Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 50 - Instytut Ochrony ...

Ochrona 

Środowiska 

i zasobów 

naturalnych 

nr 50 

Warszawa 2011

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 50 

Warszawa 2011

Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska 

– Państwowego Instytutu Badawczego 

Jerzy Siepak – UAM w Poznaniu, przewodniczący 

Marzenna Dudzińska – Politechnika Lubelska 

Apolonia Ostrowska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Grażyna Porębska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Opracowanie edytorskie i techniczne 

Marta Radwan-Röhrenschef, 

Monika Natunewicz, Maria Lackowska 

© Copyright by 

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA – Państwowy Instytut Badawczy 

Warszawa 2011 

Wydawca 

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ-PIB 

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

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

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

CZASOPISMO RECENZOWANE 

ISSN: 1230-7831-08-7 

Wersja pierwotna czasopisma: papierowa 

Przygotowanie do druku i druk 

Studio 2000 Robert Lipski 

www.studio2000.pl

RADA NAUKOWA: 

‣ Andrzej Bytnerowicz – University of Califonia, USA 

‣ Marek Degórski – PAN, Polska (przewodniczący) 

‣ Katalin Gruiz – Technical University of Budapest, Węgry 

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

‣ Yordan Uzonov – Bulgarian Academy of Sciences, Bułgaria 

Redaktor naczelny – Barbara Gworek, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor tematyczny – Maciej Sadowski, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor statystyczny – Wiesław Mądry, SGGW, Polska 

Redaktor językowy – Alice Zobel, Trent University, Kanada 

RECENZENCI: 

‣ Jerzy Bartnicki – Norwegian Meteorological Institute, Norwegia 

‣ Van Bowersox – WMO Global Atmosphere Watch QA-SAC Americas, USA 

‣ Robert Gehrig – Swiss Federal Laboratories for Materials Testing and Research EMPA, 

Szwajcaria 

‣ Seppo Hellsten – Finnish Environment Institute (SYKE), Finlandia 

‣ Stanisław Kalembasa – Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, Polska 

‣ Alina Maciejewska – Politechnika Warszawska, Polska 

‣ Michaił J. Nikiforow – Akademia Nauk Białorusi, Białoruś 

‣ Tiina Noges – Estonian University of Life Sciences (EMU), Estonia 

‣ Jerzy Paszkowski – University of Geneva, Szwajcaria 

‣ Stefan Pierzynowski – Lunds Universitet, Szwecja 

‣ Jerzy Puchalski – PAN Ogród Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności 

Biologicznej w Powsinie, Polska 

‣ Gunno Renman – Royal Institute of Technology (KTH), Szwecja 

‣ Laurence Rouil – INERIS Institut National de l’Environnement Industriel et des 

Risques, Francja 

‣ Marina Valentukeviciene – Vilnus Gediminas Technical University, Litwa 

‣ Alena Vollmannová – Slovak University of Agriculture in Nitra, Słowacja

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH zawarte są 

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

są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych elementach 

środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające zarówno 

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

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

regionalnym oraz lokalnym, w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju. 

Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

SPIS TREŚCI 

Beata Kuziemska, Stanisław Kalembasa.............................................................................9 

WPŁYW WAPNOWANIA I DODATKU OSADU ŚCIEKOWEGO NA 

ROZMIESZCZENIE FRAKCJI WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH W GLEBIE 

ZANIECZYSZCZONEJ NIKLEM 

EFFECT OF LIMING AND SEWAGE SLUDGE ADDITION ON THE DISTRIBUTION 

OF THE FRACTION OF HEAVY METALS IN SOIL CONTAMINATED WITH 

NICKEL 

Jolanta Latosińska, Jarosław Gawdzik..............................................................................20 

Mobilność metali ciężkich w komunalnych osadach ściekowych 

z przykładowych oczyszczalni ścieków Polski centralnej 

Mobility of heavy metals in municipal sewage sludge from 

different sewage treatment plants from central Poland 

Ewa Szyprowska, Aleksandra Nechay...............................................................................33 

Charakterystyka osadów powstających w procesie oczyszczania 

ścieków opadowych ze zlewni stacji benzynowych aglomeracji 

warszawskiej 

Characteristics of the sludge produced in rainwater from the 

catchment of petrol stations in the Warsaw agglomeration 

Dorota Nowak, Czesława Jasiewicz, Dariusz Kwaśniewski.............................................43 

ZAWARTOŚĆ ROZPUSZCZALNYCH FORM PIERWIASTKÓW ŚLADOWYCH 

W GLEBIE W TRZYLETNIM DOŚWIADCZENIU POLOWYM Z UPRAWĄ 

WIERZBY ENERGETYCZNEJ 

THE CONTENT OF SOLUBLE FORMS OF TRACE ELEMENTS IN SOIL 

IN THREE SUMMER CROP FIELD EXPERIMENT WITH WILLOW 

Jacek Sosnowski.................................................................................................................52 

WPŁYW UŻYŹNIACZA GLEBOWEGO I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK AZOTU NA 

WYDZIELANIE CO 2 

Z GLEBY SPOD UPRAWY 

FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ ŁĄKOWĄ I LUCERNĄ MIESZAŃCOWĄ 

EFFECT OF SOIL’S FERTILIZER AND DIFFERENT NITROGEN DOSES ON THE 

VALUE OF CO 2 

EVOLUTION FROM SOIL IN CULTIVATION OF FESTULOLIUM 

BRAUNII WITH RED CLOVER AND ALFALFA

Katarzyna Szopka, Anna Karczewska, Cezary Kabała, Katarzyna Kulczyk ...................61 

SIARKA SIARCZANOWA W GLEBACH GóRNOREGLOWYCH BORóW 

ŚWIERKOWYCH KARKONOSKIEGO PARKU NARODOWEGO 

SULPHATE SULPHUR IN SOILS OF UPPER SPRUCE FOREST ZONE IN THE 

KARKONOSZE NATIONAL PARK 

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Aleksandra Haduch, Andrzej Kita ..................................71 

