochrony, użytkowania i sterowania rozwojem struktur 

ekologicznych. Nie wystarczy więc tradycyjne (fragmentaryczne) pojmowanie działań, 

wedle zasady „każdy rolnik na zagrodzie równy wojewodzie”, tak jak się to dzieje w polskim 

rolnictwie, gdzie „niewidzialna ręka rynku czyni nieład przestrzenny, brzemienny 

w bliskie i dalsze zagrożenia dla środowiska oraz gospodarki narodowej”. 

83


POTRZEBY SCALEŃ GRUNTÓW WEDŁUG GMIN W ROKU 1988 

NEEDS FOR INTEGRATION OF FRAGMENTED LAND BY COMMUNES, IN THE YEAR 1988 

Opracowano na podstawie danych 

zamieszczonych w publikacji p.t. 

„Obszary wiejskie i grunty rolnicze w Polsce 

– wyniki badań ankietowych, 1988”. 

Wyd. Akademia Rolnicza we Wrocławiu 

Legenda 

powyżej 50% obszaru gminy 

od 20 do 50% obszaru gminy 

miasta 

inne gminy 

84


Scalanie i wymianę gruntów traktuje się jako sposób ulepszania rolniczej przestrzeni 

produkcyjnej (ustawy z lat 1923, 1963, 1992). W miarę postępu wiedzy, wzrostu świadomości 

ekologicznej oraz doskonalenia techniki i prawa ochrony środowiska nie wystarczy jednak 

tradycyjne (fragmentaryczne) pojmowanie scalania i wymiany gruntów. 

Merytorycznie słusznych postulatów, zaleceń i postanowień, zawartych w licznych publikacjach, 

programach oraz dokumentach krajowych i międzynarodowych [Dębicki, Gliński 

1999; Dokumenty końcowe... 1993; Eckholm 1978; Ochrona gleb... 2007; Kominikat... 

2002; Niewiadomski, Grabarczyk 1977; Pijanowski 1992, 2009; Siuta 1974; żmuda i in. 

2005] dotyczących ochrony powierzchni ziemi (gleby i szaty roślinnej) w Polsce niesposób 

zrealizować bez opracowania i prawnego usankcjonowania oraz sukcesywnego realizowania 

strategicznego programu zintegrowanego zarządzania i użytkowania terenów wiejskich, 

na wzór przodujących krajów Europy. Będzie to wymagało starannej, długotrwałej edukacji 

na wszystkich szczeblach nauczania i zarządzania, przygotowania wyspecjalizowanej kadry, 

systemu projektowania i wykonawstwa robót, a także monitoringu użytkowania (w tym 

ochrony) powierzchni ziemi. Daleko idące opóźnienie polskiego rolnictwa w tym zakresie 

wynika z braku specjalistycznej wiedzy, czy też z braku starań wielu specjalistów o ustanowienie 

stosownego prawa oraz zapewnienie niezbędnych środków finansowych, technicznych 

i administracyjnych. 

Opracowany w Ministerstwie Rolnictwa i Gospodarki żywnościowej w 1997 r. projekt 

ustawy o urządzaniu obszarów rolniczej przestrzeni produkcyjnej [Ustawa... 1997] dotyczył 

sporządzania planu urządzania obszarów rolniczej przestrzeni produkcyjnej w gminie, 

w którym określono w szczególności obszary wymagające: 

1) przeprowadzenia scaleń gruntów, 

2) rekultywacji i użyźnienia użytków rolnych oraz zapobiegania zjawisku erozji gleb, 

3) budowy i modernizacji sieci dróg dojazdowych do gruntów rolnych oraz innych urządzeń 

infrastruktury technicznej, 

4) budowy i modernizacji urządzeń melioracji wodnych, 

5) ochrony walorów przyrodniczych i krajobrazu. 

Treść odnośnego projektu ustawy ujmuje kompleksowo pilne potrzeby modernizacji 

i użytkowania terenów wiejskich. W uzasadnieniu projektu ustawy napisano m.in.: Przystosowanie 

rolnictwa polskiego do standardów europejskich oraz ustanowienie warunków 

dla zwiększenia jego konkurencyjności w ramach Unii Europejskiej wymaga stworzenia 

podstaw prawnych do podejmowania w Polsce w sposób planowy przebudowy rolnictwa 

z jednoczesnym rozwojem obszarów wiejskich. Niestety stan znajomości zagadnień 

i polityczna wola ustawodawcy nie sprzyjały doskonaleniu treści projektu i uchwaleniu 

ustawy. 

Polityka ekologiczna państwa w latach 2009–2012 z perspektywą do roku 2016 [M.P. 

z roku 2009, Nr 34, poz. 501], poz. 3.4. „Ochrona powierzchni ziemi”, nie napawa optymizmem, 

ponieważ do roku 2016 przewiduje się zaledwie: 

85


1) opracowanie krajowej strategii ochrony gleb, w tym strategii walki z zakwaszeniem, 

2) rozwój monitoringu gleb, 

3) zakończenie opracowania systemu osłony przeciwosuwiskowej. 

22 

2.2. Erozyjna degradacja gleby 

Ekologiczne i gospodarcze skutki erozji są dobrze znane od starożytnych cywilizacji rolniczych 

[Eckholm 1978; Strzemski 1958, 1971], opisywane nie tylko przez znawców zagadnienia, 

lecz także w literaturze pięknej. Są także podziwiane jako piękne elementy bogato urzeźbionego 

krajobrazu. Erozja wodna i wietrzna są zjawiskami naturalnymi, które mogą być nawet 

pożyteczne ze względu na ewolucję gleby i szaty roślinnej. Rolnicze (zwłaszcza orne) użytkowanie 

gleby niszczy natomiast trwałą szatę roślinną na rzecz rozwoju roślin o krótkotrwałej wegetacji, 

wymagających wielorakich zabiegów spulchniających uprawną warstwę gleby. 

Wiele naturalnych i agrotechnicznych czynników stanowi o przebiegu, nasileniu, formach 

i stanie erozyjnej degradacji powierzchni ziemi (gleby). Zjawiska te dobrze poznano 

w Polsce oraz udokumentowano ich przestrzenne występowanie, z uwzględnieniem warunków 

geomorficznych, meteorologicznych i sposobów użytkowania ziemi – fotografie 1 – 2 

[Erozja wodna... 1992; Józefaciukowie 1992, 1996; Lipski, Kostuch 2005; Niewiadomski, 

Grabarczyk 1977; Przeobrażenia... 2002; Starker 1980; Stasiak, Szafrański 2005; Wawer, 

Nowocień 2006; Wnuk 2005]. Znana też jest większość potencjalnych zagrożeń oraz sposoby 

zapobiegania (ograniczania) erozji oraz techniczno-biologicznej rekultywacji terenów 

poważnie zdegradowanych [Erozja wodna 1965, 1978; Józefaciukowie 1992]. 

Fot. 1. Rozdrobnienie Fot. 1. Rozdrobnienie powierzchni użytkowych i i nieład w w zagospodarowaniu powierzchni powierzchni 

narażonej na erozję. 

narażonej 

Fragmentation 

na erozję 

of utility land surface and disorder in running land surfaces exposed to 

Phot. 1. Fragmentation of utility land surface erosion. and disorder in running land surfaces exposed to 

erosion 

86

poprzecznostokową uprawą roślin. 

Reasonably well arranged spatial structure of management of loess areas with across-the- 


slope pattern of crop cultivation. 

Fot. 2. Skarpa Fot. 3. (miedza) Skarpa (miedza) ukształtowana ukształtowana przez erozję przez na erozję terenie na lessowym terenie lessowym. 

Phot. 2. Escarpment (boundary strip) formed due to erosion of loessy terrain 

Escarpment (boundary strip) formed due to erosion of loessy terrain. 

Ekstremalnie duże deszcze – w tym gwałtowne – niekiedy poważnie rozmywają ziemię 

w miejscach pozornie niepodatnych na tego rodzaju erozję, przy czym nie bez znaczenia 

jest wstępujący ruch powietrza wypieranego z gleby mokrej do atmosfery. 

Wydawać by się mogło, że dysponujemy wystarczającą wiedzą i techniką dotyczącą 

przeciwerozyjnej ochrony ziemi użytkowanej rolniczo. Rzecz w tym, że skutki erozji są mało 

postrzegalne w krótkim czasie, a kiedy już się ujawniają wyraźnie, jest za późno, aby można 

było je szybko zlikwidować bez znaczących nakładów środków technicznych i finansowych. 

Nie bez znaczenia jest również, że ekologiczno-produkcyjne następstwa mało postrzegalnej 

erozji dotykają nie jej sprawców, lecz następnych pokoleń. Nie ma więc motywacji do 

przeciwdziałania niepostrzeganej erozji. 

Usunięcie daleko idących szkód ekologicznych i gospodarczych (np. erozja wąwozowa) 

oraz odpowiednie zagospodarowanie terenu wymaga tak dużych nakładów finansowych 

i technicznych, że nie można tego zrealizować w ramach środków własnych pojedyńczych 

czy grupowych użytkowników ziemi. 

Złożoność problematyki ochrony gleb przed erozyjną degradacją oraz rekultywacji 

terenów już zdegradowanych sprawia, że związane z tym problemy mogą być rozwiązywane 

skutecznie tylko w drodze modernizacji struktur przestrzennych użytkowania terenu 

i racjonalizacji użytkowania ziemi. Wymagać to będzie ustanowienia strategicznego, 

krajowego programu kompleksowego urządzenia i sterowania rozwojem wsi polskiej, 

87


o czym wspomniano już w podrozdziale 2.1. Ponieważ droga do ustanowienia i realizacji 

odnośnego programu jest wyboista i bardzo długa, ochrona przez erozyjną degradacją 

powierzchni ziemi może być mało skuteczna, nie mówiąc już o naprawie szkód zaistniałych. 

2.3. Zalewowa (w tym powodziowa) degradacja powierzchni ziemi 

Opadowe zatapianie bezodpływowych (w tym o utrudnionym spływie) obniżeń terenu 

oraz powierzchni płaskich o utrudnionym spływie i spowolnionym wsiąkaniu wody do 

ziemi stanowią istotne czynniki degradacji gruntów ornych, która nie sprowadza się tylko 

do powierzchni zawodnionych, lecz skutkuje też dużym zróżnicowaniem agroekologicznych 

i agrotechnicznych właściwości powierzchni ziemii. Skrajnymi przejawami tego są tzw. 

„wymoki”, czyli powierzchnie z zamierającą roślinnością, pojawiające się głównie wiosną. 

W 2009 r. np. obserwowano wiosną masowe zamieranie rzepaku (i rzepiku) oraz zbóż ozimych. 

Pełnego wymiaru tej formy degradacji gruntów ornych nie dostrzega się, ponieważ 

występuje ona lokalnie i o zmiennym nasileniu – stosownie do wielkości i natężenia opadów 

atmosferycznych. Wymieniony rodzaj degradacji występuje (i to coraz częściej) na gruntach 

uszkodzonych (zdewastowanych) systemach drenażowych i niekonserwowanych rowach 

melioracyjnych. Wielkogabarytowy sprzęt agrotechniczny ma niemały udział w deformowaniu 

struktury gleby (zagęszczanie i zaskorupianie), która stanowi w dużym stopniu 

o wsiąkaniu wody do warstw głębszych i zaleganiu jej na powierzchni ziemi. Malejące zasoby 

próchnicy pogarszają strukturę gleby oraz możliwości wgłębnej infiltracji wody. Zwiększają 

też podatność powierzchni gleby na zaskorupianie. 

Mało znana jest motoryczna rola fazy glebowej w glebowym retencjonowaniu wody 

oraz zaskorupianiu powierzchni ziemi. Zagadnienie to omówiono w II części serii artykułów: 

„Rozwój i potencjalne zagrożenia agroekosystemów” [Siuta, żukowski 2009b], z wykorzystaniem 

wyników badań modelowych i naturalnych deformacji gleby madowej w czasie letniej 

powodzi [Siuta, Terelak 1965]. Zgromadzone w glebie powietrze jest wypierane do atmosfery 

pod ciśnieniem wsiąkającej wody. W czasie suchej letniej pogody w porach glebowych 

dominuje faza gazowa, która jest wypierana sukcesywnie do atmosfery przez wsiąkającą 

wodę deszczową. Zupełnie inaczej rzecz się przedstawia, jeżeli taka gleba (ziemia) zostanie 

zatopiona przez wodę powodziową lub wskutek ulewnego (obfitego) deszczu. Intensywnie 

nasycona wodą wierzchnia warstwa ziemi minimalizuje swobodny wypływ powietrza 

do atmosfery. Przemoknięta masa ziemna (zwłaszcza gliniasta) nabiera wówczas półpłynnej 

konsystencji, obfitując w liczne pęcherzyki powietrza, które zmniejszają jej masę objętościową. 

Staje się bardzo podatna na wynoszenie koloidów przez pęcherzyki i strumienie 

fazy gazowej. W skrajnych przypadkach, raptowne wypływy fazy gazowej wyciskają masę 

ziemną na powierzchnię, wynosząc z niej (w środowisku wodnym) części koloidalne i pyłowe 

[Siuta 2000]. Swobodne wydostawanie się powietrza do atmosfery, wypieranego przez 

88


ciśnienie wsiąkającej wody powodziowej oraz bezpośrednio opadowej, umożliwia poziomy 

drenaż gleby. Oprócz powietrza zgromadzonego w glebie niemały udział w deformowaniu 

struktury ma biogaz z beztlenowego rozkładu substancji organicznej w warunkach utrudnionego 

dostępu tlenu atmosferycznego. 

Poziomy drenaż gruntów zwięzłych łagodzi też fale powodziowe. Gwałtowne letnie powodzie 

niszczą uprawy roślin i degradują środowisko glebowe, które regeneruje się z upływem 

czasu, zależnie od stosowanych działań agrotechnicznych i melioracyjnych. Zmiana 

ornego użytkowania ziemi na rzecz trwałej szaty roślinnej przyśpiesza odnowę środowiska. 

Nie dotyczy to dużych rozmywów i namywów mas ziemnych, np. takich, jakie nastąpiły latem 

1997 r. 

2.4. Osuwiskowa degradacja powierzchni ziemi 

Osuwiska mas ziemnych występują na terenach predysponowanych ze względu na budowę 

geologiczną, rzeźbę terenu i warunki hydrogeologiczne, a wyzwalane i nasilane są 

przez techniczne naruszanie równowagi wymienionych mas ziemnych oraz sposoby użytkowania 

powierzchni ziemi (fot. 3–6). 

24 

Specyficzne formy osuwiskowej degradacji występują na terenach górnictwa podziemnego. 

Dokumentowanie i naprawianie tych szkód regulują przepisy prawa geologicznego 

i górniczego. 

Fot. 3 

Poprzecznostokowa uprawa na zboczu lessowym z przeciwerozyjnymi pasami drzew 

Fot. 4. Poprzecznostokowa i krzewów uprawa na zboczu lessowym z przeciwerozyjnymi pasami drzew 

i krzewów. 

Phot. 3. Across-the-slope pattern of cultivation on a loess slope with counter-erosive belts of 

trees and shrubs 

Across-the-slope pattern of cultivation on a loess slope with counter-erosive belts of trees and 

shrubs. 

89

Washing down of soils due to erosion on a slightly inclined surface caused by one violent 

pluvial episode (cloud burst). 


Fot. 4 

28 

Osuwiskowa deformacja powierzchni ziemi w bezpośrednim sąsiedztwie zagrody wiejskiej 

Fot.11. Phot. Osuwiskowa 4. Land surface deformacja deformation powierzchni by landslide close ziemi to a w farm bezpośrednim building sąsiedztwie zagrody 

wiejskiej. 

Land surface deformation by landslide close to a farm building. 

Fot. 5 

90 

Asfaltowa jezdnia w Bieszczadach zniszczona przez osuwisko 

Fot. 12. Osuwisko zniszczyło asfaltową jezdnie w Bieszczadach. 

12. Landslide damaged an asphalt road in Bieszczady. 

Phot. 5. Landslide damaged an asphalt road in Bieszczady

Mine Site. 


Fot. 6 

Mur zaporowy zapobiegający osuwaniu się skarpy w Sandomierzu 

Phot. 6. Buttress wall supporting a slope in Sandomierz to prevent landslide 

Fot. 15. Mur zaporowy przeciw osuwaniu się skarpy w Sandomierzu. 

Osuwiska Buttress mas wall ziemnych supporting występują a slope głównie in Sandomierz w górach i na to pogórzach, prevent wzdłuż landslide linii brzegowej 

Bałtyku i niektórych odcinków koryt rzecznych. Występują też sporadycznie u podstawy 

nadpoziomowych (bardzo dużych) zwałów odpadów mineralnych i mas ziemnych 

z udostępniania kopalin w górnictwie odkrywkowym. Postęp techniczny w deponowaniu wymienionych 

zwałów (składowisk) oraz w biologicznej rekultywacji ich powierzchni minimalizuje 

erozyjne i osuwiskowe zjawiska. 

Rozpoznanie stanu degradacji i osuwiskowego zagrożenia oraz podejmowanie niezbędnych 

działań naprawczych i zapobiegawczych uchroni środowisko przed degradacją, 

a społeczność lokalną przed szkodami gospodarczymi i niepewnością. 

Zaniedbania w tym zakresie są bardzo duże, ale ostatnie uregulowania prawne wskazały 

już właściwą drogę. Ze względu na stosunkowo małe obszary zagrożone osuwiskami 

w Polsce można mieć nadzieję na znaczący postęp w zapobieganiu tworzeniu się nowych 

osuwisk i w likwidowaniu skutków osuwisk już rozpoznanych. 

2.5. Odpróchniczenie zagrożeniem jakości gleb mineralnych 

Funkcje i znaczenie próchnicy glebowej stanowiły przedmiot rozważań wielu opublikowanych 

rozpraw i podręczników, dotyczących gleboznawstwa, agrochemii, mikrobiologii, 

biochemii i uprawy roślin [Marszewska-Ziemięcka 1974; Musierowicz 1964; Świętochowski 

1968; Mysków 1984]. 

Wiadomo, że w glebach mineralnych użytkowanych rolniczo zawartość, jakość i rozmieszczenie 

próchnicy są wyrazem naturalnych i agrotechnicznych procesów oraz stanowią 

o żyzności i urodzajności ziemi. Znajduje to swój wyraz w klasyfikacji gruntów rolnych i w kompleksach 

rolniczej przydatności gleb [Komentarz... 1963; Strzemski, Siuta, Witek 1973]. 

91


Znakomita większość gleb mineralnych w Polsce jest mało i bardzo mało zasobna 

w próchnicę. Obszerne dane dotyczące zawartości próchnicy w glebach mineralnych Polski 

opublikowali: Pondel, Terelakowie i Wilkos [1979]; Dobrzański i in. [1973]; Pondel, Sadurski, 

Wilkos [1985] oraz Winiarska [1966]. 

Pondel, Terelakowie i Wilkos [1979] oznaczyli zawartość próchnicy w 2600 profilach glebowych. 

W konkluzji napisali: Dla wszystkich grup gatunkowych średnia zawartość próchnicy 

(......) kształtuje się od 1,58% w pseudobielicowych glebach wytworzonych z glin do 2,07% 

w pseudobielicowych glebach wytworzonych z lessu (......). Spośród gleb mineralnych (.....) najzasobniejsze 

w próchnicę są mady, rędziny, gleby terenów górzystych, czarne ziemie, czarnoziemy 

(.....). W glebach tych pokaźną ilość próchnicy zawierają również poziomy poniżej warstwy 

ornej. 