ODDZIAŁYWANIE BRASSINOSTEROIDóW NA KUMULACJĘ NIEKTóRYCH 

PIERWIASTKóW W LIŚCIACH ZEA MAYS L. I BIOSYNTEZĘ BARWNIKóW 

CHLOROFILOWYCH 

THE EFFECT OF BRASSINOSTEROIDS ON THE ACCUMULATION OF SOME 

ELEMENTS IN THE LEAVES OF ZEA MAYS L. AND BIOSYNTHESIS OF 

CHLOROPHYLL PIGMENTS 

Maria Balcerzak, Jolanta Janiszewska .............................................................................78 

WIELOANIONOWA ANALIZA MATERIAŁóW ŚRODOWISKOWYCH TECHNIKą 

CHROMATOGRAFII JONOWEJ 

MULTIANIONIC ANALYSIS OF ENVIRONMENTAL MATERIALS BY ION 

CHROMATOGRAPHY 

Bogdan Kontek, Renata Kontek .........................................................................................88 

AKTYWNOŚć TRANSFERAZ S-GLUTATIONOWYCH U WYBRANYCH 

MUTANTóW DROSOPHILA MELANOGASTER PO DŁUGOTRWAŁYM 

PODAWANIU MALATIONU 

ACTIVITY OF GLUTATHIONE S-TRANSFERASES IN SELECTED MUTANTS 

DROSOPHILA MELANOGASTER AFTER LONG-TERM TREATMENT WITH 

MALATHION 

Joanna Augustynowicz, Anna Kołton, Andrzej Waloszek ...............................................98 

WPŁYW SPECJACJI ZWIąZKóW CHROMU NA STAN APARATU 

FOTOSYNTETYCZNEGO CALLITRICHE COPHOCARPA SENDTN 

INFLUENCE OF THE CHROMIUM SPECIATION ON THE PHOTOSYNTHETIC 

APPARATUS OF CALLITRICHE COPHOCARPA SENDTN 

Joanna Jarmuł-Pietraszek, Marta Kamionek, Elżbieta Budzińska-Wrzesień, 

Robert Wrzesień, Łukasz Milczarek .................................................................................108 

THE EFFECT OF VARIABLE SOIL FERTILISATION ON ENTOMOPATHOGENIC 

NEMATODES STEINERNEMA CARPOCAPSAE (WEISER 1955) 

WPŁYW ZMIENNEGO NAWOŻENIA NA NICIENIE ENTOMOPATOGENICZNE 

STEINERNEMA CARPOCAPSAE (WEISER 1955)

Joanna Jarmuł-Pietraszek, Marta Kamionek, Elżbieta Budzińska-Wrzesień, 

Robert Wrzesień, Adam Kołodziejczyk..........................................................................115 

The effect of lead, manganese and cadmium ions on 

entomopathogenic nematodes Steinernema carpocapsae 

(Weiser 1955) 

Wpływ jonów ołowiu, manganu i kadmu na nicienie 

entomopatogeniczne Steinernema carpocapsae (Weiser 1955) 

Andrzej Sapek, Barbara Sapek..........................................................................................122 

Fosfor w opadzie atmosferycznym 

PHOSPHORUS IN ATMOSPHERIC DEPOSITION 

Barbara Sapek, Andrzej Sapek..........................................................................................134 

Wapń i magnez w opadzie atmosferycznym 

Calcium and magnesium in atmospheric deposition 

Joanna Cieślewicz..............................................................................................................156 

ZRÓŻNICOWANIE WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNYCH OSADÓW 

DENNYCH PIĘCIU JEZIOR POJEZIERZA IŁAWSKIEGO (CZĘŚĆ I) 

THE DIFFERENTIATION OF THE PHYSICOCHEMICAL PROPERTIES OF BOTTOM 

SEDIMENTS FROM FIVE LAKES OF THE IŁAWA LAKE DISTRICT (PART I) 

Wojciech Dmuchowski, Dariusz Gozdowski, Aneta H. Baczewska, Paulina Brągoszewska..... 170 

THE COMPARISON BIOINDICATION METHODS IN THE ASSESSMENT OF 

ENVIRONMENTAL POLLUTION WITH HEAVY METALS 

PORÓWNANIE METOD BIOINDYKACYJNYCH W OCENIE ZANIECZYSZCZENIA 

ŚRODOWISKA METALAMI CIĘŻKIMI 

Ewa Hanus-Fajerska, Joanna Augustynowicz, Ewa Muszyńska, Aleksandra Koźmińska.... 180 

ORGANIZMY PRZYDATNE W OCZYSZCZANIU ŚRODOWISKA 

Z NADMIERNYCH STĘŻEŃ PIERWIASTKÓW METALICZNYCH 

ORGANISMS USEFUL IN ENVIRONMENT REMEDIATION FROM EXCESSIVE 

CONCENTRATION OF METLLIC ELEMENTS 

Natalia Gmitrzuk.................................................................................................................193 

Wpływ roślinności na rozkład substancji ropopochodnych – 

potencjalne możliwości w podczyszczaniu wód opadowych 

Część I. Interakcje zachodzące w glebie skażonej substancjami 

ropopochodnymi 

Plants impact to degradation petroleum substances 

– potential opportunities to cleaning rainwaterS 

Part I. The interactions occurring in soil contaminated 

with petroleum substances

Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński............................................................202 

Analiza zawartości metali ciężkich w glebie i liściach mniszka 

lekarskiego w sąsiedztwie ruchliwej ulicy miejskiej przy użyciu 

przenośnego spektrometru XRF 

Analysis of Heavy Metals content in soil and dandelion leaves 

in the vicinity of a busy urban street using a handheld XRF 

spectrometer 

Zbigniew Mazur, Maja Radziemska, Dorota Deptuła.......................................................212 

WPŁYW ŚRODKÓW ZWALCZANIA ŚLISKOŚCI JEZDNI NA ZAWARTOŚĆ 

CHLORKÓW W GLEBACH WZDŁUŻ ULIC OLSZTYNA 

IMPACT OF SALINITY WORKING AGAINST AFTER-SNOWING SLIPPERY 

ON THE CONTENT OF CHLORIDES IN THE SOIL AROUND OF ROADS IN 

OLSZTYN 

Mieczysław Borysiewicz, Wanda Kacprzyk.....................................................................218 

Ocena ryzyka w transporcie kolejowym materiałów 

niebezpiecznych 

cz. I – metodyka 

Risk assessment of rail transportation of dangerous 

materials 

Part I – Methodology 

Janusz Deska, Antoni Bombik, Jolanta Raczuk, Anna Marciniuk-Kluska....................240 

REALIZACJA PROGRAMU OCZYSZCZANIA KRAJU Z AZBESTU 

NA LATA 2009-2032 W GMINACH WIEJSKICH POWIATÓW SIEDLECKIEGO 

I ŁOSICKIEGO 

IMPLEMENTATION OF PROGRAMME FOR ASBESTOS ABATEMENT 

IN POLAND 2009-2032 IN RURAL CONTIES OF SIEDLCE AND ŁOSICE 

DISTRICTS 

Indeks autorów...................................................................................................................255

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 50, 2011 r. 

Beata Kuziemska*, Stanisław Kalembasa** 

WPŁYW WAPNOWANIA I DODATKU OSADU ŚCIEKOWEGO NA 

ROZMIESZCZENIE FRAKCJI WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH 

W GLEBIE ZANIECZYSZCZONEJ NIKLEM 

EFFECT OF LIMING AND SEWAGE SLUDGE ADDITION ON THE 

DISTRIBUTION OF THE FRACTION OF HEAVY METALS IN SOIL 

CONTAMINATED WITH NICKEL 

Słowa kluczowe: gleba, nikiel, wapnowanie, osad ściekowy, analiza sekwencyjna. 

Key words: soil, nickel, liming, sewage sludge, sequential extraction procedure. 

Streszczenie 

W glebie pobranej po trzyletnim doświadczeniu wazonowym badano ogólną zawartość Cu 

i Pb oraz rozmieszczenie tych metali we frakcjach wydzielonych zgodnie z procedurą BCR. 

W doświadczeniu uwzględniono następujące czynniki: I – wapnowanie (o Ca i Ca wg 1 Hh 

gleby w formie CaCO 3 

), II – dodatek osadu ściekowego (bez dodatku osadu ściekowego 

i dodatek osadu ściekowego w dawce odpowiadającej 2 g C·kg -1 gleby), III – zróżnicowane 

zanieczyszczenie gleby niklem (0, 50, 100 mg Ni·kg -1 gleby w formie roztworu wodnego 

NiSO 4·6H 2 

O). Rośliną testową była trawa – kupkówka pospolita (Dactylic glomerata L). 

Ogólną zawartość Cu i Pb w glebie oznaczono metodą ICP-AES, a frakcje tych metali trzystopniową 

metodą BCR. 

Ogólna zawartość obu metali w analizowanej glebie nie przekraczała dopuszczalnych 

norm. Wapnowanie spowodowało zmniejszenie udziału Cu i Pb we frakcji wymiennej, 

redukowalnej i związanej z materią organiczną oraz zwiększenie ich ogólnej zawartości 

i udziału we frakcji rezydualnej. 

* Dr hab. Beata Kuziemska – Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Uniwersytet 

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

e-mail: bak.kuz@interia.pl 

** Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, 

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

e-mail: kalembasa@uph.edu.pl 

9

Beata Kuziemska, Stanisław Kalembasa 

Dodatek osadu ściekowego wpłynął na zwiększenie ilości obu metali we frakcji redukowalnej 

i rezydualnej oraz zwiększenie ich ogólnej zawartości i frakcji związanej z materią organiczną 

i siarczkami. Nie wykazano wpływu zróżnicowanej ilości Ni w glebie na zawartość 

ogólną Cu i Pb oraz ich rozmieszczenie w poszczególnych frakcjach. 

Summary 

The total content of Cu and Pb and its distribution in fractions separated according to the 

BCR procedure was determined in soil taken after a three-year pot experiment. The following 

factors were taken into account in the experiment: I – liming (0 Ca and Ca according 

to 1 Hh of soil as CaCO 3 

); II – addition of sludge (without addition of sludge and addition 

of sludge from the wastewater treatment in Siedlce, applied at 2 g C·kg -1 of soil); III – varied 

level of contamination with nickel (0, 50 and 100 mg Ni·kg -1 of soil as aqueous solution 

of NiCl·6 H 2 

O). Orchard grass (Dactylis Glomerata L.) was used as the test plant. The 

total content of Cu and Pb in soil was determined by ICP-AES, and the fractions of those 

metals by the 3-step BCR method. The total content of the metals in the analysed soil did 

not exceed the highest acceptable standards. Liming reduced the metal content in the exchangeable, 

reducible and organic matter-related fraction and increased their content in 

the residual fraction. 

Addition of sludge reduced the Cu and Pb content in the reducible and residual fraction and 

increased their total content and share in the organic matter- and sulphides-related fraction. 

No effect of the varied Ni amount on the total content of Cu and Pb or their distribution 

in the fractions has been found. 

1. WPROWADZENIE 

Ubocznym skutkiem rozwoju cywilizacji jest nadmierna akumulacja substancji toksycznych 

w środowisku glebowym, w tym metali ciężkich [Michna 1995, Wyszkowski, Wyszkowska 

2005]. Zawartość metali ciężkich w glebie została ukształtowana w określonych warunkach 

ekologicznych, przy współudziale czynnika antropogenicznego. Charakter skał 

macierzystych, a także przebieg procesów glebotwórczych i geologicznych to naturalne 

czynniki kształtujące ich tło biogeochemiczne. W glebach zawartość metali ciężkich waha 

się w szerokim zakresie, a poziom ich nagromadzenia jest dobrym wskaźnikiem stopnia 

zanieczyszczenia środowiska. 