Procentowa zawartość próchnicy w warstwie ornej jest niewystarczającym wskaźnikiem 

próchniczności i agroekologicznej jakości gleby. Miąższość poziomu próchnicznego 

i całkowita zawartość próchnicy w przeliczeniu na jednostkę powierzchni ziemi dają 

dużo pełniejszy obraz agroekologicznej jakości gleby [Adamczyk 1966; Dobrzański i in. 

1973]. Średnie zawartości próchnicy w badanych grupach gleb brunatnych i pseudobielicowych 

(płowych) wyniosły od 52 do 85 t·ha -1 . Zawartość próchnicy w czarnych ziemiach 

(miąższość poziomu A 1 

: 25 – 70 cm) zawierała się od 150 do 245 t·ha -1 , a w czarnoziemiach 

wynosiła 204 t·ha -1 . W madach zawiertość próchnicy wynosiła średnio od 136 do 

170 t·ha -1 . 

Miąższość poziomu próchnicznego oraz stopniowe jego przesuwanie się w głąb profilu 

ma bardzo istotne znaczenie w jakości gleby [Siuta 1867, 1995]. Większość poleśnych 

gleb mineralnych zawiera 1,4 – 1,6% próchnicy w warstwie ornej (0 – 25 cm), co stanowi 

od 52,5 do 60,0 t·ha -1 . Wielkości te świadczą o niedorozwoju agroekologicznej jakości 

gleby, przy czym znaczny procent gleb jest mniej zasobny w próchnicę. Nieekologiczne 

użytkowanie wegetatywnych części roślin (słomy, poprzemysłowych i pokonsumpcyjnych 

odpadów roślinnych) oraz monokulturowa uprawa roślin zbożowych wraz z malejącym 

zużyciem obornika i nawozów zielonych pomniejszają zasoby próchnicy glebowej 

i zagrażają urodzajności gleb polskich [Maćkowiak 1997, 2000; Rabikowska, Wilk 1991]. 

W Komunikacie Komisji Europejskiej do Rady Europejskiej, Parlamentu Europejskiego, 

Komitetu Ekonomiczno-Społecznego oraz Komitetu Regionów, zatytułowanym 

„W kierunku strategii tematycznej ochrony gleby” [2002], napisano m.in.: W Anglii i Walii 

odsetek gleb o zawartości materii organicznej poniżej 3,6% wzrósł z 35 do 45% w latach 

1980–1995 (.....). W tym samym okresie w regionie Beauce, na południe od Paryża, 

zawartość materii organicznej w glebach zmalała o połowę (.....). Specjalizacja w rolnictwie 

doprowadziła do oddzielenia hodowli inwentarza od produkcji polowej, także systemy 

płodozmianowe odnawiające materię organiczną w glebie często już nie są cechą 

gospodarki rolnej. nie ma dowodów na znaczące odwrócenie procesów degradacji. 

Przeciwnie, dostępne dane wskazują, że w ciągu ostatnich dziesięcioleci nastąpiło na- 

92


silenie niektórych procesów degradacji. Zadania zrównoważonego rozwoju leżą u podstaw 

polityki wspólnotowej. Cel ten można osiągnąć tylko wtedy, gdy polityka wspólnoty 

zapewni właściwy poziom ochrony gleby (....). Ochrona gleby wymaga zintegrowanego 

podejścia, opartego na obecnym stanie wiedzy oraz doświadczeniu i udoskonaleniu 

obecnych polityk. Jednakże wymaga ona również rozwoju bardziej długotrwałego podejścia, 

w ramach którego ochrona ta opierać się będzie na pełnej wiedzy o bezpośrednim 

wpływie działalności człowieka oraz najlepszych metodach rozwiązywania problemów 

ochrony gleby. 

Unijna ocena postępującej degradacji zasobów substancji w glebie wraz z wołaniem 

o przeciwdziałanie zagrożeniu wyraźnie kontrastują z beztroskimi programami „ochrony 

środowiska” w drodze energetycznego spalania wszelkiej dostępnej masy roślinnej – niezbędnej 

przecież do zachowania prawidłowego funkcjonowania biologicznie czynnej powierzchni 

ziemi (gleby, szaty roślinnej, mikroorganizmów, fauny). O ile energetyczne spalanie 

niespożytkowanych mas roślinnych jest zasadne, o tyle intensyfikacja produkcji fitomasy 

(zwłaszcza wspierana ze środków publicznych) na cele energetyczne stanowi poważne 

zagrożenie dla agroekosystemów, bezpieczeństwa żywności, zasobów i krążenia 

wody w środowisku. 

2.6. Postępująca degradacja systemów melioracji i gleby 

Kontrowersyjna dyskusja na temat pozytywnych i negatywnych następstw melioracji toczy 

się od dawna. Jest to spowodowane m.in.: 

1) przeświadczeniem, że melioracje pomniejszają ekologiczne zasoby wody glebowej, 

2) wadliwym nazewnictwem „melioracje odwadniające” zamiast „melioracje regulujące powietrzno-wodne 

warunki w glebie”, 

3) niedostateczną znajomością glebowych uwarunkowań i sposobów regulowania powietrzno-wodnych 

warunków w glebie, 

4) nieselektywnym drenowaniem (w przeszłości) gleb reagujących zarówno pozytywnie, 

jak i negatywnie na ten zabieg, 

5) negatywnymi następstwami nieprawidłowego użytkowania oraz braku odnowy i modernizacji 

systemów melioracji wodnych, nasilającymi się od dziesięcioleci. 

Negatywne (w tym niezasadne) opinie na temat melioracji wodnych postępują wraz ze 

wzrostem ogólnospołecznej świadomości o potrzebie ochrony środowiska naturalnego, ale 

w dużej mierze bez pogłębionej wiedzy merytorycznej. Wychodzą one naprzeciw niechęci 

władzy ustawodawczej i administracyjnej do finansowania nowych oraz renowacji i modernizacji 

zdegradowanych systemów melioracji. 

Wykonawstwo szacowanych potrzeb w tym zakresie wyraźnie synchronizuje z kryzysowymi 

stanami gospodarki kraju, począwszy od roku 1950. Raptowne zmniejszanie realiza- 

93


cji inwestycji melioracyjnych zarejestrowano w latach 1956–1959, 1979 i 1980, a całkowite 

załamanie – począwszy od roku 1991 [Program rozwoju ... 1996]. 

W raporcie Ministerstwa Rolnictwa, Leśnictwa i Gospodarki żywnościowej zatytułowanym 

„Realizacja rządowego programu rozwoju melioracji” [1986] pilne potrzeby odbudowy 

i modernizacji urządzeń melioracyjnych oszacowano na około1,0 mln ha, a w „Programie 

rozwoju melioracji do 2015 r.” [Program... 1996] na 2,68 mln ha [Siuta, żukowski 2009b]. 

Niemal zupełny brak odnowy i modernizacji urządzeń melioracyjnych zwiększa obszary 

i nasila stan degradacji tych inwestycji oraz środowiska glebowego. Brak monitorowania 

odnośnych zjawisk działa kojąco na polskiego ustawodawcę i zarządzających środowiskiem 

[Melioracje wodne… 2007, Współczesne wyzwania… 2009], ale coraz bardziej niepokoi 

znawców zagadnienia [Kaca i in. 2009]. Być może, że niedość natarczywie zabiegamy 

o zachowanie i powiększanie agroekologicznego potencjału gleb ojczystych. W unijnej 

strategii ochrony gleby nie znajdziemy wzmianki o jej zagrożeniu wskutek degradacji systemów 

melioracji wodnych, bo zagrożenie to występuje najwyraźniej w naszym kraju. Można 

mieć jednak nadzieję, ze zagrożenie to zostanie dostrzeżone i docenione przez władze 

państwa w nieodległej przyszłości. 

2.7. Negatywy uprawy i energetycznego spalania roślin 

Szybko rosnące zapotrzebowanie na energię elektryczną i cieplną oraz planowane 

wskaźniki ograniczenia emisji CO 2 

do atmosfery wymuszają poszukiwanie niekonwencjonalnych 

źródeł energii, w tym surowców odnawialnych. W intensyfikacji (masowej) uprawie 

i spalaniu roślin upatruje się znacznego zaspokojenia potrzeb energetycznych i ograniczenia 

emisji CO 2 

. Świadomość społeczną i optymistyczne plany Unii Europejskiej w tym zakresie 

kształtują jednak głównie energetycy i różnego rodzaju wizjonerzy, bez pogłębionej 

znajomości następstw intensywnej monokulturowej uprawy i spalania roślin. Postępujące 

uprzemysłowienie produkcji roślinnej i zwierzęcej sprawia, że coraz większe ilości masy 

roślinnej nie wracają do środowiska glebowego, stając się uciążliwymi odpadami. Zasadne 

jest więc energetyczne spalanie niespożytkowanych (odpadowych) mas roślinnych. Należy 

jednak mieć świadomość, że pomniejsza to próchnicotwórcze zasoby substancji organicznej, 

warunkujące urodzajność gleby. To co w obecnych warunkach jest zasadne, może 

okazać się (w nieodległej przyszłości) sprzeczne z wymogami ochrony biologicznie czynnej 

powierzchni ziemi oraz innych elementów środowiska, w tym również z unijną strategią 

ochrony gleby. 

Monokulturowa, intensywna i długotrwała uprawa roślin (na dużych obszarach) i energetyczne 

spalanie plonów będą powodowały: 

1) pomniejszanie ekologicznych zasobów próchnicy, niezbędnej do zachowania i odnowy 

biologicznie czynnej powierzchni ziemi, 

2) nasilanie nawożenia mineralnego, 

94


3) nadmierne wyczerpanie wody glebowej i gruntowej, 

4) zanikanie ekosystemów mokradłowych oraz niekorzystne zmiany klimatu lokalnego 

(agroklimatu), 

5) zniekształcanie struktury przestrzennej szaty roślinnej, 

6) ograniczanie produkcji żywności, 

7) preferencje ekonomiczne systemu uprawy i energetycznego spalania, co może okazać 

się w nieodległej przyszłości wysoce nieefektywne ekologicznie i ekonomicznie, 

a mimo to bardzo trudne do koniecznego skorygowania. 

Wiadomo, że do intensywnej produkcji masy roślinnej są niezbędne: 

1) duże zasoby wody dostępnej dla roślin w czasie ich wzrostu; do wyprodukowania 1 kg suchej 

masy rośliny zużywają (zależnie od wielu czynników) kilkaset do tysiąca litrów wody, 

nadmierne wyczerpywanie wody glebowej (w intensywnej uprawie roślin), pomniejszy nie 

tylko produkcyjność gleby, lecz pogorszy warunki wodne na terenach przyległych; dotyczy 

to zwłaszcza podmokłych terenów mokradłowych i będzie skutkować trwałym obniżeniem 

poziomu wód gruntowych i przesuszeniem gleby na rozległych terenach; 

2) odpowiednio duże zasoby składników pokarmowych, a które intensyfikuje nawożenie 

mineralne; 

3) plonowanie roślin zależy od jakości gleby; znaczna część gruntów rolnych ma bardzo 

mały potencjał produkcyjny, jest więc nieefektywna w uprawie roślin energetycznych; 

4) chemiczna ochrona monokulturowych upraw przed chorobami i szkodnikami [Pruszyński 

2007]. 

Jak pogodzić energetyczne użytkowanie biomasy z ochroną środowiska? Stosownie 

do wymogów zrównoważonego rozwoju, to poważny dylemat do merytorycznej dyskusji 

i działań gospodarczych. Nadrzędność zachowania i kreowania ekologicznego potencjału nad 

krótkookresowymi korzyściami ekonomicznymi (pozornymi wartościami ekologicznymi) jest 

niewątpliwa. Próchnicotwórcza fitomasa jest przecież podstawowym czynnikiem i wyznacznikiem 

biologicznie czynnej powierzchni ziemi. Gospodarka jej zasobami powinna zapewnić – 

obecnie i w przyszłości – prawidłowe funkcjonowanie pokrywy glebowej i szaty roślinnej. 

Obecna gospodarka fitomasą rolniczą jest wysoce nieprawidłowa, jeżeli chodzi o aspekty: 

ekologiczny, sanitarny, ekonomiczny i społeczny. Dotyczy to głównie płodów rolnych zużywanych 

na potrzeby przetwórstwa rolno-spożywczego i przemysłowego chowu zwierząt, bezpośrednio 

spożywanych na terenach zurbanizowanych. Wadliwie gospodaruje się też fitomasą 

z pielęgnacji zieleni miejskiej, przemysłowej i komunikacyjnej, oraz z innych obiektów. Powstają 

olbrzymie masy odpadów roślinnych, które zanieczyszczają ziemię, wody powierzchniowe 

i gruntowe. 

Osady z biologicznego oczyszczania ścieków komunalnych i przemysłowych, które są 

pochodnymi produktami biomasy, stwarzają coraz większe problemy ekologiczne, sanitarne 

i ekonomiczne. 

95


Przemysłowy chów zwierząt oraz monokulturowa uprawa roślin powodują poważne 

trudności w ekologicznym (glebowym) użytkowaniu produktów ubocznych, które stanowią 

odpady uciążliwe. Większość wymienionych mas organicznych zamiast wracać do gleby 

szkodzi środowisku. Energetyczne spalanie niespożytkowanych (odpadowych) biomas 

jest więc nie tylko zasadne, lecz wprost pożądane, ale nie może ono być uprzywilejowanym 

sposobem postępowania z tymi masami. Równorzędnie (nawet nadrzędnie) należy 

rozwijać technologie i systemy pozyskiwania i przetwarzania biomas odpadowych na potrzeby 

ekologiczno-glebowe. Należy też rozwijać uprawę roślin oraz pozyskiwać fitomasę 

na potrzeby energii odnawialnej, mając na względzie wymienione ograniczenia ekologiczne 

oraz potencjalne następstwa tej działalności. Instytut Uprawy Nawożenia i Gleboznawstwa 

– Państwowy Instytut Badawczy przedstawił kompromisowe stanowisko w sprawie 

uprawy i energetycznego spalania mas roślinnych, opublikowane przez Lewiatan [Uprawa 

roślin ... 2009]. 

Kojarzenie użytkowania energetycznego mas roślinnych (i pochodnych) z ekologicznym 

ich użytkowaniem jest możliwe, ponieważ masy te zawierają duży potencjał 

energetyczny zawarty w częściach nieistotnych dla środowiska glebowego oraz części 

glebotwórcze (próchnicotwórcze i składniki pokarmowe). Pierwsze z wymienionych są 

nawet niekorzystne dla gleby, ponieważ w procesie biologicznego rozkładu zużywają 

dużo tlenu, pogarszając warunki wzrostu roślin i rozwoju organizmów glebowych. Rolnicy 

dobrze wiedzą, że niedostatecznie przefermentowany obornik jest znacznie gorszym 

nawozem od obornika dojrzałego. Dotyczy to również kompostów i ogrodniczych 

podłoży organicznych. 

Składniki energetyczne wydzielają się łatwo z biomasy w procesie beztlenowej (metanowej) 

fermentacji, co nie pomniejsza próchnicotwórczych i nawozowych wartości stałych 

i płynnych pozostałości. Wydzielony metan jest cennym surowcem energetycznym. Kojarzenie 

metanowoenergetycznego użytkowania biomasy z jej glebowym użytkowaniem 

jest najprostszym sposobem ochrony i użytkowania środowiska. Wymaga to jednak nie 

tylko dużego postępu w budowie i eksploatacji biogazowni, lecz także rozwoju technologii 

przetwarzania i systemów użytkowania pofermentacyjnych stałych i płynnych pozostałości, 

o dużych zasobach glebotwórczych i pokarmowych [Janczar 2009]. 

Pozytywne i negatywne następstwa intensyfikacji produkcji biomasy na cele energetyczne 

oraz energetycznego spalania niejadalnych i niepaszowych (ubocznych) mas roślinnych 

(rolniczych i leśnych) należy analizować i ocenić z uwzględnieniem dynamiki zmian 

wielu elementów środowiska w czasie, w tym szczególnie degradacji gleby i szaty roślinnej, 

zasobów wodnych i klimatu lokalnego. Powolne (mało postrzegalne) niekorzystne zmiany 

wymienionych elementów środowiska mogą sprawiać, że trudno odwracalne następstwa 

mogą być dostrzeżone zbyt późno, aby im przeciwdziałać z odpowiednim wyprzedzeniem, 

rozwinięta infrastruktura masowej produkcji i spalania biomasy natomiast będzie wymuszała 

kontynuowanie jej funkcjonowania. 

96


2.8. Zagęszczenie struktury i zaskorupianie powierzchni ziemi 

Bezpośrednią przyczyną zagęszczania się struktury gleb ornych jest praca sprzętu 

agrotechnicznego, w tym głównie kół ugniatających warstwę orną. O podatności gleby na 

zagęszczanie decyduje wiele czynników, w tym głównie: 

1) skład mechaniczny, 

2) zawartość koloidów, 

3) wilgotność w czasie pracy sprzętu technicznego, 

4) zawartość próchnicy i struktura poziomu ornego. 

Najbardziej zmienna w czasie jest wilgotność, która zależy nie tylko od pory roku i przebiegu 

pogody, lecz także od możliwości wsiąkania wody opadowej do głębszych warstw 

gleby lub od spływu powierzchniowego. Szybkość wsiąkania wody zależy w dużym stopniu 

od składu mechanicznego i poziomów genetycznych górnej części profilu glebowego, nasycenia 

wodą i możliwości wypływu powietrza glebowego do atmosfery pod ciśnieniem infiltrującej 

wody. Drenaż poziomy i powierzchniowe odprowadzanie nadmiaru wody opadowej 

(z bezodpływowych powierzchni) mają tu wiodące znaczenie [Siuta, żukowski 2009b]. 

Mechaniczna uprawa i deptanie gleby w stanie nadmiernej wilgotności zniekształca jej 

strukturę i porowatość, co jeszcze bardziej ogranicza wsiąkanie wody i dostęp tlenu atmosferycznego, 

niezbędnego do biologicznego funkcjonowania środowiska glebowego. Sporadyczne 

stany wymienionych zniekształceń są samoistnie odwracalne. Sezonowa powtarzalność 

odnośnych zjawisk skutkuje jednak postępującą degradacją struktury i porowatości 

gleby nie tylko w warstwie ornej, lecz także głębiej. Zawartość i profilowe rozmieszczenie 

próchnicy mają duże znaczenie w odporności na zniekształcenie porowatości i struktury 

oraz na samoistne odnawianie jakości gleby. 

Zaskorupianie występuje na glebach zwięzłych i zamulanych okresowo przez powierzchniowe 

spływy wód opadowych, a także w miejscach płaskich, o utrudnionym odpływie 

i wsiąkaniu wody, ponieważ na powierzchni gromadzą się koloidy, przemieszczane 

z półpłynnej (trójfazowej mazi ziemnej), głównie na przedwiośniu i wczesną wiosną. 

Zagęszczanie struktury gleby i zaskorupianie jej powierzchni stanowią poważne zagrożenie 

dla jakości użytków ornych, które nasila się w miarę upraszczania zmianowania roślin, pogarszania 

się gospodarki próchnicotwórczymi zasobami fitomasy oraz agromechanizacji. Stan 

i potencjalne zagrożenie agroekologicznej jakości gleb, powodowane przez zagęszczanie ich 

struktury i zaskorupianie powierzchni, budzi międzynarodowy niepokój oraz inspiruje działania 

zapobiegawcze [Komunikat... 2002; Europen Commission 2004; Ochrona... 2007]. 