Metale ciężkie dostające się do gleby mogą ulegać przeróżnym transformacjom, poczynając 

od odkładania się nierozpuszczalnych form związków, o stosunkowo małym oddziaływaniu 

na rośliny i mikroorganizmy, do występowania w bardzo aktywnej zjonizowanej 

formie. Mogą również tworzyć połączenia chelatowe z substancjami humusowymi, które 

stanowią ochronę przed toksycznym oddziaływaniem jonu metalu [Pisarek 2001]. Ocena 

10

Wpływ wapnowania i dodatku osadu ściekowego na rozmieszczenie frakcji wybranych... 

zagrożenia środowiska naturalnego przez stężenie całkowite metali w określonych elementach 

tego środowiska (w glebie, w wodzie, w nawozach naturalnych i organicznych) pomija 

istotne czynniki determinujące ich mobilność i biodostępność. Miarodajna ocena zagrożenia 

wymaga określenia udziału form i frakcji składających się na całkowitą zawartość danego 

metalu [Węglarzyk 2001, Kalembasa, Pakuła 2006]. 

Spośród większości ocen ekotoksykologicznych gleby, szczególne znaczenie posiada 

specjacja metali ciężkich, która pozwala odnieść się do ich biodostępności. Na podstawie 

oznaczonych drogą analizy specjacyjnej (sekwencyjnej) form pierwiastków w połączeniu 

z nowoczesnymi metodami statystycznymi, można określić wiele czynników, 

takich jak: biodostępność, kumulacja, migracja, toksyczność, rozpuszczalność, sorpcja 

[Spiak i in. 2003]. 

2. CEL, MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

Celem pracy była ocena wpływu wapniowania i zastosowania osadu ściekowego na 

występowanie miedzi i ołowiu w oznaczonych metodą BCR frakcjach w glebie zanieczyszczonej 

niklem. 

Analizowano glebę po ostatnim pokosie, w trzecim roku trwania doświadczenia, które 

przeprowadzono w obiektach Akademii Podlaskiej w Siedlcach, w układzie całkowicie 

losowym, w trzech powtórzeniach. W doświadczeniu uwzględniono następujące czynniki: 

●● 

I wapnowanie (bez wapnowania i wapnowanie wg 1 Hh gleby w formie CaCO 3 

); 

●● 

II nawożenie organiczne (obiekty kontrolne i nawożone osadem ściekowym pochodzącym 

z oczyszczalni ścieków w Siedlcach stosowanym w dawce odpowiadającej ilości 

2 g C·kg -1 gleby); 

●● 

III zróżnicowane zanieczyszczenie gleby niklem (0, 50 i 100 mg Ni·kg -1 gleby w formie 

roztworu wodnego NiCl 2·6H 2 

O). 

Wapnowanie, osad ściekowy oraz nikiel zastosowano w okresie kwiecień – maj 2006 r. 

Rośliną testową była kupkówka pospolita (Dactylis Glomerata V.), której w każdym sezonie 

wegetacyjnym zbierano po 4 pokosy. Materiał glebowy użyty w doświadczeniu był pobierany 

z warstwy 0–20 cm gleby płowej o uziarnieniu piasku gliniastego [Kuziemska, Kalembasa 

2008]. Podstawowe właściwości gleby przed założeniem doświadczenia zamieszczono 

w tabeli 1. 

11


Tabela 1. Wybrane właściwości gleby wykorzystanej do doświadczenia wazonowego 

Table 1. Some properties of soil used in the pot experiment 

C orgiczny 

N całkowity 

Przyswajalny Całkowity 

pH 

P K Ni Cu Fe Pb 

1 M KCl g·kg -1 gleby 

mg·kg -1 gleby 

mg·kg -1 gleby 

5,6 7,9 0,98 69 75 5,67 2,05 2060 7,29 

Skład chemiczny zastosowanego w doświadczeniu osadu ściekowego podano w tabeli 

2 [Kuziemska, Kalembasa 2008]. 

Tabela 2. Skład chemiczny osadu ściekowego z Siedlec 

Table 2. Chemical composition of sewage sludge from Siedlce 

Składnik g·kg -1 s.m. Składnik mg·kg -1 s.m. 

N 60,5 Cd 1,99 

P 31,2 Pb 50,5 

K 4,28 Ni 20,6 

Ca 39,6 Fe 10850 

Mg 8,42 Cu 137,7 

C org. 

371 

MO 640 

Zn 1276,8 

Sucha masa [g·kg -1 ] 180 

W celu poprawności uzyskanych wyników, wazony o pojemności 15 dm 3 , zawierające 

10 kg gleby umieszczono w dodatkowych pojemnikach, które zabezpieczały roztwór przed 

wyciekiem z wazonów. Wazony były ustawione na powietrzu i utrzymywano w nich wilgotność 

na poziomie 60% PPW. Metodą potencjometryczną oznaczono pH gleby w roztworze 

1 M KCl. Ogólną zawartość miedzi i ołowiu w glebie oznaczono metodą ICP-AES, po wcześniejszej 

mineralizacji próbek w piecu muflowym, w temperaturze 450°C i po rozpuszczeniu 

popiołu w 10-procentowym roztworze HCl. Frakcje metali oznaczono trzystopniową metodą 

frakcjonowania sekwencyjnego zaproponowaną przez Community Buremu of Reference 

(BCR) [Rauret i in. 1999]. Schemat metody przedstawiono w tabeli 3. 