2.9. Kwasowa degradacja gleby 

Naturalne i antropogeniczne zakwaszenie gleb rolniczych w Polsce jest duże (a nawet 

bardzo duże) i od wielu lat niedostatecznie neutralizowane w drodze systematycz- 

97


nego wapnowania. Wymywanie wapna z gleby przewyższa (w znacznej części kraju) zużycie 

wapna nawozowego na jednostkę powierzchni. Ekologiczne i gospodarcze następstwa 

kwasowej degradacji gleby to nie tylko mniejsza efektywność uprawy roślin, lecz 

także oddziaływanie na biologiczne funkcjonowanie gleby, pokarmową i technologiczną 

jakość roślin, krążenie składników mineralnych i organicznych w środowisku wraz 

z przemieszczaniem ich do wód gruntowych i powierzchniowych. Ekologiczne, produkcyjne 

i społeczne aspekty zakwaszenia gleb świadczą o potrzebie ustanowienia i realizowania 

krajowego programu likwidowania nadmiernej kwasowości gleb w drodze wapnowania. 

Ogólnospołeczny interes uzasadnia finansowe wspieranie wapnowania gleb ze 

środków publicznych. Wyniki licznych doświadczeń i dane statystyczne dowodzą jednoznacznie 

plonotwórczej efektywności wapnowania gleb polskich [Boguszewski, Kac-Kacas 

1966; Siuta, żukowski 2010]. 

Plonotwórczą efektywność wapnowania gleb według województw (w latach 1975–2007) 

przedstawiono w III części tej serii publikacji [Siuta, żukowski 2010]. 

3. WNIOSKI 

Przedstawione w opracowaniu rozważania pozwalają na sformułowanie następujących 

wniosków: 

1. Stan degradacji i potencjalne zagrożenia powierzchni ziemi są uwarunkowane przez 

czynniki naturalne i sposoby użytkowania ziemi. Dostosowywanie sposobów gospodarowania 

w środowisku do naturalnych uwarunkowań leży w mocy użytkowników ziemi 

(terenu) oraz stanowi o jej dotychczasowych i potencjalnych zniekształceniach. Wielorakość 

fragmentarycznych działań, często o krótkoterminowych korzyściach, nie służy 

ochronie i ulepszaniu rolniczej przestrzeni produkcyjnej. Niezbędne jest kompleksowe 

(zintegrowane) konstrułowanie struktur przestrzennych, stosownie do warunków naturalnych 

i szeroko rozumianego postępu technicznego. Takiego działania począwszy od 

roku 1945 brakuje najbardziej. 

2. Erozja wodna i wietrzna oraz potencjalne zagrożenia są dobrze rozpoznane, ze sposobami 

przeciwdziałania włącznie, ale możliwości zapobiegania szkodom oraz naprawy 

szkód spowodowanych są znikome ze względu na fragmentaryczność przepisów 

prawa oraz bardzo małą dostępność środków finansowych i niemal zupełny brak stosownych 

projektów inwestycyjnych. 

3. Powodziowe (w tym zalewowe) degradacje powierzchni ziemi występują coraz częściej 

i są trudne do prognozowania. Wadliwe lokalizacje inwestycji i sposoby użytkowania terenów 

potencjalnie zalewowych powiększają szkody ekologiczne i gospodarcze. Niemałe 

znaczenie ma tu dewastacja i degradacja systemów melioracji wodnych, w tym 

drenażowych i rowów otwartych. Uchwalona w roku 2009 „Polityka ekologiczna państwa” 

[Polityka... 2009] przewiduje niezbędne rozpoznania i działania w tym zakresie. 

98


4. Ekologiczną i gospodarczą wagę osuwiskowej degradacji powierzchni ziemi doceniono 

i prawnie usankcjonowano dopiero w ostatnich latach. W przywołanej wyżej „Polityce 

ekologicznej państwa” zapowiedziano dokończenie systemu monitorowania terenów 

osuwiskowych. 

5. Postępująca dewastacja systemów melioracji wodnych, w tym melioracji szczegółowych, 

to bardzo poważny czynnik degradacji agroekosystemów na dużych obszarach 

kraju. Ta forma degradacji jest mało postrzegalna i niedoceniana w użytkowaniu ziemi 

i ochronie środowiska. 

6. Planowana intensyfikacja uprawy roślin na cele energetyczne oraz masowe spalanie 

niekonsumpcyjnych i niepaszowych części roślin w uprawie polowej będzie skutkowało 

postępującą degradacją środowiska glebowego oraz pomniejszeniem zasobów i jakości 

wody gruntowej. Spalanie niespożytkowanych (odpadowych) mas roślinnych jest 

zasadne, ale nie może być celem nadrzędnym w gospodarce i ochronie środowiska. Fitomasa 

z pól uprawnych powinna wracać do ziemi jako podstawowy czynnik biologicznego 

funkcjonowania. 

7. Zagęszczenie struktury i zaskorupianie powierzchni ziemi to mało postrzegalne, a bardzo 

istotne procesy degradacji agroekosystemów. O występowaniu i nasileniu tych zjawisk 

decyduje wiele czynników naturalnych i antropogenicznych. Użytkowa optymalizacja 

przestrzeni wraz z infrastrukturą techniczną oraz dobór odpowiedniego sprzętu 

(maszyn) i unikanie zabiegów uprawowych w stanach nadmiernej wilgotności gleby zapobiegają 

tej formie degradacji ziemi. 

8. Kwasowa degradacja gleb ma charakter naturalny i antropogeniczny (w tym rolniczy). 

Na dużych obszarach i w gospodarstwach rolnych, stosujących (od dawna) 

systematyczne wapnowanie, udział gleb bardzo kwaśnych i kwaśnych jest znacznie 

mniejszy niż na pozostałych terenach. Postępujące zmiany w strukturze zasiewów 

oraz wyprowadzanie coraz większych mas roślinnych z agroekosystemów nasilają 

zakwaszenie gleb ornych. Niepokoi malejące zużycie wapna nawozowego, ze 

118 – 202 kg CaO·ha -1 w latach 1975 – 1998 do 37 – 104 kg CaO·ha -1 w latach 1999 

– 2007, wraz z upowszechnieniem poglądów o niezasadności (nawet szkodliwości) 

wapnowania gleb. 


ADAMCZYK Z. 1966. Inwentarzacja zasobów próchnicy w glebach ornych. Pam. Puł. 22: 

261–270. 

BOGUSZEWSKI W., KAC-KACAS M. 1966. Wapnowanie gleb, seria P(12). IUNG, Warszawa: 

119. 

DĘBICKI R., GLIŃSKI J. 1999. Międzynarodowa Konwencja o ochronie gleb. Projekt wg 

Dokumentu z Tatzing, Niemcy. Zakład Poligraficzny „TEKST” S.C. Lublin: 60. 

99


DOBRZAŃSKI B., SIUTA J., STRZEMSKI M., WITEK T., ZAWADZKI S. 1973. Zarys charakterystyju 

gleb Polski. Wyd. Geol. Warszawa: 87. 

Dokumenty końcowe Konferencji Narodów Zjednoczonych „Środowisko i rozwój”. 

Rio de Janeiro 2–14 czerwca 1992 Szczyt Ziemi. 1993. IOŚ, Warszawa: 565. 

ECKHOLM E.P. 1978. Ziemia którą tracimy. Stres środowiskowy i perspektywy wyżywienia 

świata. PWE. Warszawa: 332. 

Erozja wodna. PWRiL, Warszawa 1978: 215. 

Erozja wodna i jej zwalczanie. PWRiL, Warszawa 1965: 263. 

Erozja wodna w fizjograficznych krainach Polski. 1992. Pam. Puł. Suplement do z. 101. 

IUNG: 66. 

Geodezyjne urządzanie terenów rolnych (red. K. Dumański). PWN, Warszawa 1967: 

365. 

JANCZAR K. 2009. Biogazownia rolnicza – inwestycja chroniąca klimat. Czysta energia 

1/2009: 24–27. 

JÓZEFACIUK CZ., JÓZEFACIUK A. 1992. Specyfika urządzania wsi o gruntach zagrożonych 

erozją. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 401: 218–229. 

JÓZEFACIUK CZ., JÓZEFACIUK A. 1996. Wskaźniki metodyczne badania procesów erozji. 

Biblioteka Monitoringu Środowiska. PIOS: 148. 

KACA E., ŁABĘCKI L., MIATKOWSKI Z., LUBBE I. 2009. Rolnictwo w obliczu ekstremalnych 

zjawisk pogody. Konf. Nauk. „Współczesne wyzwania kształtowania środowiska 

i gospodarowania wodą w obszarach wiejskich”, 16–17 listopada 2009 Warszawa: 

6–8. 

Komentarz do tabeli klas w zakresie bonitacji gleb gruntów ornych terenów równinnych, 

wyżynnych i nizinnych. 1963. Ministerstwo Rolnictwa, Warszawa. 

Komunikat Komisji Europejskiej do Rady Europejskiej, Parlamentu Europejskiego, 

Komitetu Ekonomiczno-Społecznego oraz Komitetu Regionów: „W kierunku strategii 

tematycznej ochrony gleb”. Komisja Europejska – COM 2002. wersja końcowa 

(tekst polski). Bruksela: 179. 

LIPSKI C., KOSTUCH K. 2005. Kształtowanie krajobrazów terenów erodowanych. Acta 

Agrophysica 5(2): 245–252. 

MAĆKOWIAK CZ. 1997. Bilans substancji organicznej w glebach Polski. Biuletyn Informacyjny 

IUNG nr 5: 4–5. 

MAĆKOWIAK CZ. 2000. Wpływ doboru roślin w zmianowaniu obornika i nawozów mineralnych 

na zawartość węgla organicznego w glebie i produkcji ziemniaków. Nawozy i nawożenie 

PTN-IUNG 4(5): 102–109. 

MARSZEWSKA-ZIEMIĘCKA J. 1974. Mikrobiologia gleby i nawozów organicznych. PWRiL, 

Warszawa. 

Melioracje wodne w kształtowaniu i ochronie środowiska. Inż. Ekol. 18: 203. 

MUSIEROWICZ A. 1964. Próchnica gleb. PWRiL Warszawa. 

100


MYSKÓW W. 1984. Rolnicze znaczenie próchnicy oraz sposoby regulowania jej ilości 

w glebie. IUNG Puławy: 36. 

NIEWIADOMSKI W., GRABARCZYK S. 1977. Struktura użytkowania ziemi jako czynnik 

ochrony gleb przed erozją wodną. Zesz. Post. Nauk. Rol. 139: 33–38. 

Ochrona gleb. Nowa polityka dla UE. 2007. Komisja Europejska: 4. 

Ochrona litosfery (red. S. Kozłowski). 1998. PIG, Warszawa: 277. 

PIJANOWSKI Z. 1992. Kształtowanie przestrzeni wiejskiej w terenach górskich (na przykładzie 

wsi Łapsze Wyżne). Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 401: 203–218. 

PIJANOWSKI Z. 2009: Rozwój obszarów wiejskich w aspekcie polityki rolnej. Konf. Nauk. 

„Współczesne wyzwania kształtowania środowiska i gospodarowania wodą w obszarach 

wiejskich”. 16-17 listopada 2009, Warszawa. 

Polityka ekologiczna państwa w latach 2009–2012 z perspektywą do roku 2016 (M. P. 

z 2009 r. Nr 34, poz. 501). 

PONDEL H., TERELAK H., TERELAK T., WILKOS S. 1979. Właściwości chemiczne gleb 

uprawnych w Polsce. Pam. Puł. Sup. do z. 71: 189. 

PONDEL H., SADURSKI W., WILKOS S. 1985. Zawartość próchnicy w glebach Polski. 

Pam. Puł. 85: 5–27. 

Program rozwoju melioracji do 2015 roku. 1996. MRiGż, Warszawa. 

PRUSZYŃSKI S. 2007. Rośliny energetyczne i problemy z ich ochrona. Czysta Energia 

5(67): 10 – 12. 

Przeobrażenia środowiska pod wpływem erozji. 2002. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 487. 


RABIKOWSKA B., WILK K. 1991. Wpływ wieloletniego nawożenia obornikiem i azotem na 

właściwości gleby gliniastej. Cz. I. Odczyn gleby oraz zawartość węgla i azotu. Rocz. 

Gleboz. T. XLII ¾: 27–35. 

RADECKI A., MAJEWSKI E., ŁABENTOWICZ J. 2002. Rozłóg i użytkowanie gruntów w polskich 

gospodarstwach rodzinnych i kształtowanie krajobrazu wiejskiego. Frag. Agronomica 

1(73), Olsztyn – Puławy: 118–128. 

Realizacja rządowego programu rozwoju melioracji oraz zaopatrzenia wsi i rolnictwa 

w wodę. 1986. MRLiGż, Warszawa. 

SIUTA J. 1967. Zależność klasy bonitacyjnej i kompleksu glebowo-rolniczego od stopnia 

kultury gleby. Pam. Puł. 27: 221–223. 

SIUTA J. 1974. Kształtowanie przyrodniczych warunków rolnictwa w Polsce. PWN, Warszawa: 

357. 

SIUTA J. 1995. Gleba – diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ, Warszawa: 219. 

SIUTA J. 2000: Ochrona powierzchni ziemi w Polsce – Stan i niezbędne działania. Inż. Ekol. 

1: 158–183. 

SIUTA J., TERELAK H. 1965. Udział fazy gazowej w kształtowaniu struktury gleby. Pam. 

Puł. 18: 95–110. 

101


SIUTA J., żUKOWSKI B. 2008. Degradacja i rekultywacja powierzchni ziemi w Polsce. IOŚ 


SIUTA J., żUKOWSKI B. 2009a. Rozwój i potencjalne zagrożenia agroekosystemów. Cz. 

I. Uwarunkowania agroekologicznego rozwoju gleb mineralnych. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych 39: 115–125. 

SIUTA J., żUKOWSKI B. 2009b. Rozwój i potencjalne zagrożenia agroekosystemów. Cz. II. 

Agroekologiczna efektywność drenowania gleb zwięzłych. Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych 41: 597–613. 

SIUTA J., żUKOWSKI B. 2010. Rozwój i potencjalne zagrożenia agroekosystemów. Cz. III. 

Ocena efektywności wapnowania gleb kwaśnych. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 

42: 109–121. 

STARKER L. 1980. Erozja gleb a gospodarka wodna w Karpatach. Zesz. Post. Nauk Rol. 

235: 103–118. 

STASIAK R., SZAFRAŃSKI CZ. 2005. Zmiany w pokrywie glebowej erodowanych terenów 

Pojezierza Gnieźnieńskiego. Acta Agrophisica 592: 447–454. 

STRZEMSKI M. 1958. Gleboznawstwo Rzymu Starożytnego. Meander t. 30 nr 10, 11. Warszawa: 

361–382, 424–432. 

STRZEMSKI M. 1971. Myśli przewodnie systematyki gleb. IUNG P(16). PWRiL Warszawa: 

580. 

STRZEMSKI M., SIUTA J., WITEK T. 1973. Przydatność rolnicza gleb Polski. PWRiL. Warszawa: 

285. 

ŚWIĘTOCHOWSKI B. 1968. Próchnica jako czynnik żyzności gleby. Wiad. Bot. t. 12. 

Uprawa roślin na potrzeby energetyki. 2009. Lewitan, Warszawa: 29. 

Ustawa z dnia 27 marca 2003 r. o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzennym 

(Dz. U. Nr 80, poz. 717). 

Ustawa z dnia 31 lipca 1923 r. o scalaniu gruntów (Dz. U. R. P. Nr 92, poz. 918). 

Ustawa z dnia 24 stycznia 1968 r. o scalaniu i wymianie gruntów (Dz. U. Nr 3, poz. 13). 

Ustawa z dnia 26 marca 1988 r. o scalaniu i wymianie gruntów (Dz. U. Nr 11, poz. 80; 

t.j. w Dz. U. z 2003 r. Nr 178, poz. 1749). 

Ustawa z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom i ich usuwaniu (Dz. U. Nr 

75, poz. 493). 

Ustawa (projekt) o urządzaniu obszarów rolniczej przestrzeni produkcyjnej, opracowana 

w Ministerstwie Rolnictwa i Gospodarki żywnościowej. 1997. 

WAWER R., NOWOCIEŃ E. 2006. Mapa erozji wodnej aktualnej w oparciu o CORINE Land 

Cover 2000. Pam. Puł. 142: 537–546. 

WNUK A. 2005. Analiza spływów roztopowych w zlewni wielkopolskiej w 2003 roku. Acta 

Agrophysica 5(2): 463–469. 

WOCH F. 2002. Możliwości kształtowania krajobrazu na obszarach wiejskich w procesie 

urządzeniowym w aspekcie polskich uwarunkowań. Fragmenta Agronomica 1 (73). 

102


Współczesne wyzwania kształtowania środowiska i gospodarowania wodą w obszarach 

wiejskich. Konferencja naukowa, 16–17 listopada 2009. Warszawa. 

żMUDA R., SASIK J., SZEWERSKI SZ. 2005. Analiza potrzeb zmian zagospodarowania 

przestrzennego Wzgórz Trzebnickich w aspekcie ochrony środowiska przed erozją 

wodna gleb. Acta Agrophisyca 5(1): 229–237. 

103


Justyna Wrzosek*, Barbara Gworek** 

BIOMASA W ENERGETYCE ODNAWIALNEJ 

BIOMASS AS RENEWABLE ENERGY SOURCE 

Słowa kluczowe: biomasa, energia odnawialna, surowce energetyczne. 

Key words: biomass, renewable energy, energy sources. 

As fossil fuels such as coal, gas and oil are being used up, governments are keen to find 

alternative sources of energy, especially those that do not emit carbon dioxide. Biomass is 

organic material made from plants and animals. Biomass contains stored energy from the 

sun. Burning biomass is not the only way to release its energy. Biomass can be converted 

to other useable forms of energy, such as methane gas or transportation fuels, such as 

ethanol and biodiesel. 


Perspektywy wyczerpania się paliw kopalnych oraz obawy o stan środowiska naturalnego 

przyczyniają się do wzrostu zainteresowania odnawialnymi źródłami energii. Zapotrzebowanie 

na alternatywną energię jest nieuchronną konsekwencją rozwoju gospodarczego 

oraz chęcią ograniczenia emisji gazów cieplarnianych. Miejsce kopalnych paliw zajmować 

będą odnawialne źródła energii, spośród których największe oczekiwania stawiane 

są przed surowcami produkowanymi w sektorze rolniczym. Wykorzystanie biomasy jest 

zatem szansą rozwoju alternatywnych źródeł energii oraz możliwością zapoczątkowania 

produkcji rolniczej niezwiązanej z wytwarzaniem żywności [Baum 2007; Kamieński 2007]. 

Wraz ze wzrostem zapotrzebowania na energię rozszerzył się zakres dostępnych nośników 

* Mgr Justyna Wrzosek – Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna 

Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; Instytut Ochrony 

Środowiska, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa; tel.: 22 625 10 05 w. 43. 

** Prof. dr hab. Barbara Gworek – Instytut Ochrony Środowiska, ul. Krucza 5/11d, 00-548 

Warszawa; tel.: 22 621 36 70; Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna 

Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 26 18; 

e-mail: b.gworek@ios.edu.pl 

104

Biomasa w energetyce odnawialnej 

energii ze źródeł konwencjonalnych (rys.1). Na początku rozwoju cywilizacji głównym wykorzystywanym 

przez człowieka źródłem energii było drewno. Człowiek potrzebował tego 

surowca jedynie do ogrzania i sporządzania posiłków. W chwili obecnej zarówno kraje wysokorozwinięte, 

jak i te, które są w fazie intensywnego rozwoju, opierają swoją energetykę 

na wykorzystaniu paliw stałych (węgiel kamienny i brunatny, torf), paliw płynnych (ropa naftowa, 

lekki olej opałowy, ciężki olej opałowy, olej dieslowy i benzyna), paliw gazowych (gaz 

ziemny) oraz paliw nuklearnych (uran 235). 