Tabela 3. Schemat metody ekstrakcji sekwencyjnej metali BCR [Rauret i in. 1999] 

Table 3. A diagram of the BCR metal sequential extraction method [Rauret et al. 1999] 

Nr Nazwa frakcji Odczynniki ekstrakcyjne pH 

F 1 

wymienna, łatwo rozpuszczalna 

w środowiska kwaśnym 

0,1M CH 3 

COOH 3,0 

F 2 

redukowalna 0,5M NH 2 

OH·HCl 1,5 

F 3 

utlenialna 8,8M H 2 

O 2 

+ 1M CH 3 

COONH 4 

2,0 

F 4 

rezydualna (poekstrakcyjna 

pozostałość) 

obliczone z różnicy między zawartością 

całkowitą a zawartością trzech wcześniej 

wydzielonych frakcji 

– 

12


Uzyskane wyniki opracowano statystycznie metodą analizy wariancji z wykorzystaniem 

rozkładu F – Fishera – Snedecora, według programu F.R. Anal. Var 4.1. Wartość NIR 0,05 

wyliczono 

za pomocą testu Tukeya. W celu określenia zależności między badanymi cechami 

przeprowadzono również analizę korelacji liniowej. 

3. WYNIKI I DYSKUSJA 

Przeprowadzone badania własne jednoznacznie wykazały, że całkowita zawartość 

oznaczanych metali – miedzi i ołowiu w analizowanej glebie, pobranej po zakończeniu 

trzyletniego doświadczenia wazonowego (tab. 4, 5, 6, 7) nie przekraczała dopuszczalnych 

norm [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. 

Ogólna zawartość miedzi w badanej glebie (tab. 4) mieściła się w przedziale wartości 

od 2,10 do 2,85 mg·kg -1 gleby i była istotnie uzależniona od wapnowania i dodatku osadu 

ściekowego. 

Tabela 4. Zawartość [mg·kg -1 gleby] miedzi we frakcjach oznaczonych metodą BCR w analizowanej 

glebie 

Table 4. The content [mg·kg -1 of soil] of copper in fractions determined by the BCR method in 

the analysed soil 

Wapnowanie 0 Ca Ca wg 1 Hh 

Nawożenie nr frakcji 

dawka niklu [mg·kg -1 gleby] dawka niklu [mg·kg -1 gleby] 

0 50 100 0 50 100 

Bez nawożenia 

organicznego 

F 1 

F 2 

F 3 

F 4 

0,07 

0,55 

0,72 

0,76 

0,06 

0,55 

0,70 

0,79 

0,05 

055 

0,67 

0,82 

0,00 

0,29 

0,61 

1,24 

0,00 

0,27 

0,60 

1,28 

0,00 

0,30 

0,60 

1,23 

Suma frakcji S 2,10 2,10 2,09 2,14 2,15 2,13 

F 1 

0,05 0,04 0,05 0,00 0,00 0,00 

F 4 

0,90 0,97 0,99 0,95 0,89 0,93 

Osad z Siedlec 

F 2 

F 3 

0,35 

1,51 

0,36 

1,45 

0,33 

1,47 

0,25 

1,65 

0,26 

1,70 

0,25 

1,67 

Suma frakcji S 2,81 2,82 2,84 2,85 2,85 2,85 

NIR (0,05) 

dla: F 1 

F 2 

F 3 

F 4 

S 

● wapnowanie 0,010 0,036 0,047 0,068 0,025 

● osad z Siedlec n.i. 0,036 0,047 0,068 0,025 

● dawki niklu n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. 

Objaśnienie: n.i. – nie istotne. 

Zastosowane wapnowanie spowodowało niewielki, ale jednak statystycznie udowodniony 

wzrost całkowitej zawartości omawianego metalu w analizowanej glebie, co wiązać 

można z tym, że większość substancji używanych do wapnowania gleb to kopaliny, zawie- 

13


rające liczne domieszki, w tym związki miedzi. Wprowadzenie do gleby osadu ściekowego 

z oczyszczalni ścieków w Siedlcach przyczyniło się do istotnego zwiększenia ogólnej 

ilości miedzi w glebie (wraz z tym odpadowym materiałem organicznym wprowadzono do 

gleby 0,75 mg Cu·kg -1 gleby). 

Udział omawianego metalu w poszczególnych frakcjach w glebie (tab. 4 i 5) ulegał istotnemu 

zróżnicowaniu zarówno pod wpływem wapnowania, jak i dodatku osadu ściekowego. 

Tabela 5. Procentowy udział frakcji miedzi w analizowanej glebie 

Table 5. The percentage share of the copper fraction in the analysed soil 






organicznego 

F 1 

F 2 

F 3 

F 4 

3,33 

26,19 

34,28 

36,20 

2,86 

26,19 

33,33 

37,62 

2,39 

26,32 

32,06 

39,23 

0,00 

13,55 

28,50 

57,95 

0,00 

12,62 

27,91 

59,47 

0,00 

14,08 

28,17 

57,76 

Suma frakcji 100 100 100 100 100 100 

F 1 

1,78 1,42 1,76 0,00 0,00 0,00 

F 4 

32,02 34,39 34,86 33,34 31,23 31,58 


F 2 

F 3 

12,46 

53,74 

12,77 

51,42 

11,62 

51,76 

8,77 

57,89 

9,12 

56,65 

9,82 

58,60 

Suma frakcji 100 100 100 100 100 100 

Na wszystkich obiektach wapnowanych nie stwierdzono obecności miedzi we frakcji 

wymiennej (F 1 

), co świadczy o pełnym jej unieruchomieniu wraz ze zwiększeniem pH i jest 

zgodne z rezultatami uzyskanymi przez innych badaczy [Wilk, Gworek 2009]. Dodatkowo 

zabieg wapnowania przyczynił się do zmniejszenia ilości oznaczanego metalu we frakcji 

redukowalnej (F 2 

) oraz związanej z materią organiczną i siarczkami (F 3 

) i zwiększenie jego 

ilości we frakcji rezydualnej (F 4 

). Substancja organiczna wprowadzona do gleby w formie 

osadu ściekowego spowodowała zmniejszenie ilości miedzi we frakcji redukowalnej (F 2 

) 

i rezydualnej (F 4 

) i jednocześnie zwiększenie jej udziału we frakcji związanej z materią organiczną 

i siarczkami (F 3 

). Podobne rezultaty dotyczące odpadowych materiałów organicznych 

uzyskano we wcześniejszych badaniach [Kalembasa i in. 2007]. Nie stwierdzono 

istotnego wpływu zróżnicowanej zawartości niklu w glebie na ogólną zawartość miedzi i jej 

rozmieszczenie w poszczególnych frakcjach. 

Średni procentowy udział tego metalu w wydzielonych frakcjach można przedstawić 

w szeregu malejących wartości: F3 > F4 > F2 > F1. 

Ogólna zawartość ołowiu w glebie (tab. 6) wynosiła od 7,19 do 7,53 mg Pb·kg -1 gleby. 

Zarówno całkowita zawartość badanego metalu, jak i jego udział w poszczególnych frakcjach 

w glebie zależała istotnie od wapnowania i nawożenia organicznego (tab. 6 i 7). Wprowadzenie 

do gleby węglanu wapnia spowodowało niewielki, ale statystycznie udowodniony 

wzrost ogólnej ilości omawianego metalu w glebie, co podobnie jak w przypadku wcześniej 

14


omówionej miedzi, łączyć można z faktem zanieczyszczenia nawozów wapniowych. Wraz 

z osadem ściekowym wprowadzono do gleby 0,28 mg Pb·kg -1 gleby i w związku z tym czynnik 

ten również istotnie wpływał na wzrost ogólnej zawartości tego metalu. 

Tabela 6. Zawartość [mg·kg -1 gleby] ołowiu we frakcjach oznaczonych metodą BCR w analizowanej 

glebie 

Table 6. The content [mg·kg -1 of soil] of lead in fractions determined by the BCR method in the 

analysed soil 






organicznego 

F 1 

0,06 

F 2 

2,47 

F 3 

3,06 

F 4 

1,60 

0,06 

2,46 

3,04 

1,63 

0,06 

2,50 

3,01 

1,63 

0,00 

1,87 

2,15 

3,19 

0,00 

1,89 

2,20 

3,12 

0,00 

1,93 

2,17 

3,11 

Suma frakcji 7,19 7,19 7,20 7,21 7,22 7,21 

F 1 

0,04 0,05 0,04 0,00 0,00 0,00 

F 4 

1,36 1,28 1,26 2,45 2,40 2,43 


F 2 

F 3 

1,97 

4,10 

2,03 

4,09 

1,99 

4,16 

1,69 

3,39 

1,70 

3,43 

1,66 

3,43 

Suma frakcji 7,47 7,45 7,45 7,53 7,53 7,52 

NIR (0,05) 

dla: F 1 

F 2 

F 3 

F 4 

S 

● wapnowanie 0,004 0,056 0,104 0,068 0,033 

● osad z Siedlec 0,004 0,056 0,104 0,068 0,033 

● dawki niklu n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. 


Tabela 7. Procentowy udział frakcji ołowiu w analizowanej glebie 

Table 7. The share of lead fraction in the analysed soil 

0,83 

Wapnowanie 0 Ca Ca wg 1 Hh; Ca acc. 1 Hh 




F 1 

0,83 0,83 0,00 0,00 0,00 

F 


2 

34,35 34,21 34,72 25,10 26,18 26,77 

F 

organicznego 

3 

42,56 42,28 41,80 29,82 30,40 30,10 

F 4 

22,26 22,68 22,65 45,08 43,41 43,13 

Suma frakcji 100 100 100 100 100 100 

F 1 

0,54 0,67 0,54 0,00 0,00 0,00 

F 4 

18,20 17,18 16,91 35,54 31,87 32,32 


F 2 

F 3 

26,37 

54,89 

27,25 

54,90 

26,71 

55,84 

22,44 

45,02 

22,58 

45,55 

22,07 

45,61 

Suma frakcji 100 100 100 100 100 100 

15


Na wszystkich obiektach nawozowych zastosowane wapnowanie spowodowało całkowite 

unieruchomienie ołowiu, o czym świadczy brak omawianego metalu we frakcji wymiennej 

(F 1 

) na obiektach wapnowanych. Pod wpływem tego czynnika stwierdzono również 

zmniejszenie ilości ołowiu we frakcji redukowalnej (F 2 

) i organicznej (F 3 

) oraz istotne zwiększenie 

jego udziału we frakcji rezydualnej (F 4 

). Biorąc powyższe pod uwagę można stwierdzić, 

że wapnowanie jest dobrą metodą pozwalającą na unieruchomienie ołowiu, a więc 

ograniczenie przyswajalności tego metalu dla roślin, a co za tym idzie jego toksyczności. 

Zastosowanie osadu ściekowego spowodowało zmniejszenie udziału omawianego metalu 

we frakcji wymiennej (F 1 

), związanej z tlenkami żelaza i manganu (F 2 

) oraz rezydualnej 

(F 4 

) i zwiększenie jego udziału we frakcji związanej z materią organiczną (F 3 

), co świadczy 

o jego włączeniu w strukturę związków organiczno-mineralnych. Podobnie jak w odniesieniu 

do wcześniej omawianej miedzi, nie stwierdzono istotnego wpływu zróżnicowanej ilości 

niklu w glebie na całkowitą zawartość ołowiu i jego udział w poszczególnych frakcjach 

w glebie. Średni procentowy udział ołowiu w wydzielonych metodą BCR frakcjach można 

przedstawić w szeregu następujących malejących wartości: F 3 

> F 4 

> F 2 

> F 1 

. 

W tabeli 8 podano wartości pH badanej gleby oznaczone w roztworze 1M KCl, które 

mieściły się w przedziale od 5,80 do 6,80. Gleba wapnowana miała istotnie większe wartości 

pH niż gleba niewapnowana. Nie stwierdzono wpływu dwóch pozostałych rozpatrywanych 

w eksperymencie czynników na omawianą cechę. 

W analizowanej glebie stwierdzono istotne zależności pomiędzy badanymi parametrami 

potwierdzone analizą korelacji. Wartości współczynnika korelacji podano w tabelach 9 i 10. 

Na szczególną uwagę zasługują wysoce istotne ujemne wartości współczynnika korelacji 

między pH a frakcją F 1 

(wymienną), F 2 

(redukowalną) miedzi i ołowiu oraz wysoce istotne dodatnie 

wartości między pH a zawartością obu analizowanych metali we frakcji F 4 

(rezydualnej). 