Rys. 1. Rodzaje nieodnawialnych źródeł energii oraz sposoby ich zagospodarowania 

[Lewandowski 2007] 

Fig. 1. The kinds of unrenewable sources of energy and ways of their management 

2. BIOMASA W ENERGETYCE ODNAWIALNEJ 

Przewidywany stały wzrost zapotrzebowania na energię elektryczną powoduje, że istotnym 

zagadnieniem staje się zagwarantowanie odpowiedniego potencjału wytwórczego, 

z wykorzystaniem nie tylko krajowych źródeł energii pierwotnej, lecz także źródeł energii odnawialnej 

(rys. 2). Szczególną rolę w tym zakresie należy przypisać biomasie. Wzrost energochłonności 

obserwujemy zarówno w produkcji rolniczej [Zaremba 1986], jak i innych sektorach 

przemysłowych wiążących się z działalnością człowieka. 

Deficyt i wzrost cen surowców energetycznych oraz ciągły wzrost zużycia energii spowodował 

poszukiwanie nowych źródeł energii z zasobów odnawialnych [Bocheński 2007]. 

Przemysł oparty na energetyce konwencjonalnej wykorzystującej paliwa konwencjonalne 

przyczynia się do degradacji środowiska naturalnego. W wyniku spalania paliw konwencjonalnych 

oprócz ciepła wydzielają się również gazy spalinowe. Głównym składnikiem spalin 

powstających przy spalaniu paliw stałych są: dwutlenek węgla, dwutlenek siarki, tlenek azo- 

105

Justyna Wrzosek, Barbara Gworek 

tu, tlenek węgla, para wodna, sadza oraz pył. Sposobem na zahamowanie tych procesów 

jest nie tylko modernizacja energetyki konwencjonalnej, lecz także stopniowe zmniejszanie 

użycia węgla kamiennego, ropy naftowej i gazu ziemnego w bilansie energii pierwotnej oraz 

wykorzystanie niekonwencjonalnych i odnawialnych źródeł energii: wody, wiatru, biomasy, 

promieniowania słonecznego i ciepła wnętrza Ziemi [Lewandowski 2007]. 

Rys. 2. Prognoza zużycia surowców energetycznych [Bocheński 2007] 

Fig. 2. Consumption of main power resources 

Do charakterystycznych cech odnawialnych źródeł energii należy przede wszystkim fakt, 

iż są one niewyczerpywalne. Ich zasoby odnawiane są nieustannie w naturalnych procesach. 

Są stosowane jako nośniki energii we wszystkich formach (energia cieplna, energia elektryczna, 

paliwa silnikowe). Ograniczają degradację środowiska przyrodniczego oraz mają szerokie 

spektrum występowania. Zasoby alternatywnych źródeł energii nie są jednakowe w skali 

globalnej, są jednak obecne prawie we wszystkich zakątkach naszej planety [Gradziuk i in. 

2002]. Następuje stopniowy wzrost udziału energii z zasobów odnawialnych przez: 

1) zwiększenie wykorzystania drewna i odpadów drewna (obszary wiejskie), 

2) uruchomienie lokalnych ciepłowni na słomę, 

3) uruchomienie lokalnych ciepłowni i elektrowni zasilanych biogazem, 

4) wykorzystanie źródeł energii geotermalnej, wiatrowej i słonecznej. 

Polska posiada znaczące zasoby węgla kamiennego i węgla brunatnego. Węgiel kamienny 

jako surowiec energetyczny jest traktowany na tle zasobów w Unii Europejskiej, 

jako gwarancja bezpieczeństwa energetycznego. Należy jednak pamiętać, że wydobycie 

i spalanie konwencjonalnych surowców energetycznych, w tym węgla kamiennego powo- 

106


duje znaczne zanieczyszczenia środowiska przyrodniczego. Ponadto przemiany energetyczne 

oparte na węglu mają niższe sprawności niż paliwa węglowodorowe wytworzone 

na bazie ropy naftowej oraz gazu ziemnego. Węgiel kamienny powinien być surowcem dla 

nowoczesnych elektrowni, elektrociepłowni, a także ciepłowni. Jednocześnie powinno się 

rozpocząć wykorzystywanie węgla kamiennego do wytwarzania gazu syntezowego, a także 

podjąć próby wytwarzania syntetycznych paliw silnikowych [Ney 2009]. 

Surowiec ten można także wykorzystać jako nośnik energii z kopalnych źródeł, wykorzystując 

technologię wychwytywania i składowania dwutlenku węgla (Carbon Capture and 

Storage – CCS), co może ograniczyć emisję CO 2 

w XXI wieku w granicach 220 – 2200 Gt, 

a w związku z tym od 15% do 55% globalnych wysiłków związanych z łagodzeniem zmian 

klimatu może być zrealizowane z wykorzystaniem technologii CCS [Special Report 2005]. 

Czyste technologie węglowe, obok polepszenia sprawności energetycznej oraz zwiększenia 

udziału energii odnawialnej, są godnym zainteresowania obszarem działań mających 

na celu obniżenie przyszłych kosztów redukcji emisji gazów cieplarnianych oraz podniesienie 

bezpieczeństwa energetycznego w długoterminowej perspektywie [Hinc 2010]. Jest to 

jednak kosztowna koncepcja badawczo-rozwojowa, wymagająca dużych nakładów inwestycyjnych, 

wprowadzenia odpowiednich ram instytucjonalno-prawnych oraz uzyskania akceptacji 

społecznej. 

Od początku XVII stulecia zaobserwowano nieustanny wzrost stężenia CO 2 

, od około 

278 ppm do 370 ppm. Szacuje się, że w atmosferze przybyło około 150 ∙ 10 9 Mg węgla 

[Poskrobko i in. 2001]. Największymi przyczynami emisji CO 2 

jest spalanie paliw kopalnych 

oraz produkcja cementu. Za największych emitentów CO 2 

uważa się Stany Zjednoczone, 

Japonię, Niemcy, Wielką Brytanię i Kanadę. 

Udział dwutlenku węgla w efekcie cieplarnianym wynosi około 60%. Stężenie CO 2 

w atmosferze, 

które zwiększyło się z 0,028% do 0,035%, utrudnia wypromieniowanie ciepła 

w przestrzeń kosmiczną. Pozostałe gazy cieplarniane to metan, podtlenek azotu oraz freony. 

Analizując 10 ostatnich tysięcy lat obserwujemy zmniejszenie nasłonecznienia naszej 

planety, zwiększa się natomiast zawartość metanu w atmosferze Ziemi i obecnie sięga poziomu 

z okresu neolitu [Wolański 2006]. 

Efekt cieplarniany wpływa w istotny sposób na wzrost globalnej temperatury powietrza. 

Konsekwencją tego są wszelkie ekstremalne zjawiska pogodowe i klimatyczne. Antropogeniczna 

emisja CO 2 

do atmosfery wywołana została przede wszystkim gospodarką energetyczną, 

która skupiona dotychczas wyłącznie na podnoszeniu skuteczności oczyszczania gazów spalinowych 

w procesach odsiarczania, odazotowania i odpylania, nie interesowała się problemem 

ochrony środowiska i możliwością zastosowania odnawialnych źródeł energii w celu ograniczenia 

emisji CO 2 

. Wykorzystywanie odnawialnych źródeł energii pozwoli na zmniejszenie udziału 

paliw kopalnych w bilansie energetycznym. W tym celu wykorzystać możemy źródła alternatywne, 

takie jak energia słoneczna, energia wiatru, pływów morskich i fal morskich, energia cieplna 

oceanów oraz energia pochodząca z biomasy [Poskrobkowie i in. 2001]. 

107


W ustawie z dnia 25 sierpnia 2006 roku o biokomponentach i biopaliwach ciekłych 

[Dz.U. Nr 169, poz. 1199] za biomasę uznaje się substancje pochodzenia roślinnego lub 

zwierzęcego, które ulegają biodegradacji, pochodzą z produktów, odpadów i pozostałości 

z produkcji rolnej lub leśnej, a także z przemysłu przetwarzającego ich produkty oraz inne 

części odpadów, które ulegają biodegradacji. Biomasę jako surowce energetyczne dzieli się 

na [Dreszer i in. 2003]: 

1) surowce energetyczne pierwotne – drewno, słoma i rośliny energetyczne, tzn. uprawiane 

głównie w celu uzyskania biomasy, 

2) surowce energetyczne wtórne – gnojowica, obornik, inne produkty dodatkowe i odpady 

organiczne oraz osady ściekowe, 

3) surowce energetyczne przetworzone – biogaz, bioetanol, biometanol, estry i biooleje. 

Ważniejszymi źródłami biomasy są [Arseniuk 2007]: 

1) drewno pochodzące z lasów, sadów, specjalnych upraw oraz odpadowe z przemysłu 

drzewnego, 

2) produkty roślinne wytwarzane na polach i użytkach zielonych, 

3) słoma i inne pozostałości roślinne stanowiące materiał odpadowy przy produkcji rolniczej, 

4) odpady powstające w przemyśle rolno-spożywczym, w tym: wytłoki, melasa, wysłodki, 

odpady olejarskie, winiarskie, z mleczarni i serowni, zepsuty i przeterminowany materiał 

siewny, 

5) gnojowica, obornik, osady ściekowe, 

6) organiczne odpady komunalne, 

7) organiczne odpady przemysłowe. 

Polska jest państwem potencjalnie zasobnym w biomasę. Wynika to przede wszystkim 

z uwarunkowań geograficznych oraz z przewagi lasów i gruntów użytkowanych rolniczo 

w strukturze obszaru kraju. Z danych Biura Urządzenia Lasu i Geodezji Leśnej wynika, że 

średnie zalesienie kraju jest na poziomie 29%. Regiony o wysokim wskaźniku zalesienia to 

lubuskie, pomorskie oraz podkarpackie. 

W polskich realiach liczą się przede wszystkim źródła pozyskiwania biomasy, jakimi są 

drewno oraz odpady z przemysłu drzewnego, a także odpady organiczne – słoma, odpady 

komunalne i przemysł rolno-spożywczy [Kruczek, Tatarek 2007]. Energia pozyskiwana 

z biomasy stanowi 15% światowego zużycia energii. W krajach rozwijających się udział ten 

jest większy, stanowi około 38% światowego zużycia energii (rys. 3). 

W Polsce szansę rozwoju energetyki opartej na alternatywnych zasobach energii stanowi 

biomasa, użyta przede wszystkim jako paliwo stałe do produkcji energii cieplnej i elektrycznej 

oraz paliw płynnych w transporcie (bioetanol, biodiesel). Jest to też szansa wykorzystania 

potencjału obszarów rolniczych pozwalająca zagospodarować również grunty 

odłogowane oraz zanieczyszczone. W naszym kraju występuje wiele terenów odłogo- 

108


Rozwój OZE jest silnie związany z uwarunkowaniami lokalnymi – dostępnością zasobów 

oraz możliwościami ich wykorzystania. W związku z tym już na ówczesnym etapie 

rozwoju widoczna jest zauważalna regionalizacja wykorzystania odnawialnych zasobów 

energii (rys.4). Energia elektryczna z odnawialnych źródeł energii w roku 2006 produkowana 

była głównie w województwach, gdzie występują elektrownie wodne oraz 

elektrownie cieplne posiadające możliwości technologiczne do współspalania biomasy 

z konwencjonalnymi surowcami. Stopniowo jednak odnotowano wzrost potencjału regionów 

Polski Północnej, przyczyną którego są głównie znaczące zasoby energii wiatru oraz 

duża liczba projektów ich wykorzystania [Wiśniewski i in. 2007]. 

Istnieje też wiele trudności i barier związanych z wprowadzeniem odnawialnych źródeł 

energii do bilansu energii pierwotnej. Przede wszystkim bariery te stanowią przepisy prawne 

i finansowe. Bez wsparcia polityków produkcja paliw i innych form alternatywnych źródeł 

energii nie będzie w stanie się rozwinąć i zaistnieć w sektorze energetycznym Polski. 

Kolejny problem to brak nowoczesnych, sprawnych technologii oraz ograniczony 

dostęp do informacji o możliwości wzięcia udziału w realizacji inwestycji oraz zaawansowanych 

projektach z wykorzystaniem środków unijnych [Bocheński 2007]. Obawy 

dotyczą również nadmiernego importu biomasy z krajów trzecich i nieuzasadnionego 

obciążenia środowiska w wyniku transportu biomasy na duże odległości oraz zwiększe- 

wanych, nadających się pod zalesienie bądź założenie plantacji roślin energetycznych. Powierzchnia 

terenów odłogowanych wynosi 1,4 mln ha, co stanowi 11% powierzchni gruntów 

ornych. Zagospodarowanie tych terenów doprowadzi do aktywizacji gospodarstw wiejskich 

i zmniejszenia bezrobocia przez powstanie nowych miejsc pracy w sektorze energetycznym 

[Jasiulewicz 2007]. 

a b c 

Rys. 3. Udział surowców energetycznych: a – świat, b – kraje uprzemysłowione, c – kraje rozwijające 

się [Lewandowski 2007] 

Fig. 3. Worldwide consumption of main power resources: a – world, b – industrial countries, 

c – developing countries 

109


Rys. 4. Struktura produkcji energii elektrycznej ze źródeł odnawialnych wg województw w 2006 

roku [Wiśniewski i in. 2007] 

Fig. 4. The structure of production of electric energy from renewable sources according to provinces 

in 2006 year 

nie konkurencyjności pomiędzy sektorem energetycznym a innymi dziedzinami gospodarki 

[Kamieński 2007]. 

Największą efektywność biomasy jako nośnika z odnawialnych źródeł można uzyskać 

wykorzystując je jak najbliżej miejsc założenia plantacji roślin energetycznych. Pomijamy 

wówczas koszt transportu biomasy na duże odległości. Wysokie korzyści ekonomiczne 

i ekologiczne uzyskujemy inwestując w lokalne systemy grzewcze w promieniu do 50 km 

[Danfors i in. 1998; Klepacki, Gradziuk 2007]. 

Kolejny problem to niedostateczne opracowanie metod zbioru i magazynowania roślin 

energetycznych. Wymagane są badania i wprowadzenie nowoczesnych technologii 

w tym zakresie, mogących obniżyć koszty. Wspomniane wcześniej ciepłownic- 

110


two lokalne jest szansą wykorzystania biomasy nisko przetworzonej, biomasa o małym 

współczynniku wilgotności, odpowiednio zagęszczona, stanowić może natomiast 

paliwo o wysokiej koncentracji energii do zaspokojenia potrzeb energetyki systemowej. 

Ważna jest również logistyka, mająca na celu zaplanowanie czynności przygotowujących 

biomasę od momentu pozyskania z pola uprawnego do dostarczenia jej 

w miejsce przeznaczenia energetycznego. Powinna ona uwzględniać takie elementy, jak: 

pozyskanie biomasy, jej transport, magazynowanie oraz przygotowanie biomasy do procesu 

konwersji [Grzybek 2007]. 

Zwiększona wilgotność biomasy wiąże się z problemami z jej magazynowaniem i transportem. 

Stanowi ona podatne środowisko występowania drobnoustrojów, co w zasadniczy 

sposób obniża jej wartość opałową. Biomasa nieznacznie przetworzona zwiększa zużycie 

energii oraz zmniejsza efektywność rozdrabniania w procesie przekształcania biomasy w mikrogranulki. 

Trzeba również wziąć pod uwagę, że wartość opałowa jednostki objętościowej 

biomasy jest sześciokrotnie mniejsza od wartości opałowej węgla kamiennego, co zwiększa 

nakłady na transport surowca. 

Wykorzystanie biomasy w energetyce zawodowej jest korzystne, jeżeli charakteryzuje 

ją stabilna jakość, opłacalna cena, położenie w bliskiej odległości od zakładu energetycznego 

oraz wysoki stopnień koncentracji biomasy będącej surowcem energetycznym dla dużych 

zakładów [Zawistowski 2007]. 

W energetyce zawodowej praktykuje się również spalanie rozdrobnionej biomasy z węglem. 

Powoduje to zmniejszenie emisji netto dwutlenku węgla, dwutlenku siarki oraz zanieczyszczeń 

organicznych. Węgiel stabilizuje proces spalania, dzięki czemu można zastosować 

biomasę o zmiennej i dużej wilgotności. Stwierdzono także, że stosowanie biomasy pozwala 

zmniejszyć emisję NO x 

wytwarzanego podczas spalania węgla brunatnego [Przybylik 

2007]. Ta przyszłościowa technologia pozwoli stopniowo zwiększać udział odnawialnych źródeł 

energii w bilansie pierwotnym. 

3. ODNAWIALNE ŹRÓDŁA ENERGII W POLITYCE ENERGETYCZNEJ UNII 

EUROPEJSKIEJ 

Odnawialne źródła energii stanowią istotną rolę w energetycznej, ekologicznej 

i regionalnej polityce Unii Europejskiej. Poszczególne kraje tworzące wspólnotę realizują na 

swych terytoriach politykę wspierania produkcji czystej energii. Polityka energetyczna Unii 

Europejskiej kieruje się przede wszystkim możliwością wykorzystania alternatywnych zasobów 

energii wobec wzrostu ogólnoświatowego popytu na energię, pogarszającego się stanu 

środowiska naturalnego oraz możliwością wzrostu potencjału gospodarczego i uzyskania 

większej liczby miejsc pracy [Monitor europejski 2006]. 

Najważniejszym dokumentem wspierającym rozwój odnawialnych źródeł energii jest 

Biała Księga – Energia dla przyszłości: odnawialne źródła energii. Kolejnym przejawem ak- 

111


tywności Rady Europejskiej jest Zielona Księga Komisji – Europejska Strategia na rzecz 

zrównoważonej, konkurencyjnej i bezpiecznej energii. Ma ona na celu wyznaczenie wspólnotowej 

polityki energetycznej, która pozwoli osiągnąć: bezpieczeństwo dostaw, konkurencyjność 

i długoterminową równowagę ekologiczną [Monitor europejski 2006]. 

Omawiając problem nadmiernego stężenia dwutlenku węgla w atmosferze, należy 

wspomnieć o Ramowej Konwencji Narodów Zjednoczonych w sprawie zmian klimatu (UN 

FCCC), zawartej w Rio de Janeiro w 1992. Za główny cel stawia sobie ochronę klimatu oraz 

podjęcie środków profilaktycznych zmierzających do zminimalizowania przyczyn negatywnych 

skutków klimatycznych. W protokole z Kioto z 1976 [Protokół z Kioto 1997], podpisanym 

przez Polskę w 1998 roku, Polska do roku 2012 ma obniżyć emisję gazów cieplarnianych 

o 6% w stosunku do roku 1988. Kolejnymi zobowiązaniami nałożonymi przez protokół 

są między innymi: 

1) propagowanie wdrażania nowoczesnych technologii wykorzystujących odnawialne źródła 

energii, 

2) ograniczenie emisji gazów cieplarnianych w transporcie 

oraz 

3) ograniczenie emisji metanu z wysypisk odpadów, transportu i procesów produkcji. 

Wypełnienie wszystkich zobowiązań z Protokołu z Kioto doprowadzi do zredukowania 

średniej temperatury globalnej o 0,02–0,28°C do 2050 roku. 

Istotna w odniesieniu do odnawialnych źródeł jest również dyrektywa o energii odnawialnej 

2009/28/EC, która weszła w życie po publikacji w Dzienniku Urzędowym Unii Europejskiej 

25 czerwca 2009 r. [Directive 2009/28/EC]. Energia ze źródeł odnawialnych wg rozszerzonej 

definicji w Dyrektywie 2009/28/EC to: energia pochodząca z odnawialnych zasobów niekopalnych, 

obejmujących energię wiatrową, słoneczną, aerotermalną, geotermalną, hydrotermalną 

i oceaniczną, energię wodną, biomasę, gaz z wysypisk odpadów, gaz z oczyszczalni ścieków 

i biogazy. Państwa członkowskie Unii Europejskiej mają za zadanie implementację postanowień 

przywołanej do narodowych regulacji prawnych do grudnia 2010 r. W dyrektywie określono 

zwiększenie udziału energii odnawialnej do 20% w bilansie całkowitej energii zużywanej 

przez Wspólnotę. Państwa członkowskie muszą również wziąć pod uwagę, że 10% energii 

zużywanej przez transport powinno być zastąpione energią odnawialną. Jednocześnie biopaliwa 

powinny spełniać jakościowe wymogi produkcji zrównoważonej. Biomasa może być 

stosowana jako surowiec do produkcji biopaliw, jeśli spowoduje to zmniejszenie emisji gazów 

cieplarnianych o przynajmniej 35% i jeśli tworzące ją rośliny nie rosną na obszarach o wysokiej 

bioróżnorodności lub na glebach o wysokiej zawartości węgla. 