Tabela 8. pH badanej gleby w 1 M KCl 

Table 8. pH in 1 M KCl of soil 


Nawożenie 

dawka niklu [mg·kg -1 gleby] 

dawka niklu [mg·kg -1 gleby] 



organicznego 

5,97 5,84 5,80 6,64 6,59 6,80 

Osad z Siedlec 5,99 5,80 5,80 6,60 6,71 6,72 

NIR (0,05) 

: 

● wapnowanie 0,165 

● osad z Siedlec n.i. 

● dawki niklu n.i. 


16


Tabela 9. Wartości współczynnika korelacji prostej pomiędzy frakcjami miedzi a wybranymi właściwościami 

gleby 

Table 9. Simple correlation coefficients between fractions of copper and selected properties 

of soil 

Parametr 

Cu ogólna 

; Cu total 

pH 

Frakcje 

F 1 

F 2 

F 3 

F 4 

n.i. 

-0,555* 

0,985** 

n.i. 

-0,934** 

-0,747** 

n.i. 

0,490 

Objaśnienie: n.i. – nie istotne; * – a = 0,05; ** – a = 0,01. 

Tabela 10. Wartości współczynnika korelacji prostej pomiędzy frakcjami ołowiu a wybranymi 

właściwościami gleby 

Table 10. Simple correlation coefficients between fractions of lead and selected properties 

of soil 

Parametr 

F 1 

F 2 

Frakcje 

F 3 

F 4 

Pb ogólny 

pH 

n.i. 

-0,958** 

-0,683** 

-0,751** 

0,733** 

-0,549** 

n.i. 

0,906** 

Objaśnienie: n.i. – nie istotne; ** – a = 0,01. 

W podsumowaniu przeprowadzonych badań własnych należy stwierdzić, ze wapnowanie 

i dodatek osadu ściekowego modyfikowały ogólną zawartość miedzi i ołowiu w glebie 

oraz ich udział we frakcjach wydzielonych zgodnie z procedurą BCR. Oba czynniki 

powodowały istotne zwiększenie ilości obu omawianych metali w analizowanej glebie. 

Wprowadzenie do gleby węglanu wapnia wyeliminowało udział obu metali we frakcji wymiennej 

(F 1 

), zmniejszyło ich ilość we frakcji redukowalnej (F 2 

) i związanej z substancją 

organiczną i siarczkami (F 3 

) oraz zwiększyło ich ilość we frakcji rezydualnej, niedostępnej 

dla roślin. Osad ściekowy spowodował zmniejszenie udziału obu metali we frakcji redukowalnej 

(F 2 

) i rezydualnej (F 4 

) oraz wzrost ich udziału we frakcji związanej z materią 

organiczną (F 3 

). Zarówno nawóz wapniowy, jak i osad ściekowy okazały się dobrymi substancjami 

powodującymi zmniejszenie mobilności metali ciężkich w glebie, co jest zgodne 

z rezultatami badań uzyskanymi przez innych badaczy [Filipek-Mazur i in. 1999, Karczewska 

i in. 1996, 1997]. 

W badaniach własnych nie wykazano istotnego wpływu zróżnicowanej ilości niklu 

w glebie na ogólną zawartość miedzi i ołowiu w glebie oraz ich udział we frakcjach wydzielonych 

według procedury BCR. 

17


4. WNIOSKI 

1. Całkowita zawartość badanych metali w analizowanej glebie nie przekraczała dopuszczalnych 

norm. 

2. Najmniejszą ilość miedzi i ołowiu w analizowanej glebie oznaczono we frakcji wymiennej 

(F 1 

). 

3. Wapnowanie spowodowało zmniejszenie udziału obu analizowanych metali we frakcji 

wymiennej (F 1 

), redukowalnej (F 2 

) i związanej z substancją organiczną i siarczkami (F 3 

) 

oraz zwiększenie ich ogólnej zawartości i udziału we frakcji rezydualnej (F 4 

). 

4. Dodatek osadu ściekowego spowodował zmniejszenie ilości miedzi i ołowiu we frakcji 

redukowalnej (F 2 

) i rezydualnej (F 4 

) oraz zwiększenie ich ogólnej zawartości i udziału 

we frakcji związanej z materią organiczną i siarczkami (F 3 

). 

5. Nie wykazano istotnego wpływu zróżnicowanej ilości niklem w glebie na zawartość 

ogólną miedzi i ołowiu w glebie oraz ich rozmieszczenie w poszczególnych 

frakcjach. 

PIŚMIENNICTWO 

FILIPEK-MAZUR B., MAZUR K., GONDEK K. 1999. Zawartość metali ciężkich w glebie 

jako efekt zagrożenia osadami pochodzenie garbarskiego i ich kompostowanie. Zeszyty 

Problemowe Podstępów Nauk Rolniczych 467: 489–497. 

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

Warszawa: 398. 

KALEMBASA D., PAKUŁA K. 2006. Fractions of zine and copper in the forest luvisols of the 

South Podlasie Lowland. Polish J. Environ. Stud. 15 (2a): 98–103. 

KALEMBASA S., KUZIEMSKA B., GODLEWSKA A. 2007. Frakcje cynku i miedzi w wybranych 

materiałach organicznych. Zeszyty Problemowe Podstępów Nauk Rolniczych 

520: 329–338. 

KARCZEWSKA M., WOJCIESKA-WYSKUPAJTYS U. 1996. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych 

emisjami hut miedzi – formy i rozpuszczalność. Zesz. Nauk. AR Wrocław. 

Rozprawy CLXXXIV. 

KARCZEWSKA A., SZERSZEŃ L., KHDRI J. 1997. Frakcje niklu w glebach wytworzonych 

z różnych skał macierzystych Polski i Syrii. Zeszyty Problemowe Podstępów Nauk Rolniczych 

448b: 117–123. 