Podstawowym aktem regulującym stosowanie odnawialnych źródeł energii jest ustawa 

z dnia 10 kwietnia 1997 r. - Prawo energetyczne [Ustawa... 2006]. W ustawie tej definiuje się 

pojęcie OZE jako: źródło wykorzystujące, w procesie przetwarzania, energię wiatru, promieniowania 

słonecznego, geotermalną, fal, prądów i pływów morskich, spadki rzek oraz ener- 

112


gię pozyskiwaną z biomasy, biogazu wysypiskowego, a także biogazu powstałego w procesach 

odprowadzania lub oczyszczania ścieków albo rozkładu składowanych szczątków roślinnych 

i zwierzęcych. 

Przepisy ustawy - Prawo energetyczne nakładają na przedsiębiorstwa energetyczne 

zajmujące się wytwarzaniem energii elektrycznej lub jej obrotem i jednocześnie sprzedające 

tę energię odbiorcom końcowym obowiązek zakupu energii elektrycznej wytworzonej 

w odnawialnych źródłach energii. Przedsiębiorstwa energetyczne, które spełniają ten wymóg, 

otrzymują „zielony certyfikat”. W ramach pomocy publicznej wspierającej rynek biokomponentów 

i biopaliw ciekłych w Polsce wprowadzono również niższą akcyzę dla benzyny 

silnikowej i oleju napędowego zawierającego biokomponenty oraz odliczenia podatkowe 

dla wytwórców biokomponentów. 

W Polsce plantacje roślin energetycznych mogą obejmować następujące gatunki: wierzbę 

(Salix sp.), topolę (Salicaceae populus), ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita 

Rusby), słonecznik bulwiasty (Helianthus tuberosus), trawy z rodziny Miscanthus (Miscanthus 

giganteus, Miscanthus sinensis), rdest sachalijski (Polygonum sachalinese), spartinę preriową 

(Spartina spectinata) [Lewandowski 2007]. Dopłaty do uprawy roślin energetycznych oraz 

do plantacji trwałych były wypłacane rolnikom do końca 2009 r. W związku z tym, że wielkość 

upraw roślin energetycznych przekroczyła 2 mln ha, Rada Unii Europejskiej podjęła w listopadzie 

2008 r. decyzję o zniesieniu od 2010 r. systemu płatności z tytułu uprawy roślin energetycznych. 

Władze Unii uznały, że rynek roślin energetycznych rozwinął się na tyle, że dalsza 

pomoc w tym zakresie nie jest już potrzebna. Niemniej jednak Unia oferuje inną formę wspierania 

inwestycji związanych z „zieloną energią” – możliwość ubiegania się o projekty unijne 

związane z energetyką odnawialną i w późniejszym etapie ich realizację. 

4. PODSUMOWANIE 

Pojęcie „wykorzystanie biomasy do celów energetycznych” należy rozumieć jako bezpośrednie 

spalanie produktów organicznych fotosyntezy, takich jak drewno i jego odpady, 

słoma, odpady z produkcji roślinnej lub uprawy roślin energetycznych. Bardzo często 

w procesie przetwarzania produkty te ulegają zgranulowaniu lub zbrykietowaniu do postaci 

wygodniejszej w użyciu. Ta forma konwersji energii jest szeroko rozpowszechniona zarówno 

w krajach wysokorozwiniętych, o bogatej myśli technicznej, jak i w krajach stosujących 

mało efektywne technologie spalania. 

Polska posiada znaczący potencjał biomasy oraz ogromne możliwości jej wykorzystania 

jako nośników energii ze źródeł odnawialnych. W przyszłości nastąpi nieuchronny 

wzrost znaczenia upraw energetycznych oraz rozwój technologii logistyki pozyskiwania 

i przetwarzania biomasy. Należy zatem zwiększyć ilość wyprodukowanej biomasy. Jednym 

z rozwiązań tego problemu jest możliwość importu biomasy z Rosji lub Ukrainy, niestety 

w bilansie należy wtedy uwzględnić wysoki koszt transportu surowca. 

113


Kolejną możliwością jest wykorzystanie polskich zasobów leśnych. Przeciętny roczny 

przyrost miąższości drzew w okresie pięciu lat osiągnął w lasach polskich wartość ponad 

50 mln m 3 . Przeciwnicy tego pomysłu obawiają się konkurencji ze strony przemysłu drzewnego 

oraz zaburzenia wartości ekologicznej ekosystemów leśnych. 

Warto również rozważyć zakładanie plantacji roślin energetycznych na glebach uprawnych, 

odłogowanych i zdegradowanych. Powierzchnia gleb zdegradowanych w Polsce 

przekracza 10% powierzchni kraju, a same hałdy górnicze zajmują 0,3% tej powierzchni 

[Kalinowska 1994]. Warto wykorzystać potencjał tych gleb do produkcji biomasy, przywracając 

zdegradowanemu środowisku odpowiednią strukturę. Wymaga to jednak zorganizowania 

szkolenia dla przyszłych plantatorów, które będą dotyczyły warunków klimatyczno-glebowych 

niezbędnych do otrzymania wysokich plonów roślin energetycznych 

oraz możliwości pozyskania środków finansowych na założenie uprawy. Wydaje się, że 

to elektrownie powinny zadbać o zorganizowanie transportu i dostawy biomasy do jednostki 

przetwarzającej ją na energię. Aktywne wsparcie w postaci dogodnych instrumentów 

prawnych oraz finansowych stać się może czynnikiem stymulującym działania inwestycyjne 

w obszarze odnawialnych źródeł energii. Bez odpowiednich rozporządzeń prawnych 

wydłuża się czas zwiększenia wykorzystywania odnawialnych źródeł energii pierwotnej 

oraz zostają zahamowane inwestycje i programy mające na celu promocję surowców 

alternatywnych. 


ARSENIUK E. 2007. Rośliny uprawne przydatne do produkcji biopaliw ciekłych. Materiały 

konferencyjne: „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. 

Wyd. Wieś jutra. Sp. z o.o., Warszawa: 76–81. 

BAUM R. 2007. Wykorzystanie biomasy dla celów energetycznych na przykładzie USA. 

Materiały konferencyjnych: „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse 

i problemy”. Wyd. Wieś jutra. Sp. z o.o., Warszawa: 64–68. 

BOCHEŃSKI I. C. 2007. Parametry jakościowe produktów z biomasy do spalania.W: Materiały 

konferencyjne „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. 

Wyd. Wieś jutra. Sp. z o.o., Warszawa: 43–50. 

DANFORS B., LEDIN S., ROSENQVGIST H. 1998. Short-Rotation Willow Coppice Growers 

Manual. Swedish Institute of Agricultural Engineering. Jordbrukstekniska Institutet. 

Directive 2009/28/EC of the European Parliament and of the Council of 23 April 2009 

on the promotion of the use of energy from renewable sources and amending 

and subsequently repealing Directives 2001/77/EC and 2003/30/EC (Dz. Urz. L. 

140/16.V.52, 2009 r.) 

DRESZER K., MICHAŁEK R., ROSZKOWSKI A. 2003. Energia odnawialna – możliwości jej 

pozyskiwania i wykorzystania w rolnictwie. Wyd. PTiR, Krakow – Lublin – Warszawa. 

114


GRADZIUK P., GRZYBEK A., KOWALCZYK K., KOŚCIK B. 2002. Biopaliwa. Miesięcznik 

„Wieś Jutra”. Wyd. Wieś jutra. Sp. z o.o., Warszawa. 

GRZYBEK A. 2007. Logistyka zaopatrzenia w biomasę średnich i dużych obiektów energetycznych. 

W: Materiały konferencyjne „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – 

szanse i problemy”. Wyd. Wieś jutra. Sp. z o.o., Warszawa: 51–57. 

HINC A. 2010. Jak skutecznie wdrożyć CCS w Polsce? Ramy polityczne i prawne. Copyright 

by demosEUROPA – Centrum Strategii Europejskiej, Warszawa. 

JASIULEWICZ M. 2007. Wykorzystanie gruntów odłogowych do produkcji biomasy i stworzenie 

lokalnych centrów energetycznych. W: Materiały konferencyjne „Biomasa dla 

elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. Wyd. Wieś jutra., Sp. z o.o., 

Warszawa: 122–132. 

KALINOWSKA A. 1994. Ekologia – wybór przyszłości. Editions „Spotkania”, Warszawa. 

KAMIEŃSKI Z. 2007. Nowe wyzwania Unii Europejskiej. Czysta energia 2: 7. 

KLEPACKI B., GRADZIUK P. 2007. Ekonomika produkcji „zielonej energii”. W: Materiały 

konferencyjne „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa - szanse i problemy”. 

Wyd. Wieś jutra., Sp. z o.o., Warszawa: 33–42. 

KRUCZEK H., TATAREK A. 2007. Wykorzystanie różnego typu biomasy do współspalania 

w energetyce małej i dużej – zalety i problemy. W: Materiały konferencyjne „Biomasa 

dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. Wyd. Wieś jutra., Sp. z o.o., 

Warszawa: 163–167. 

LEWANDOWSKI W.M. 2007. Proekologiczne odnawialne źródła energii. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne, 

Warszawa. 

Monitor europejski. 2006. Urząd Komitetu Integracji. Aries 25: 39–41. 

NEY R. 2009. Niektóre uwarunkowania polskiej polityki energetycznej. Polityka Energetyczna. 

Tom 12. Zeszyt 2/1: 5–16. 

POSKROBKO B., POSKROBKO T., SKIBA K. 2001. Ochrona biosfery. Polskie Wydawnictwo 

Ekonomiczne, Warszawa. 

Protokół z Kioto do Ramowej konwencji Narodów Zjednoczonych w sprawie zmian 

klimatu, sporządzony w Kioto dnia 11 grudnia 1997 r. (Dz. U. 2005 r. Nr 203, poz. 

1684). 

PRZYBYLIK A. 2007. Alternatywne rozwiązanie w zakresie spalania paliw stałych 

w urządzeniach grzewczych. Aura 2:12–15. 

Special report on carbon dioxide capture and storage. 2005. Interngovernmental Panel 

on Climate Change (IPCC). Cambridge University Press, New York. 

Ustawa z dnia 10 kwietnia 1997 r. - Prawo energetyczne (Dz. U. z 2006 r. Nr 89, poz. 

625, Nr 104, poz. 708, Nr 158, poz. 1123 i Nr 170, poz. 1217, z 2007 r. Nr 21, poz. 124, 

Nr 52, poz. 343, Nr 115, poz. 790 i Nr 130, poz. 905, z 2008 r. Nr 180, poz. 1112 i Nr 

227, poz. 1505 oraz z 2009 r. Nr 3, poz. 11, Nr 69, poz. 586, Nr 165, poz. 1316 i Nr 215, 

poz. 1664). 

115


Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach ciekłych (Dz. U. 

Nr 169, poz. 1199). 

WOLAŃSKI N. 2006. Ekologia człowieka – ewolucja i dostosowanie biokulturowe. 

Tom 2. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. 

WIŚNIEWSKI G., ANDRZEJEWSKA M., GRABIAS M., KASSENBERG A., KUBSKI P., 

KUPCZYK A., MICHAŁOWSKA-KNAP K., MROSZKIEWICZ T., ONISZK-POPŁAWSKA 

A., RUCIŃSKI D., WIĘCKA A., WŁODARSKI M., WÓJCIK B. 2007. Możliwości wykorzystania 

odnawialnych źródeł energii w Polsce do roku 2020. Ekspertyza. Instytut 

Energetyki Odnawialnej, Warszawa. 

ZAREMBA W. 1986. Energetyka w systemie eksploatacji sprzętu rolniczego, Państwowe 

Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa. 

ZAWISTOWSKI J. 2007. Spalanie biomasy o małej podwyższonej wilgotności. Materiały 

konferencyjnych „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. 

Wyd. Wieś jutra., Sp. z o.o., Warszawa: 58–63. 

116


Anna Sapieha-Waszkiewicz*, Barbara Marjańska-Cichoń*, 

Ryszard Miętkiewski* 

PORÓWNANIE WPŁYWU PREPARATÓW BIOTECHNICZNYCH 

BIOCZOS S, BIOSEPT 33 SL I SYNTETYCZNYCH PESTYCYDÓW 

NA KIEŁKOWANIE ZARODNIKÓW GRZYBÓW OWADOBÓJCZYCH 

COMPARISION OF BIO-PESTICIDES BIOCZOS S, BIOSEPT 33 SL 

AND SYNTHETIC PESTICIDES INFLUENCE ON GERMINATION OF 

ENTOMOPATHOGENIC FUNGI SPORES 

Słowa kluczowe: preparaty biotechniczne, syntetyczne pestycydy, kiełkowanie zarodników, 

grzyby entomopatogenne. 

Key words: bio-pesticides, synthetic pesticides, germinating spores, entomopathogenic 

fungi. 

The influence of bio-pesticides (Bioczos S-garlic extract and Biosept 33 SL-grapefruit extract) 

and synthetic pesticides (Teldor 500 SC-fenheksamid, Zolone 350 EC-fozalon and 

Chwastox Extra 300 SL-MCPA) on germination of entomopathogenic fungi spores (Beauveria 

bassiana, Metarhizium anisopliae and Isaria fumosorosea=Paecilomyces fumosoroseus) 

has been studied in vitro. The pesticides were added to 2% sterile agar in the following 

doses: recommended (A) and 10 times lower than recommended (B). germinating 

spores were counted through 3 days and nights. 

It was observed that synthetic pesticides were stronger inhibitors for germination of entomopathogenic 

fungi spores than bio-pesticides. Biosept used in recommended dose was 

more toxic for fungi conidia than Bioczos. Biosept used in lower dose (B) had stimulating effect 

on spores of all studied fungi. The influence of Bioczos used in B-dose was weaker in 

comparison to Biosept. As far as synthetic pesticides are concerned, Zolone was the strongest 

inhibitor for germination of studied fungi spores and Chwastox showed the weakest toxic 

influence on conidia of all studied fungi. 

* Dr inż. Anna Sapieha-Waszkiewicz, dr inż. Barbara Marjańska-Cichoń, prof. dr hab. Ryszard 

Miętkiewski – Katedra Ochrony Roślin, Akademia Podlaska, ul. B. Prusa 14, 08-110 Siedlce; 

tel.: 25 643 13 02; e-mail: sapieha@ap.siedlce.pl; bacha.c@interia.pl 

117

Anna Sapieha-Waszkiewicz, Barbara Marjańska-Cichoń, Ryszard Miętkiewski 


Powszechne stosowanie chemicznych środków ochrony roślin, wiąże się z potencjalnym 

zagrożeniem wynikającym z ich szkodliwego oddziaływania na środowisko [Ochmian i in. 2009]. 

W Polsce, zużycie środków ochrony roślin, zwłaszcza w uprawach intensywnych, takich 

jak sady czy jagodniki, jest w dalszym ciągu bardzo duże, szczególnie w ochronie sadów 

jabłoniowych i truskawek [Surawska 2006]. 

Grzyby owadobójcze jako naturalni wrogowie pełnią istotną rolę w ograniczaniu populacji 

ważnych gospodarczo szkodników wielu upraw [Miętkiewski 1985; Jaworska 1979; Machowicz-Stefaniak 

1986; Tkaczuk i Miętkiewski 1995]. Grzyby mitosporowe, zaliczane do rodzajów 

Beauveria, Isaria czy Lecanicillium, są wykorzystywane również – w formie biopreparatów 

– w biologicznej ochronie roślin [Faria i Wraight 2007]. Stosowane powszechnie pestycydy 

mogą jednak oddziaływać negatywnie na występowanie, wzrost i rozwój tych mikroorganizmów 

[Miętkiewski i in. 1992, Miętkiewski i Sapieha 1992, 1995; Marjańska-Cichoń i in. 2003]. 

Preparaty biotechniczne, takie jak oparty na wyciągu z czosnku Bioczos S i będący wyciągiem 

z owoców grejpfruta Biosept 33 SL, są zaliczane do preparatów bezpiecznych dla 

środowiska i człowieka. Stosowane we wszystkich fazach rozwojowych roślin, zwalczają 

choroby pochodzenia grzybowego i bakteryjnego, w tym tak ważne, jak mączniaki prawdziwe 

i szara pleśń [Dłużniewska 2004; Janas i in. 2002; Saniewska 2002; Sapieha-Waszkiewicz 

i in. 2001; Orlikowski 2001; Niezborała i Marjańska-Cichoń 2000 i 2001]. 

Wydaje się, że grupa preparatów biotechnicznych opartych na ekstraktach z roślin znajdzie 

szerokie zastosowanie w ekologicznej i integrowanej produkcji, zwłaszcza wobec wejścia 

w życie rozporządzenia Parlamentu Europejskiego i Rady (WE) nr 1107/2009 [Rozporządzenie 

(UE)... 2009], w którym stwierdza się, że w integrowanej ochronie roślin priorytetowo 

należy traktować niechemiczne oraz naturalne rozwiązania alternatywne [Tomalak 

2010]. Celowe jest zatem poznanie wpływu preparatów biotechnicznych nie tylko na patogeny 

roślin, ale i na pożyteczne mikroorganizmy, w tym grzyby owadobójcze. 

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

W doświadczeniu testowano następujące gatunki grzybów owadobójczych: Beauveria 

bassiana (Bals.) Vuill., Metarhizium anisopliae (Metsch.) Sorok i Isaria fumosorosea 

= Paecilomyces fumosoroseus (Wize) Brown et Smith. 

Grzyby wyizolowano metodą owadów pułapkowych [Zimmermann 1986] z gleby z sadu 

jabłoniowego, pochodzącej z ugoru herbicydowego. W badaniach wykorzystano dwa preparaty 

biotechniczne: Bioczos S (preparat czosnkowy) i Biosept 33 SL (ekstrakt z grejpfruta). 

Preparaty zastosowano w dawce zalecanej w praktyce (A) i w dawce 10 razy niższej od 

zalecanej (B). W doświadczeniu stosowano również syntetyczne pestycydy z grupy fungicydów 

– Teldor 500 SC (fenheksamid) i z grupy herbicydów – Chwastox Extra 300 SL (MCPA), 

118

Porównanie wpływu preparatów biotechnicznych Bioczos S, Biosept 33 SL... 

w analogicznych dawkach. W celach porównawczych określono także wpływ na kiełkowanie 

grzybów insektycydu fosforoorganicznego – preparatu Zolone 350 EC (fozalon), który 

został wycofany ze stosowania w ochronie roślin. 

Tabela 1. Charakterystyka preparatów zastosowanych w doświadczeniu 

Table 1. Description of preparations applied in the experiment 

Preparat 

Substancja aktywna 

Dawka zalecana 

(ml preparatu/1 litr) 

Bioczos S ekstrakt z czosnku 25,0 

Biosept 33 SL ekstrakt z grejpfruta 1,0 

Teldor 500 SC fenheksamid 2,2 

Zolone 350 EC fozalon 2,9 

Chwastox Extra 300 SL sól sodowa MCPA 0,08 

Preparaty dodano do sterylnego 2% agaru. Kolejne stężenia uzyskiwano metodą 

rozcieńczeń. Tak przygotowany agar nanoszono na szkiełka podstawowe, umieszczone 

w sterylnych kamerach. Na przygotowane szkiełka naniesiono zawiesiny zarodników grzybów 

owadobójczych, pochodzące z 20-dniowych hodowli. 

Obserwacje kiełkowania zarodników prowadzono co 24 godziny przez 3 kolejne doby. 

Kontrolę stanowiły zarodniki, kiełkujące na agarze bez dodatku pestycydów. Każdą kombinację 

doświadczenia wykonano w 3 powtórzeniach. 

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA 

Wpływ preparatów biotechnicznych na zarodniki testowanych grzybów owadobójczych 

był zróżnicowany (rys. 1 – 5). Bioczos S zastosowany w dawce polowej (A) uniemożliwiał 

kiełkowanie zarodników B. bassiana i I. fumosorosea jedynie przez 24 godz., zaś kiełkowanie 

zarodników M. anisopliae ograniczał prawie o 84% w stosunku do kontroli (rys. 1). Od 

drugiej doby intensywność kiełkowania zarodników wszystkich gatunków grzybów wzrosła, 

osiągając w ostatnim dniu odpowiednio: dla zarodników B. bassiana – 84,9%, dla M. anisopliae 

– 61,0%, zaś dla I. fumosorosea 53,7% w stosunku do kontroli. Bioczos S w dawce 

B (10-krotnie mniejszej od zalecanej) praktycznie nie oddziaływał negatywnie na zarodniki 

badanych grzybów, jedynie kiełkowanie B. bassiana było w pierwszej dobie doświadczenia 

o około 30% mniejsze niż kiełkowanie zarodników w kombinacji kontrolnej (rys. 1). 

Biosept 33 SL w dawce zalecanej (A) całkowicie zahamował kiełkowanie zarodników 

B. bassiana i M. anisopliae (rys. 2). Kiełkowanie I. fumosorosea obserwowano dopiero po 

trzech dobach i stwierdzono zaledwie 12,7% skiełkowanych spor w stosunku do kontroli. 

Działanie Bioseptu 33 SL w dawce 10-krotnie mniejszej niż zalecana (B), było całkowicie 

odmienne. Obserwowano stymulujące działanie preparatu na zarodniki wszystkich badanych 

gatunków (rys. 2). 

119


Objaśnienia: dawka A – stężenie zalecane, dawka B – stężenie 10-krotnie niższe niż zalecane. 

Rys. 1. Wpływ preparatu Bioczos S na kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych (% 

w stosunku do kontroli) 

Fig. 1. The influence of preparation Bioczos S on germination of entomopathogenic fungi spores 

(given in % to control) 

Objaśnienia: jak przy rys. 1. 

Rys. 2. Wpływ preparatu Biosept 33 SL na kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych (% 


Fig. 2. The influence of preparation Biosept 33 SL on germination of entomopathogenic fungi 

spores (given in % to control) 

120


W literaturze brak jest informacji na temat wpływu biopreparatów Bioczos S i Biosept 

33 SL na zarodniki grzybów owadobójczych. Wiadomo jednak, że wspomniane preparaty 

w niewielkim stopniu hamują wzrost tych grzybów [Sapieha-Waszkiewicz i in. 2005]. 

Z grupy syntetycznych pestycydów najsilniej działał na zarodniki grzybów owadobójczych 

fosforoorganiczny insektycyd – Zolone 350 EC (rys. 3). 


Rys. 3. Wpływ preparatu Zolone 350 EC na kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych (% 


Fig. 3. The influence of preparation Zolone 350 EC on germination of entomopathogenic fungi 


Przy dawkach A i B preparatu obserwowano całkowity brak kiełkowania konidiów I. 

fumosorosea. Z kolei kiełkowanie zarodników B. bassiana i M. anisopliae było silnie hamowane 

przez cały czas trwania eksperymentu. Toksyczne właściwości preparatu Zolone 

350 EC w stosunku do konidiów grzybów owadobójczych potwierdzają badania Sapiehy 

[1994]. 

Fungicyd Teldor 500 SC silniej działał na B. bassiana i I. fumosorosea. Przy zalecanej 

dawce A preparatu zarodniki B. bassiana nie kiełkowały, kiełkowanie zaś I. fumosorosea 

uległo zahamowaniu w 96,2% w stosunku do kontroli (rys. 4). 

121


Sapieha-Waszkiewicz i in. [2005] zaobserwowali jednak, że Teldor w warunkach in vitro 

w niewielkim stopniu wpływał na wzrost testowanych grzybów. Z literatury wiadomo, że 

fungicydy należące do innych grup chemicznych niż Teldor 500 SC w sposób znaczący 

ograniczały kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych [Loria i in. 1983; Watt i in. 

1984]. 

Teldor 500 SC w dawce B również silnie hamował kiełkowanie konidiów obu gatunków 

grzybów. Grzyb M. anisopliae natomiast był bardziej odporny na toksyczne działanie Teldoru 

500 SC (rys. 4). 


Rys. 4. Wpływ preparatu Teldor 500 SC na kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych 

(% w stosunku do kontroli) 

Fig. 4. The influence of preparation Teldor 500 SC on germination of entomopathogenic fungi 


Spośród syntetycznych pestycydów Chwastox Extra 300 SL najsłabiej oddziaływał 

na zarodniki grzybów owadobójczych (rys. 5). Gardner i Storey [1985] wykazali, że substancja 

aktywna 2,4-D, należąca do grupy fenoksykwasów, podobnie jak MCPA zawarta 

w preparacie Chwastox Extra 300 SL, uniemożliwiała lub hamowała kiełkowanie konidiów 

B. bassiana zależnie od zastosowanej koncentracji. Zarodniki I. fumosorosea, najmniej 

wrażliwe na ten preparat, przy dawce B kiełkowały podobnie jak w kontroli (rys. 5). 

122



Rys. 5. Wpływ preparatu Chwastox Extra 300 SL na kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych 

(% w stosunku do kontroli) 

Fig. 5. The influence of preparation Chwastox Extra 300 SL on germination of entomopathogenic 

fungi spores (given in % to control) 

4. PODSUMOWANIE 

Przeprowadzone badania wykazały, że syntetyczne środki ochrony roślin silniej ograniczały 

kiełkowanie zarodników grzybów owadobójczych w porównaniu z działaniem preparatów 

biotechnicznych. 

Niewątpliwie preparatem najbardziej toksycznym dla spor okazał się Zolone 350 EC, 

który aktualnie jest już wycofany z obrotu i stosowania w ochronie roślin. Preparat Biosept 

33 SL w dawce zalecanej okazał się bardziej toksyczny dla grzybów owadobójczych niż Bioczos 

S, a w mniejszej dawce toksyczność Bioseptu 33 SL zmniejszała się w porównaniu do 

toksyczności Bioczosu S. 

Stwierdzono ponadto, że Bioczos S w dawce zalecanej uniemożliwił kiełkowanie zarodników 

B. bassiana i I. fumosorosea tylko podczas pierwszej doby doświadczenia, a Biosept 

33 SL zahamował kiełkowanie zarodników B. bassiana i M. anisopliae do końca trwania 

eksperymentu. Toksyczność Bioseptu 33 SL może zatem istotnie wpływać na ograniczenie 

skuteczności działania biopreparatów opartych na grzybach owadobójczych. 

123



DŁUżNIEWSKA J. 2004. Aktywność biopreparatów w zwalczaniu chorób grzybowych pędów 

róż. Progress in Plant Protection 44(2): 648–650. 

FARIA M.R., WRAIGHT S.P. 2007. Mycoinsecticides and mycoacaricides a comprehensive 

list with world wide coverage and international classification of formulation types. Biological 

Control. 43: 237-256. 

GARDNER W.A., STOREY G.K. 1985. Sensitivity of Beauveria bassiana to selected herbicides. 

Journal of Economic Entomology 78(6): 1275–1279. 

JANAS R., SZAFIROWSKA A., KOŁOSOWSKI S. 2002. Zastosowanie biopreparatów 

w biologicznej ochronie oberżyny. Progress in Plant Protection 42(2): 417–419. 

JAWORSKA M. 1979. Badania nad możliwością ograniczania populacji owocnicy jabłkowej- 

Hoplocampa testudinea Klug. (Hymenoptera, Tenthredinidae) przez pasożytnicze grzyby. 

Roczniki Nauk Rolniczych E 9(2): 169–181. 

LORIA R., GALAINI S., ROBERTS D.W. 1983. Survival of inoculum of the entomopathogenic 

fungus Beauveria bassiana as influenced by fungicides. Environmental Entomology 

12(6): 1724–1726. 

MACHOWICZ-STEFANIAK Z. 1986. Grzyby towarzyszące obumieraniu diapauzujących 

gąsienic owocówki jabłkóweczki Laspeyresia pomonella L. (Lepidoptera, Tortricidae). 

Roczniki Nauk Rolniczych ser. E 16(1): 111–125. 

MARJAŃSKA-CICHOŃ B., MIĘTKIEWSKI R., SAPIEHA-WASZKIEWICZ A. 2003. Występowanie 

grzybów owadobójczych w glebie z sadów jabłoniowych o odmianach wrażliwych 

na parcha i parchoodpornych. Progress in Plant Protection 43(2): 799–802. 

MIĘTKIEWSKI R. 1985. Mikoflora martwych gąsienic kuprówki rudnicy (Euproctis chrysorrhoea 

L.) podczas diapauzy zimowej. Roczniki Nauk Rolniczych ser. E 15(1-2): 139–150. 

MIĘTKIEWSKI R., SAPIEHA A. 1992. Wzrost grzybów na pożywkach z dodatkiem preparatu 

Albarep. Zeszyty Naukowe WSRP Siedlce. Ser. R 29: 201–211. 

MIĘTKIEWSKI R., SAPIEHA A. 1995. Wpływ pestycydów stosowanych w ochronie ziemniaka 

na wzrost grzybów owadobójczych izolowanych z gleb pól ziemniaczanych. Acta 

Agrobotanica 48(2): 65–73. 

MIĘTKIEWSKI R., SAPIEHA A., MIĘTKIEWKA Z. 1992. Porównanie w warunkach in vitro 

wpływu herbicydów na wzrost grzybów owadobójczych izolowanych z gleby o różnym 

stopniu skażenia pestycydami. Zeszyty Naukowe WSRP Siedlce. Ser. R 31: 221–235. 

NIEZBORAŁA E., MARJAŃSKA-CICHOŃ B. 2000. Przydatność Bioczosu (preparatu 

czosnkowego) do zwalczania szarej pleśni truskawki. Ogólnopolska Naukowa Konferencja 

Ochrony Roślin Sadowniczych. Skierniewice, 15–16 lutego: 203–210. 

NIEZBORAŁA E., MARJAŃSKA-CICHOŃ B. 2001. Przydatność Bioczosu (preparatu czosnkowego) 

do zwalczania szarej pleśni maliny odmiany „Polana”. Ogólnopolska Naukowa 

Konferencja Ochrony Roślin Sadowniczych. Skierniewice, 22–23 lutego: 236–239. 

124


OCHMIAN I., GRAJKOWSKI J., POPIEL J., OSTROWSKA M.K. 2009. Wpływ stosowania 

chitozanu o różnej masie cząsteczkowej na plonowanie, jakość oraz zawartość polifenoli 

w owocach truskawki odmiany Senga Sengana. Zeszyty Problemowe Postępów 

Nauk Rolniczych 536: 155–160. 

ORLIKOWSKI L.B. 2001. Effect of grapefruit extract on development of Phytophthora cryptogea 

and control of foot rot of gerbera. Journal of Plant Protection Research 41(3): 

288–294. 

Rozporządzenie Parlamentu Europejskiego i Rady (WE) nr 1107/2009 z dnia 21 

października 2009 r. dotyczące wprowadzenia do obrotu środków ochrony roślin 

i uchylające dyrektywy Rady 79/117/EWG i 91/414/EWG (Dz. Urz. UE L 309). 

SANIEWSKA A. 2002. Oddziaływanie biopreparatu Biosept 33 SL na Phoma narcissi Aderh. 

Progress in Plant Protection 42(2): 801–803. 

SAPIEHA A. 1994. Łączne stosowanie inhibitorów syntezy chityny i insektycydów biologicznych 

w zwalczaniu stonki ziemniaczanej (Leptinotarsa decemlineata Say.), ze szczególnym 

uwzględnieniem grzybów owadobójczych. Praca doktorska. WSRP Siedlce. 

SAPIEHA-WASZKIEWICZ A., MIĘTKIEWSKI R., MARJAŃSKA-CICHOŃ B., NIEZBORAŁA 

E. 2001. Wpływ preparatu Biosept 33 SL i Bioczos pł. na grzyby fitopatogenne izolowane 

z kwiatów truskawki. Ogólnopolska Naukowa Konferencja Ochrony Roślin Sadowniczych. 

Skierniewice, 22–23 lutego: 220–222. 

SAPIEHA-WASZKIEWICZ A., MIĘTKIEWSKI R., MARJAŃSKA-CICHOŃ B., żUREK M. 

2005. Reakcja grzybów owadobójczych na fungicydy pochodzenia roślinnego 

i syntetycznego in vitro. Acta Agrobotanica 58(1): 101–111. 

SURAWSKA M. 2006. Zużycie środków ochrony roślin w Polsce. Materiały VI Konferencji. 

„Racjonalna technika ochrony roślin”. Skierniewice, 4–5 października: 17–29. 

TKACZUK C., MIĘTKIEWSKI R. 1995. Wrogowie naturalni owocnicy porzeczkowej (Pachynematus 

pumilio Know.). Ogólnopolska Konferencja Naukowa: „Nauka – praktyce 

ogrodniczej”. AR Lublin: 395–398. 

TOMALAK M. 2010. Rynek biologicznych środków ochrony roślin. 50. Sesja Nauk IOR-PIB. 

Poznań, 4–5 lutego. Streszczenia: 44–45. 

WATT B.A., LEBRUN R.A., LOGAN P.A. 1984. Pesticide effects on germination of Beauveria 

bassiana. Transactions of the British Mycological Society 82(4): 714–716. 

ZIMMERMANN G. 1986. „Galleria bait method” for detection of entomopathogenic fungi in 

soil. Journal of Applied Entomology 102: 213–215. 

125


Katarzyna Mańczak*, Paweł Cyplik*, Roman Marecik*, Alicja Szulc**, 

Piotr Lisiecki**, Łukasz Ławniczak**, Mikołaj Owsianiak**, 

Łukasz Chrzanowski** 

BIODEGRADACJA MIESZANIN OLEJU NAPĘDOWEGO I BIODIESLA 

W ŚRODOWISKU GLEBOWYM 

BIODEGRADATION OF DIESEL/BIODIESEL BLENDS 

IN SOIL SLURRIES 

Słowa kluczowe: olej napędowy, biodiesel, blendy, konsorcja bakteryjne, biodegradacja. 

Key words: diesel oil, biodiesel, blends, bacterial consortia, biodegradation. 

We assessed the performance of 10 microbial consortia isolated from petroleum-contaminated 

soils with respect to biodegradation of diesel/bidiesel blends (0–40%). The results 

from sterilized sandy soil slurry experiments showed that biodiesel was generally more rapidly 

degraded then diesel fuel by all consortia. Interestingly, on average the 20% blend was 

degraded more rapidly that pure diesel fuel or other blends, as confirmed by measuring the 

activity of dehydrogenases (TTC-DHA assay). This should be of attention to those interested 

in using biodiesel as a stimulating agent in the treatment of diesel oil contaminated sites. 


W ostatnim dziesięcioleciu obserwuje się tendencję do wzbogacania oleju napędowego 

dodatkami paliw pochodzenia roślinnego, zwanych potocznie biodieslami. Zazwyczaj stanowią 

one mieszaniny estrów metylowych wyższych kwasów tłuszczowych. Prace badawcze 

koncentrują się na metodach syntezy biodiesla [Marchetti i in. 2007; Fukuda i in. 2001; 

* Mgr inż. Katarzyna Mańczak, dr inż. Paweł Cyplik, dr inż. Roman Marecik – Katedra 

Biotechnologii i Mikrobiologii Żywności, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, ul. Wojska 

Polskiego 48, 60-627 Poznań. 

** Mgr inż. Alicja Szulc, mgr inż. Piotr Lisiecki, mgr inż. Łukasz Ławniczak, mgr inż. Mikołaj 

Owsianiak, dr inż. Łukasz Chrzanowski – Instytut Technologii i Inżynierii Chemicznej, 

Zakład Chemii Organicznej, Politechnika Poznańska, pl. M. Skłodowskiej-Curie 2, 60-965 

Poznań; tel.: 61 665 37 16, fax.: 61 665 36 49; e-mail: lukasz.chrzanowski@put.poznan.pl 

126

Biodegradacja mieszanin oleju napędowego i biodiesla w środowisku glebowym 

Saka i in. 2001] poruszają aspekty związane z bezpieczeństwem użytkowania mieszanin 

paliw w odniesieniu do żywotności i eksploatacji jednostki napędowej [Banniter i in. 2010], 

a także odnoszą się do zagadnienia emisji zanieczyszczeń gazowych i stałych do atmosfery 

po spaleniu w silniku [Makareviciene, Janulis 2003; Morón-Villarreyes i in. 2007]. 

Aspekty środowiskowe na wypadek wycieków mieszanin oleju napędowego i biodiesla 

do środowiska są nadal przedmiotem badań. Lapinskienė i współpracownicy wykazali, że 

toksyczność biodiesla w glebie, określona za pomocą pomiaru ilości wydzielonego CO 2 

oraz 

aktywności enzymów, występuje przy czterokrotnie większym stężeniu w porównaniu z olejem 

napędowym [Lapinskienė i in. 2006]. Mniejsza toksyczność estrów metylowych współgra 

jednocześnie z ich większą biodegradacją. W układach z olejem napędowym, zakłada 

się, że dodatek biodiesla ułatwia rozkład mikrobiologiczny mieszanek. Spowodowane jest 

to większą podatnością estrów kwasów tłuszczowych na uleganie przemianom metabolicznym 

w porównaniu z węglowodorami obecnymi w oleju napędowym [Lapinskienė, Martinkus 

2007; Sharma i in. 2008; Chrzanowski i in. 2010; Owsianiak i in. 2009b]. 

Biodegradacja zachodząca w przyrodzie jest procesem wymagającym metabolicznego 

współdziałania oraz wymiany substratów przez różne grupy mikroorganizmów, występujących 

razem jako konsorcja [Abraham i in. 2002; Pelz i in. 1999; Trigo i in. 2009]. Podczas 

biodegradacji oleju napędowego mikroorganizmy obecne w konsorcjum odpowiadają za 

biodegradację odpowiednich grup substratów węglowodorowych. Ze względu na różnice 

w budowie chemicznej poszczególnych składników, odpowiednie grupy mikroorganizmów 

są odpowiedzialne za biodegradację alkanów, węglowodorów aromatycznych i węglowodorów 

cyklicznych [Ciric i in. 2010]. W zależności od udziału różnych grup mikroorganizmów 

zdolnych do rozkładu odpowiednich węglowodorów ich odpowiedź na obecność biodiesla 

może być różna. Może to być spowodowane stymulacją pewnych grup mikroorganizmów 

obecnych w konsorcjum kosztem innych. Można przypuszczać, że efekt taki zależeć może 

od ilości wprowadzonego biopaliwa. Celem niniejszych badań jest zbadanie odpowiedzi 

konsorcjów mikroorganizmów na obecność biodiesla, w kontekście podatności mieszanin 

paliw na biodegradację. 

2. MATERIAŁY I METODY BADAŃ 

2.1. Materiały 

Mikroorganizmy. Dziesięć konsorcjów bakteryjnych zostało wyizolowanych z gleb 

pochodzących z terenów baz paliwowych w Wielkopolsce oraz z terenów odwiertów ropy 

naftowej w Czarnej, Ropicy Polskiej, Krygu, Gorlicach, Krośnie i Bóbrce, w województwie 

małopolskim [Owsianiak i in. 2009c]. Po izolacji dokonano identyfikacji trzech konsorcjów 

opartej na metodach molekularnych. Analiza 16S rRNA wykazała, że w ich skład wchodziły 

bakterie blisko spokrewnione z następującymi szczepami: 

127

Katarzyna Mańczak, Paweł Cyplik, Roman Marecik i in. 

· konsorcjum 1 – Pseudomonas alcaligenes, Ochrobactrum intermedium, Klebsiella 

oxytoca, Sphingobacterium multivorum, Pseudomonas putida, Chryseobacterium sp., 

Stenotrophomonas maltophilia; 

· konsorcjum 2 – Pseudomonas stutzeri, Alcaligenes xylosoxidans, Sphingobacterium 

sp., Comamonadaceae bacterium, Citrobacter freundii, Sphingobacterium kitahiroshimense, 

Pseudomonas sp.; 

· konsorcjum 3 – Rhodoccocus equi, β-proteobacterium, Enterobacter sp., Acinetobacter 

calcoaceticus, Comamonas sp., Pseudomonas alcaligenes. 

Odczynniki. Olej napędowy zakupiono na stacji benzynowej należącej do PKN Orlen, 

Polska. Biodiesel, w skład którego wchodziły estry metylowe oleju rzepakowego, zakupiono 

na stacji Esso, w Niemczech. Mieszaniny oleju napędowego i biodiesla oznaczono symbolami: 

B0, B5, B10, B20, B30, B40, gdzie cyfra oznacza stężenie biodiesla w mieszaninie 

określone w % wagowych. 

2.2. Metodyka badań 

Przygotowanie prekultury mikroorganizmów. W celu przygotowania prekultury wykorzystano 

konsorcja bakteryjne, które były przechowywane na 30-procentowych (obj.) 

stockach glicerynowych, w temperaturze -80ºC. Każdorazowo pobierano 1 ml odpowiedniego 

konsorcjum bakteryjnego do kolb Erlenmeyera (100 ml) zawierających 20 ml medium 

mineralnego (skład podany w publikacji Owsianiaka i in. [2009c]) i odpowiednią ilość diesla. 

Próbki hodowano przez 24 godziny w temperaturze 25ºC. Następnie 1 ml zawiesiny bakteryjnej 

przeniesiono do kolejnej kolby i prowadzono hodowlę w tych samych warunkach 

przez trzy dni. Czynność tę powtarzano trzykrotnie, po czym odwirowano komórki bakteryjne 

z ostatniej hodowli (10,000 g), przemyto je dwukrotnie 40 ml medium hodowlanego i wykorzystano 

do zaszczepienia prób biodegradacyjnych. 

Przygotowanie piasku. W przeprowadzonych eksperymentach użyto specjalnie przygotowanego 

piasku kwarcowego (żwir płukany 1 – 5 mm z Kopalni Piasku „Kotlarnia” S.A.). 

Piasek poddano przesiewaniu przez sito, otrzymując frakcję o maksymalnej średnicy ziaren 

równej 3 mm, następnie trzykrotnie przemyto wodą destylowaną i wyjałowiono w autoklawie, 

przez 30 minut w temperaturze 121ºC i pod ciśnieniem 1,2 atm. Ostatnim etapem przygotowania 

piasku było suszenie w suszarce w temperaturze 100ºC przez 2 dni. 

Biodegradacja mieszanin paliw. Biodegradację prowadzono w kolbach Erlenmeyer’a 

o pojemności 100 ml, w których znajdowało się 10 ml medium mineralnego oraz mieszaniny 

B0-B40. Inokulacji dokonano pobierając taką ilość prekultury, aby wyjściowe OD zakładanej 

hodowli wynosiło 0,1. Następnie wprowadzono 40 g piasku. Hodowle wytrząsano w temperaturze 

25°C, na wytrząsarce, przy 80 obrotach na minutę, przez 7 dni. Eksperymenty wykonano 

w trzech powtórzeniach. 

128


Ekstrakcja w układzie woda-żwir. W celu wydzielenia substancji ropopochodnych 

(oleju napędowego), wszystkie przygotowane próby przed analizą chromatograficzną poddano 

procesowi ekstrakcji. Do prób biodegradacyjnych ze żwirem prowadzonych w kolbach 

o pojemności 100 ml wprowadzono 0,15 ml roztworu wzorca wewnętrznego (skwalanu) 

w heksanie o stężeniu 30,06 mg·ml -1 . Po wymieszaniu próbek i ustaleniu się stanu równowagi 

(przez mniej więcej 2 godziny), do kolbki wprowadzono 10 ml heksanu. Próbkę energicznie 

wytrząsano (w ciągu ok. 2 godzin), a następnie pozostawiono na mniej więcej 5 minut 

w celu rozdzielenia faz. Następnie zebrano, za pomocą pipety, fazę olejową i wprowadzono 

ją do rozdzielacza o pojemności 100 ml. 

Kolejny etap polegał na ręcznym wytrząsaniu rozdzielacza przez mniej więcej 1 minutę, 

w celu rozwinięcia powierzchni kontaktu niemieszających się faz i przyspieszenia ustalenia 

się stanu równowagi. Rozdzielacz pozostawiono w spoczynku, aż do rozdzielenia się wyżej 

wymienionych faz. Po wyznaczonym czasie (10–15 minut) fazę wodną zlano do kolbki zawierającej 

piasek po dekantacji, a fazę olejową przeniesiono do zakręcanej fiolki o pojemności 

25 ml, w celu przeprowadzenia dalszych analiz. 

Ekstrakcję wykonano dwukrotnie, łącząc uzyskane ekstrakty. Otrzymany ekstrakt heksanowy 

suszono bezwodnym MgSO 4 

w celu usunięcia pozostałości wody. Część osuszonego 

ekstraktu pobrano do analizy, a następnie osuszony ekstrakt rozcieńczano kilkakrotnie, 

stosownie do stężenia biodiesla. 

Analiza chromatograficzna. Analizę chromatograficzną wykonano za pomocą dwóch 

chromatografów gazowych HRGC Mega Series 5300 firmy Carlo Erba, wyposażonych 

w dozowniki typu on-column, detektory płomieniowo-jonizujące (FID) oraz dwie kolumny 

kapilarne z niepolarną fazą stacjonarną: HP-1 (Agilent) i CP-SIL 8 CB (Chrompack). Długość 

kolumny wynosiła 30 m, jej średnica wewnętrzna 0,32 mm, natomiast grubość filmu 

fazy stacjonarnej wynosiła 0,25 μm. Sygnał z detektora był rejestrowany i obrabiany z wykorzystaniem 

programu Chromeleon firmy Gynkotek. Program temperaturowy obejmował: 

40°C (3 min), 40°C do 290°C (10°C·min -1 ), 290°C (3 min), temperatura detektora wynosiła 

300°C, a ciśnienie wlotowe gazu nośnego (helu) – 150kPa. Do analizy ilościowej wykorzystano 

metodę dodatku wzorca wewnętrznego. 

Oznaczanie aktywności dehydrogenaz za pomocą testu TTC. W celu oznaczenia 

aktywności dehydrogenaz do 1 ml próby dodawano 0,3 ml TTC, o stężeniu 2 g·dm -3 . Całość 

mieszano i inkubowano przez 30 minut, w temperaturze 25°C, następnie wirowano 

na wirówce (HAERAUS, Niemcy) przez 3 minuty przy 15 000 obr./min. Odwirowaną biomasę 

poddano ekstrakcji z 1,2 ml alkoholu etylowego i wirowano kolejny raz przez 5 minut 

również przy 15 000 obr./min. Ekstyncję mierzono na spektrofotometrze Specord 40 

(Jena Analytic, Niemcy), przy długości fali 490 nm. Aktywność dehydrogenaz wyrażono 

w µM TF/min·ml hodowli. 

129


3. WYNIKI 

Wszystkie wykorzystywane w toku prowadzonych badań konsorcja bakteryjne zdolne 

były do wzrostu zarówno na czystym oleju napędowym, jak i na biodieslu oraz wtedy, 

gdy jako źródło węgla stosowano mieszaniny obu składników. Średnie wyniki biodegradacji 

mieszanin oleju napędowego z biodieslem przez 10 konsorcjów bakteryjnych pośrednio 

potwierdzają wysoką biodegradowalność biodiesla, wskazując jednak na istnienie optimum 

ilości wprowadzonego biodiesla podczas 7-dniowego testu (rys. 3.1). W miarę zwiększania 

zawartości biodiesla w mieszaninie zwiększa się całkowita ilość zbiodegradowanego 

paliwa, osiągając maksimum przy 20-procentowej zawartości estrów metylowych kwasów 

tłuszczowych w mieszaninie z produktem petrochemicznym. Dalsze zwiększanie ilości dodanego 

biodiesla zmniejsza ilość zbiodegradowanej mieszaniny, jakkolwiek całkowita biodegradacja 

jest nadal większa niż biodegradacja czystego oleju napędowego. 

Masa [g] 

Rys 1. Średnie wyniki biodegradacji dla 10 konsorcjów bakteryjnych: 

czarne zbiodegradowana, kolumny - ilość białe zbiodegradowana, kolumny – ilość pozostała białe po 7 kolumny dniach – ilość pozostała 

po 7 dniach 

Rys. 3.1. Średnie wyniki biodegradacji dla 10 konsorcjów bakteryjnych: czarne kolumny – ilość 

Fig. 3.1. The mean results of biodegradation of diesel/biodiesel blends for 10 microbial consortia: 

black bars – the biodegraded amount, white bars – the amount remaining after 7 days 

Analizując osobno biodegradację dla obu komponentów można zauważyć, 

że Analizując ilość wprowadzonego osobno biodegradację biodiesla, dla obu aż komponentów, do B20 jest można w praktyce zauważyć, całkowicie że ilość 

rozkładana przez bakterie w trakcie siedmiodniowego testu. W miarę 

dalszego wzbogacania mieszaniny biodieslem obserwuje się zwiększanie 

zawartości niewykorzystanego przez mikroorganizmy biodiesla, przy czym 

jest ono idealnie skorelowane z ubytkiem biodiesla (rys 2). 

wprowadzonego biodiesla, aż do B20 jest w praktyce całkowicie rozkładana przez bakterie 

w trakcie siedmiodniowego testu. W miarę dalszego wzbogacania mieszaniny biodieslem 

obserwuje się zwiększanie zawartości niewykorzystanego przez mikroorganizmy biodiesla, 

przy czym jest ono idealnie skorelowane z ubytkiem biodiesla (rys. 3.2). 

Analizując biodegradację frakcji petrochemicznej (rys. 3.3) warto zauważyć, że dopiero 

10-procentowy dodatek biodiesla powoduje zwiększenie rozkładu składnika petrochemicznego. 

Największy ubytek oleju napędowego zaobserwowano w mieszaninie B20. W mieszaninie 

B30 oraz B40 wyraźnie jest widoczna niewykorzystana ilość biodiesla oraz mniejsza 

ilość rozłożonego składnika petrochemicznego. 

130

że ilość wprowadzonego biodiesla, aż do B20 jest w praktyce całkowicie 

rozkładana przez bakterie w trakcie siedmiodniowego testu. W miarę 

dalszego wzbogacania mieszaniny biodieslem obserwuje się zwiększanie 

Biodegradacja zawartości mieszanin niewykorzystanego oleju napędowego przez mikroorganizmy i biodiesla w środowisku biodiesla, przy glebowym czym 

jest ono idealnie skorelowane z ubytkiem biodiesla (rys 2). 

Masa [g] 

Rys. 3.2. Wyniki Rys średniej 2. Wyniki biodegradacji średniej biodiesla biodegradacji w mieszaninach biodiesla w dla mieszaninach wszystkich przebadanych dla 

konsorcjów wszystkich bakteryjnych: przebadanych ● – biodiesel konsorcjów zbiodegradowany; bakteryjnych: ♦ – ● biodiesel – biodiesel pozostały 

Fig. 3.2. The zbiodegradowany; mean results of biodiesel ♦ - biodiesel biodegradation pozostały. in diesel/biodiesel blends for 10 microbial 

consortia: Analizując ● – biodegradację biodiesel degraded; frakcji ♦ petrochemicznej – biodiesel remaining 

niewykorzystana ilość biodiesla oraz mniejsza ilość (rys rozłożonego 3.) warto składnika zauważyć, 

że dopiero petrochemicznego. 10% dodatek biodiesla powoduje wzrost rozkładu składnika 

petrochemicznego. Największy ubytek oleju napędowego zaobserwowano 

dla mieszaniny B20. Dla mieszaniny B30 oraz B40 wyraźnie widoczna jest 

Masa [g] 

Rys 3. Wyniki średniej biodegradacji oleju napędowego w mieszaninach dla 

Rys. 3.3. Wyniki średniej biodegradacji oleju napędowego w mieszaninach dla wszystkich przebadanych 

zbiodegradowana; konsorcjów bakteryjnych: □ – ilość pozostała. ■ – ilość zbiodegradowana; □ – ilość pozostała 

wszystkich przebadanych konsorcjów bakteryjnych: ■ – ilość 

Fig. 3.3. The mean results of diesel fuel biodegradation in diesel/biodiesel blends for 10 microbial 

Wyniki biodegradacji mieszanin oleju napędowego z biodieslem oraz 

consortia: pomiary ■ – diesel aktywności fuel biodegraded; dehydrogenaz □ wskazują – diesel fuel na zwiększenie remaining aktywności 

katabolicznej szczepów środowiskowych na skutek dodatku biodiesla (rys 

4.). Szczególnie wartym podkreślenia jest fakt, że najwyższą aktywność 

dehydrogenaz odnotowano dla blendy B20. Wskazuje to na istnienie 

Wyniki biodegradacji optymalnej mieszanin ilości wprowadzonego oleju napędowego biodiesla z związanej biodieslem ze oraz stymulacją pomiary aktywności 

dehydrogenaz mikroorganizmów. wskazują na zwiększenie aktywności katabolicznej szczepów środowiskowych 

na skutek dodatku biodiesla (rys. 3.4). Szczególnie wartym podkreślenia jest 

fakt, że najwyższą aktywność dehydrogenaz odnotowano dla blendy B20. Wskazuje to 

na istnienie optymalnej ilości wprowadzonego biodiesla związanej ze stymulacją mikroorganizmów. 

131


Aktywność 

[mgTF/min ml] 

Czas [dni] 

Rys 4. Wyniki średniej aktywności dehydrogenaz podczas biodegradacji 

Rys. 3.4. diesla Wyniki oraz średniej oleju aktywności napędowego dehydrogenaz w mieszaninach podczas B0, biodegradacji B20 oraz diesla B40 dla oraz 10 oleju napędowego 

w mieszaninach B0, B20 oraz B40 dla 10 konsorcjów: ● – B0; ▲– B20; ♦ – B40 

konsorcjów: ● – B0; ♦ - B40; ▲- B20. 

Fig. 3.4. The mean results of dehydrogenase activity measurements during the biodegradation 

of diesel and biodiesel in B0, B20 and B40 blends for 10 microbial consortia: ● – B0; 

▲– B20; ♦ – B40 

4. POSUMOWANIE 

Stosowana przez nas metoda izolacji oparta na wykorzystaniu oleju 

napędowego pozwoliła na 4. POSUMOWANIE 

wyselekcjonowanie z gleb konsorcjów 

bakteryjnych o interesujących właściwości [Chrzanowski i in. 2009a; 

Stosowana Owsianiak przez i in. nas 2009a; metoda Chrzanowski izolacji oparta i in. 2009b; na wykorzystaniu Chrzanowski oleju i in. napędowego 2009c]. pozwoliła 

na 

Wszystkie 

wyselekcjonowanie 

konsorcja wzrastały 

z gleb konsorcjów 

zarówno na 

bakteryjnych 

oleju napędowym 

o wielu 

jak 

interesujących 

i na jego 

właściwościach 

[Chrzanowski i in. 2009a; Owsianiak i in. 2009a; Chrzanowski i in. 2009b; 

mieszaninach z biodieslem. 

Badania przeprowadzone przez Makareviciene i współpracowników [2003] 

Chrzanowski sugerują, i in. 2009c]. że biodiesel Wszystkie – zarówno konsorcja w wzrastały formie estrów zarówno metylowych, na oleju napędowym jak i jak 

i na jego etylowych mieszaninach - oleju z biodieslem. rzepakowego ulega niemal całkowitej biodegradacji w 

Badania środowisku przeprowadzone wodnym w przez ciągu Makareviciene 21 dni, a biodegradacja i współpracowników mieszanin z [2003] olejem sugerują, 

napędowym jest tym bardziej uprzywilejowana, im udział estrów w 

że biodiesel – zarówno w formie estrów metylowych, jak i etylowych – oleju rzepakowego 

mieszanie z olejem napędowym jest większy. 

ulega niemal całkowitej biodegradacji w środowisku wodnym w ciągu 21 dni, a biodegradacja 

mieszanin z olejem napędowym jest tym bardziej uprzywilejowana, im udział estrów 

Uzyskane wyniki dla 10 różnych konsorcjów bakteryjnych pośrednio 

potwierdzają wysoką biodegradowalność biodiesla, wskazując jednak na 

w mieszanie istnienie z olejem optymalnej napędowym zawartości jest większy. estrów metylowych kwasów tłuszczowych 

Uzyskane w mieszaninie wyniki dla z 10 produktem różnych konsorcjów petrochemicznym, bakteryjnych która pośrednio wynosi 20% potwierdzają (rys 2). wysoką 

biodegradowalność Również uzyskane biodiesla, wyniki wskazując aktywności jednak na dehydrogenaz istnienie optymalnej wskazują zawartości na estrów 

metylowych kwasów tłuszczowych w mieszaninie z produktem petrochemicznym, któ- 

zwiększoną aktywność mikroorganizmów na skutek dodatku biodiesla 

(wykres na rys. 4.). 

ra wynosi 20% (rys. 3.2). Również uzyskane wyniki aktywności dehydrogenaz wskazują na 

zwiększoną aktywność mikroorganizmów na skutek dodatku biodiesla (wykres na rys. 3.4). 

Podczas 7-dniowej biodegradacji ilość wprowadzonego biodiesla jest aż do B20 w praktyce 

całkowicie rozkładana przez bakterie. W miarę dalszego wzbogacania mieszaniny bio- 

132


dieslem, obserwuje się wzrost zawartości niewykorzystanego przez mikroorganizmy biodiesla 

(rys. 3.3). Wyniki te sugerują, że obecny w mieszaninach z olejem napędowym biodiesel 

stanowi w dużej mierze podstawowe źródło węgla dla bakterii. Dopiero wykorzystanie tego 

oleju powoduje zwiększone zwrócenie się namnożonych bakterii na pozostałe węglowodory 

alifatyczne i aromatyczne. Pośrednim potwierdzeniem tej tezy zdają się być wyniki prezentowane 

na rysunkach 3.3 i 3.4. 

Analizując biodegradację frakcji petrochemicznej, warto zauważyć, że dopiero 10-procentowy 

dodatek biodiesla powoduje zwiększenie rozkładu składnika petrochemicznego. 

Największy ubytek oleju napędowego zaobserwowano w mieszaninie B20. W mieszaninach 

B30 oraz B40 wyraźnie widoczna jest niewykorzystana ilość biodiesla oraz mniejsza 

ilość rozłożonego składnika petrochemicznego. Pośrednio potwierdza to wcześniejszą sugestię, 

że dopiero całkowite wykorzystanie biodiesla wymusza efektywniejsze wykorzystywanie 

frakcji petrochemicznej. Oczywiste jest także, że biodiesel jest łatwiej biodegradowalny 

niż olej napędowy, jakkolwiek uzyskane wyniki wskazują także na ograniczoną do 

pewnego stopnia równoczesność procesów rozkładu każdego ze składników. 

Jak sugerują niektórzy autorzy dodatek biodiesla do oleju napędowego może stymulować 

kometabolizowanie węglowodorowych składników paliw na skutek biodegradacji łatwiej 

dostępnego źródła węgla, jakim jest właśnie biodiesel [Pasqualino i in. 2006; Mudge 

i in. 1999]. W nielicznych pracach naukowych autorzy sygnalizują, że łatwo dostępny biodiesel 

może stymulować nadmierny wzrost pewnej grupy mikroorganizmów, co utrudnia 

warunki wzrostowe dla pozostałych mikroorganizmów. Taka sytuacja nie jest pożądana, ponieważ 

wzrastają szczepy biodegradujące alkany kosztem szczepów rozkładających inne, 

trudniej rozkładalne składniki petrochemiczne. Stąd też koniecznym wydaje się dokładne 

przeanalizowanie zmian jakościowych i ilościowych w składzie oleju napędowego pod wpływem 

suplementowania biodieslem. Odpowiednie badania są obecnie realizowane przez 

autorów niniejszego opracowania. 

Pracę naukową sfinansowano ze środków na naukę w latach 2008–2010 jako projekt 

badawczy KBN ID 18672 N N305 035434. 


ABRAHAM W.R., NOGALES B., GOLYSHIN P.N., PIEPER D.H., TIMMIS K.N. 2002. Polychlorinated 

biphenyl-degrading microbial communities in soils and sediments. Current 

Opinion in Microbiology 5: 246–253. 

BANNITER C.D., HAWLEY J.G., ALI H.M., CHUCK C.J., PRICE P., CHRYSAFI S.S., 

BROWN A., PICKFORD W. 2010. The impact of biodiesel blend ratio on vehicle performance 

and emissions. Proceedings of the Institution of Mechanical Engineers, Part D: 

Journal of Automobile Engineering 224: 405–421. 

133


CHRZANOWSKI Ł., OWSIANIAK M., LISIECKI P., SZULC A., CYPLIK P. 2009a. Two petroleum-degrading 

bacterial mixed cultures show different responses to biodiesel supplementation 

with respect to biodegradation of a synthetic mixture of aromatic hydrocarbons. 

Poster session presented at: Microbial Degradation of Soil Pollutants – Processes 

and Impact. CREAM and RECETO Symposium; KU-LIFE, Copenhagen, Denmark. 

CHRZANOWSKI Ł., OWSIANIAK M., SZULC A., LISIECKI P., HEIPIEPER H.J. 2009b. Protection 

of a bacterial mixed culture against toxic aromatic compounds by rhamnolipids 

supplementation during the degradation of diesel fuel. Poster session presented at: Microbes 

and Man – Interdependence and Future Challenges. 3rd FEMS Congress for 

European Microbiologists; Gothenburg, Sweden. 

CHRZANOWSKI Ł., STASIEWICZ M., OWSIANIAK M., SZULC A., PIOTROWSKA-CYPLIK 

A., OLEJNIK-SCHMIDT A.K., WYRWAS B. 2009c. Biodegradation of diesel fuel by 

a microbial consortium in the presence of 1-alkoxymethyl-2-methyl-5-hydroxypyridinium 

chloride homologues. Biodegradation 20: 661–671. 

CHRZANOWSKI Ł., OWSIANIAK M., SZULC A., LISIECKI P., CYPLIK P. 2010. Comparison 

of fatty acid methyl esters and hydrocarbon biodegradation in diesel fuel, biodiesel and 

B20 blend under aerobic and nitrate reducing conditions. Microbial Contaminant Degradation 

at Biogeochemical Interfaces: RaiseBio, Leipzig, Helmholz Centre for Environmental 

Research - UFZ, Leipzig: 8. 

CIRIC L., PHILIP J.G., WHITELEY A.S. 2010. Hydrocarbon utilization within a diesel-degrading 

bacterial consortium. FEMS Microbiology Letters 303: 116–122. 

FUKUDA H., KONDO A., NODA H. 2001. Biodiesel fuel production by transesterification of 

oils. Journal of Bioscience and Bioengineering 92: 405–416. 

LAPINSKIENĖ A., MARTINKUS P., RĖBŽDAITĖ V. 2006. Eco-toxicological studies of diesel 

and biodiesel fuels in aerated soil. Environmental Pollution 142: 432–437. 

LAPINSKIENĖ A., MARTINKUS P. 2007. Research on anaerobic biodegradation of fats, 

biodiesel fuel and diesel fuel in soil medium. Aplinkos tyrimai, inžinerija ir vadyba 1: 

30–37. 

MAKAREVICIENE V., JANULIS P. 2003. Environmental effect of rapeseed oil ethyl ester. 

Renewable Energy 28: 2395–2403. 

MARCHETTI J.M., MIGUEL V.U., ERRAZU A.F. 2007. Possible methods for biodiesel production. 

Renewable and Sustainable Energy Review 11: 1300–1311. 

MORÓN-VILLARREYES J.A., SOLDI C., AMORIM A.M. de, PIZZOLATTI M.G., MENDO- 

NÇA Jr A.P. de, D’OCA M.G.M. 2007. Diesel/biodiesel proportion for by-compression 

ignition engines. Fuel 86: 1977–1982. 

MUDGE S.M., PEREIRA G. 1999. Stimulating the biodegradation of crude oil with biodiesel 

preliminary results. Spill Science & Technology Bulletin 5: 353–355. 

OWSIANIAK M., CHRZANOWSKI Ł., SZULC A., HEIPIEPER H.J. 2009a. Effect of surfactants 

on biodegradation of diesel fuel and relation to cell surface hydrophobicity: studies 

134


on 218 microbial consortia isolated from contaminated soils. Poster session presented 

at: Microbes and Man – Interdependence and Future Challenges. 3rd FEMS Congress 

for European Microbiologists; Gothenburg, Sweden. 

OWSIANIAK M., CHRZANOWSKI Ł., SZULC A., STANIEWSKI J., OLSZANOWSKI A., 

OLEJNIK-SCHMIDT A., HEIPIEPER H.J. 2009b. Biodegradation of diesel/biodiesel 

blends by a consortium of hydrocarbon degraders: effect of the type of blend and the 

addition of biosurfactants. Bioresource Technology 100: 1497–1500. 

OWSIANIAK M., SZULC A., CHRZANOWSKI Ł., CYPLIK P., BOGACKI M., OLEJNIK-SCH- 

MIDT A.K., HEIPIEPER H.J. 2009c. Biodegradation and surfactant-mediated biodegradation 

of diesel fuel by 218 microbial consortia are not correlated to cell surface hydrophobicity. 

Applied Microbiology and Biotechnology 84: 545–553. 

PASQUALINO J.C., MONTANÉA D., SALVADÓ J. 2006. Synergic effects of biodiesel in the 

biodegradability of fossil-derived fuels. Biomass and Bioenergy 30: 874–879. 

PELZ O., TESAR M., WITTACH R.M., MOORE E.R.B., TIMMIS K.N., ABRAHAM W.R. 

1999. Towards elucidation of microbial community metabolic pathways: unravelling the 

network of carbon sharing in a pollutant-degrading bacterial consortium by immunocapture 

and isotopic ratio mass spectrometry. Environmental Microbiology 1: 167–174. 

SAKA S., KUSDIANA D. 2001. Biodiesel fuel from rapeseed oil as prepared in supercritical 

methanol. Fuel 80: 225–231. 

SHARMA Y.C., SINGH B., UPADHYAY S.N. 2008. Advancements in development and characterization 

of biodiesel: A review. Fuel 87: 2355–2373. 

TRIGO A., VALENCIA A., CASES I. 2009. Systemic approaches to biodegradation. FEMS 

Microbiology Reviews 33: 98–108. 

135


Ewa Dzika*, Joanna Korycińska** 

FISH AS PARATENIC HOSTS PARASITE 

RYBY JAKO żYWICIELE PARATENICZNI PASOżYTÓW 

Słowa kluczowe: żywiciel parateniczny, ryba, pasożyt. 

Key words: paratenic host, fish, parasite. 

Celem niniejszej pracy było przedstawienie roli ryb jako żywicieli paratenicznych w cyklach 

rozwojowych pasożytów. Pasożytnictwo parateniczne występuje u wszystkich grup helmintów, 

ale nie jest szeroko rozprzestrzenione. Porównanie cykli rozwojowych dwóch spokrewnionych 

gatunków tasiemców z rodzaju Bothriocephalus pokazuje, jaki wpływ wywiera żywiciel 

parateniczny na kształtowanie infrapopulacji pasożytów. Żywiciele parateniczni, na 

przykładzie Anguillicola crassus, pomagają w adaptacji pasożyta w obcym ekosystemie. 

Udział żywicieli paratenicznych w cyklach rozwojowych może być tak duży, że uważani są 

za ,,naturalnych żywicieli paratenicznych”. W cyklach morskich kolcogłowów żywiciel parateniczny 

pomaga w zamknięciu cyklu rozwojowego pasożyta. Ponadto żywiciele parateniczni 

pełnią swego rodzaju rolę inkubatorów stadiów inwazyjnych. Cykl rozwojowy pasożyta 

ulega wydłużeniu oraz zostaje wprowadzony czynnik różnorodności. 

Two major categories are connected with parasites’ ontogeny, namely, intermediate and 

final host. In a life cycle there might be one or more intermediate hosts [Pojmańska 2005]. 

Sometimes the parasite’s larva is eaten by an inappropriate host in which it survives it cannot 

develop. The parasite does not undergo any life changes in that host or changes only 

slightly. This intermediate host is called a paratenic host (reserve) [Złotorzycka et al.1998]. 

Parasites’ ability to adapt to a long-term dwelling in paratenic hosts plays an important 

role in spreading of the species and, at the same time, it increases the chances of preserving 

it [Niewiadomska 2005]. 

* Dr hab. Ewa Dzika, prof. UW-M. – Katedra Biologii Medycznej, Wydział Nauk Medycznych, 

Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, ul. Żołnierska 14c, 10-561 Olsztyn; 

e-mail: e.dzika@uwm.edu.pl 

** Joanna Korycińska – Katedra Zoologii, Wydział Biologii, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski 

w Olsztynie, ul. Oczapowskiego 5, 10-957 Olsztyn. 

136

Fish as paratenic hosts parasite 

Cycles including paratenic hosts appear in many helmints. Paratenic hosts may join 

parasites’ life cycles creating an additional link in the place where the cycle of obligatory 

hosts is closed and where the presence of the paratenic host constitutes the additional element 

of the cycle. This is the case in, for example, the life cycle of Diphyllobothrium latum, 

which has three hosts. 

In a life cycle of Diphyllobothrium latum, copepods as well as fish, human beings or piscivorous 

mammals are important hosts obligatory for closing of the life cycle [Pojmańska 

1991]. 

In case when a fish is eaten by a predatory fish, plerocerkoid survives and retains 

invasiveness towards the final host. This process may be repeated many times until the 

proper host is infested. Invasion of paratenic host that is not necessery for ending of 

the life cycle lengthens the process and, as a result, the factor of diversity is introduced 

[Combes 1999]. 

One may distinguish closely related species of parasites which have differing life cycles 

with or without the presence of paratenic hosts. One such for example is Bothriocephalus 

gregarius, the parasite of turbot, and Bothriocephalus barbatus, the parasite of 

brill are tapeworms related in taxonomy. Turbot (Psetta maxima) and brill (Scophtalmus 

rhombus) are also related and live in the same environment [Morand et al. 1995]. Infection 

of these fish by two tapeworms in the Atlantic Ocean and Mediterranean Sea was investigated. 

Tapeworms’ life cycles were analyzed with the focus on such parameters as: 

prevalence, intensity and density. The results have clearly shown that the parasite of turbot 

(B. gregarius) reaches higher parameters of infection both in Atlantic and the Mediterranean 

than the parasite of brill (B. barbatus) [Robert et al.1988]. One might explain this 

phenomenon by life cycles of these tapeworms. Bothriocephalus barbatus has a cycle typical 

of Bothriocephalidae [larva (koracidium) hatches from an egg and is swallowed by copepod 

and turns into procerkoid and after that into an invasive plerocerkoid; when the fish 

swallows the copepod, the plerocerkoid becomes a mature parasite], while Bothriocephalus 

gregarius is able to „skip” since copepod may be eaten by small fish from gobiidae 

family which constitute the role of paratenic hosts. As a result, plerocerkoid survives and 

turbot becomes infected by eating goby [Morand et al. 1995]. This avoidance significantly 

increases the possibility of transmission since gobies eat many copepods while the turbots 

eat many gobies. On the basis of performed analysis life cycles conclusions were drawn 

the share of additional host in a life cycle enhances the chances of its closing one may assume 

that including paratenic host in brill would cause a growth of tapeworms’ infrapopulation 

[Combes 1999]. 

The presence of paratenic hosts in life cycles of tapeworms may be such big that they 

are regarded as „natural paratenic hosts”. This was the case when the population of European 

bullhead (Cottus gobio) was infected with tapeworm larvae of Proteocephalus longicollis 

in the Czech Republic, where the prevalence of infection of fish amounted to 60%. 

137

Ewa Dzika, Joanna Korycińska 

This parasite in mature form exists in the salmonidae in Europe and the bullhead constitutes 

an important element of their diet [Moravec 2001]. 

Kennedy [1994] claims that parasites include new paratenic hosts into their cycle since 

they find themselves in a new (foreign), host environment. Such example is the Anguillicola 

crassus, an Asian nematode which parasitizes in fish swimmbladder of Far East eels, Anguilla 

japonica. 

It was brought to Europe together with imported fry. In the Far East this nematode 

is not as strongly pathogenic for eels as opposed to the European eel Anguilla anguilla, 

in which it reaches a high prevalence (up to 100%) and, with a massive invasion and 

high density, causes their death. The number of fish – paratenic hosts is big and includes 

such species as: ruffe, bass, brown bullhead, three-spined stickleback, zander, perch, gudgeon, 

common bleak, common rud, common roach, tench, ide, wells catfish, amur bitterling 

[Własow 1995]. 

Facilitating contact with the final host illustrates the life cycle of Dioctophyme renale. 

It is a nematode parasitizing in kidneys of mammals that eat fish. According to Karmanova 

[1963] the eggs, after getting out of kidneys develop in water and later in the digestive tract 

of annelid. Very often it happens that annelids stick to crayfish’ gills. Then the crayfish are 

eaten by fish such as Ameiurus melas, which are paratenic hosts. When the fish is eaten by 

a predatory mammal the life cycle of nematode is ended. 

Another example is nematode Streptocara crassicauda. Its imago form resides in stomach 

of various Anseriformes as well as other water birds. The intermediate host is gammarus, 

in the body of which invasive forms of parasite develop. The role of paratenic hosts play the 

following fish: the stone loach - Barbatula barbatula, the common minnow - Phoxinus phoxinus, 

the common roach - Rutilus rutilus. In the body of fish, larvae incistate under the serous 

membrane of an intestine and increase the intensity of infection in the final host [Czapliński 

1963]. 

In the group of acanthocephales there are families among which paratenic host is 

widely spread. In sea cycles of acanthocephales the paratenic host helps to close the life 

cycle of the parasite. In the sea environment contact between the intermediate and final 

host is hindered. For instance Corynosoma strumosum is a parasite of seals [Niewiadomska 

2005]. The intermediate hosts of this parasite are crustacea Pantoporeia, in which 

acanthocephalan frees from the acanthella and develops until the cystacanth stage when 

it is surrounded with a cyst. Direct transmission between copepoda and seal is not very 

probable. Consequently, the chance of ending the cycle is enhanced by numerous paratenic 

hosts including herring, viviparous blenny and the European flounder which eat crustacean. 

In fish the larvae move to the abdomen and become surrounded by the host cyst 

[Grabda 1981]. 

According to Combe´sa [1999] „paratenic host is an option which fits into the genotype 

plasticity while an additional host is a necessity conditioned by genes”. 

138

Fish as paratenic hosts parasite 

REFERENCES 

cOMbEs c. 1999. Ekologia i ewolucja pasożytnictwa. Długotrwałe wzajemne oddziaływania. 

PWN, Warszawa. 

cZaPliŃski b. 1963. Pasożytnictwo parateniczne i jego znaczenie w helmintologii. 

Wiadomości Parazytologiczne 9: 3–15. 

Grabda J. 1981. Zarys parazytologii ryb morskich. PWN, Warszawa. 

karManOVa E. M. 1963. Life cycle of Dioctophyme renale. Medical parasitology and parasite 

diseases. 32: 331–334 (in Russian). 

kEnnEdy C.K. 1994. The distribution and abundance of the nematode Anguillicola australiensis 

in eels Anguilla reinhardi in Queensland, Australia. Folia Parasitologica 41: 

279–285. 

MOrand s., rObErt F., cOnnOrs V. 1995. Complexity in parasite life cycles: population 

biology of cestodes in fish. Journal of Animal Ecology 64: 256–264. 

MOraVEc F. 2001. Common sculpin Cottus gobio as a natural paratenic host of Proteocephalus 

longicollis (Cestoda: Proteocephalidae), a parasite of salmonids in Europe, 

Inter-Research Diseases of Aquatic Organisms 45: 155–158. 

niEwiadOMska k. 2005. Jak pasożyty opanowują swoich żywicieli? Kosmos 4: 21–38. 

POJMaŃska t. 1991. Pasożyty ryb Polski (klucze do oznaczania) Tasiemce – Cestoda, Instytut 

Parazytologii im. W. Stefańskiego. PAN, Warszawa. 

POJMaŃska t. 2005. Pasożytnictwo, pasożyty i żywiciele. Kosmos 54: 5–20. 

rObErt F., rEnaud F., MathiEu E., GadriOn c. 1988. Importance of the paratenic 

host in the biology of Bothriocephalus gregarius (Cestoda: Pseudophyllidea), a parasite 

of turbot. International Journal for Parasitology 18: 611–621. 

wŁasOw t. 1995. Angwillikoloza węgorza europejskiego – problem wciąż istotny. 

Wiadomości Parazytologiczne 41: 193–198. 

ZŁOtOrZycka J., lOnc E., MaJEwska a., OkulEwicZ a., POJMaŃska t., 

wĘdrychOwicZ h. 1998. Słownik Parazytologiczny Polskie Towarzystwo Parazytologiczne, 

Warszawa. 

139

INDEKS AUTORÓW 

B 

Bartodziejska Beata 38 

C 

Chrzanowski Łukasz 126 

Cyplik Paweł 126 

Czajkowska Anna 38 

D 

Dzika Ewa 136 

G 

Gajewska Magdalena 38 

Gworek Barbara 104 

K 

Kania Grzegorz 17 

Kobierski Mirosław 71 

Korycińska Joanna 136 

Kozieł Marcin 26 

Kubel Tomasz 65 

Kubicka Helena 65 

Kucharczak Ewa 7 

L 

Lisiecki Piotr 126 

Ł 

Ławniczak Łukasz 126 

M 

Mańczak Katarzyna 126 

Marecik Roman 126 

Marjańska-Cichoń Barbara 117 

Miętkiewski Ryszard 117 

Moryl Andrzej 7 

O 

Owsianiak Mikołaj 126 

P 

Parzych Agnieszka 45 

S 

Sapieha-Waszkiewicz Anna 117 

Siuta Jan 80 

Szulc Alicja 126 

Szulc Piotr Mirosław 71 

W 

Wrzosek Justyna 104 

Z 

Zgłobicki Wojciech 26 

ż 

żukowski Bogusław 80 

140

OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 43

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?

OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 43