KUZIEMSKA B., KALEMBASA S. 2008. Wpływ wapnowania, nawożenia organicznego oraz 

zanieczyszczenia gleby niklem na aktywność ureazy, zawartość węgla i azotu w glebie 

po kolejnych zbiorach kupkówki pospolitej. Zeszyty Problemowe Podstępów Nauk 

Rolniczych 533: 259–267. 

MICHNA G. 1995: Metale ciężkie w łańcuchu pokarmowym. Aura 2: 26–27. 

18


PISAREK I. 2001: Profilowe zróżnicowanie zawartości Cu, Ni, Cd na tle wybranych parametrów 

fizykochemicznych gleb leśnych. Acta Agrophysica 48: 107–115. 

RAURET G., LOPEZ-SANCHEZ J.F., SAHUQUILLO A., RUGIO R., DAVIDSON C., URE 

A., QUEVAUCULLER PH. 1999. Improvement and soil reference materials. J. Environ. 

Monit. 1: 57–61. 

SPIAK Z., ROMANOWSKA M., RADOŁA J. 2003. Effects of dose and form of nitrogen on 

nikel uptake by maize. Part II. Content and uptake of nickel. Chemia i inżynieria ekologiczna 

10, 9: 667–673. 

WĘGLARZYK K. 2001. Skażenie gleb metalami ciężkimi za szczególnym uwzględnieniem 

niklu, Biuletyn Informacyjny Instytutu Zootechniki 39, 4: 84–88. 

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

i Zasobów Naturalnych 39: 40–59. 

WYSZKOWSKI M., WYSZKOWSKA J. 2005. Reakcje między aktywnością enzymatyczną 

gleby zanieczyszczonej niklem i kadmem a zawartością azotu i fosforu w łubinie żółtym. 

Zeszyty Problemowe Podstępów Nauk Rolniczych 505: 513–522. 

19


Jolanta Latosińska*, Jarosław Gawdzik* 

Mobilność metali ciężkich w komunalnych osadach 

ściekowych z przykładowych oczyszczalni ścieków 

Polski centralnej 

Mobility of heavy metals in municipal sewage sludge 

from different sewage treatment plants from central 

Poland 

Słowa kluczowe: osady ściekowe, metale ciężkie, ekstrakcja sekwencyjna, specjacja 

metali. 

Key words: sewage sludge, heavy metal, sequential extraction, metal speciation. 

Streszczenie 

W pracy przedstawiono wyniki badań mobilności metali ciężkich. Zastosowano metodykę 

proponowaną przez Community Bureau of Reference (BCR). Badano osady z pięciu 

komunalnych oczyszczalni ścieków Polski centralnej, różniących się przepustowością 

i sposobem stabilizacji osadów ściekowych. Wykazano, że metale ciężkie występowały 

głównie we frakcjach niemobilnych osadów nie mając istotnego znaczenia w aspekcie toksykologicznym. 

Nie wykazano wyraźnego wpływu przepustowości oczyszczalni ścieków 

na formy występowania metali ciężkich we frakcjach BCR. Wysunięto hipotezę, że formy 

miedzi w osadach ściekowych są cechą charakterystyczną tego pierwiastka. Udział procentowy 

cynku, ołowiu, kadmu, niklu, chromu we frakcjach BCR uzyskanych metodą ekstrakcji 

osadów ściekowych nie zależał istotnie od sposobu stabilizacji osadów. 

* Dr inż. Jolanta Latosińska, dr inż. Jarosław Gawdzik – Wydział Budownictwa i Inżynierii 

Środowiska, Katedra Inżynierii i Ochrony Środowiska, Zakład Gospodarki Odpadami, 

Politechnika Świętokrzyska, Al. Tysiąclecia Państwa Polskiego 7, 25-314 Kielce; tel.: 41 

342 45 71; e-mail: jlatosin@tu.kielce.pl; tel.: 41 342 45 71; e-mail: jgawdzik@tu.kielce.pl 

20

Mobilność metali ciężkich w komunalnych osadach ściekowych z przykładowych... 

Summary 

The article presents the results of heavy metal mobility research. The methodology used 

in the research was suggested by the Community Bureau of Reference (BCR). The examined 

sludge was supplied by five municipal sewage treatment plants of different capacity 

and methods of sewage sludge stabilization. It was proved that heavy metals were present 

mainly in immobile sludge fractions without any significance for a toxicological aspect. The 

capacity of sewage treatment plants did not demonstrate an explicit influence on the forms 

of heavy metals present in BCR fractions. A hypothesis was formulated that copper forms 

in sewage sludge are the characteristic feature of this chemical element. The percentage 

contribution of zinc, lead, cadmium, nickel and chromium in BCR fractions obtained using 

the method of sewage sludge extraction did not depend significantly on the method of 

sludge stabilization. 


W Polsce, podobnie jak w pozostałych krajach Unii Europejskiej, ilość powstających komunalnych 

osadów ściekowych zwiększa się [Fytili i in. 2008; Eurostat 2011]. Jedną z przyczyn 

tej sytuacji jest zaostrzenie wymogów jakości ścieków odprowadzanych do odbiorników 

wodnych [Council Directive 1991]. 

Zawartość substancji organicznych, nutrientów (N, P, K) i mikroelementów predysponuje 

osady ściekowe do przyrodniczego wykorzystania [Rogers 1996; Wang 1997]. Poza 

pożądanymi składnikami, istotnymi ze względu na rolnicze wykorzystanie, osady ściekowe 

zawierają substancje toksyczne, między innymi metale ciężkie. Metale ciężkie w ilościach 

śladowych są niezbędne do życia roślin i zwierząt, ale w większych stężeniach są toksyczne, 

rakotwórcze oraz biokumulują się w organizmach żywych [Krogmann i in. 1999]. 

Obecność metali ciężkich w osadach ściekowych, a zwłaszcza ich duże koncentracje, 

są wynikiem udziału w tych osadach ścieków przemysłowych (np.: garbarskich, lakierniczych 

i hutniczych) w ogólnej masie ścieków miejskich [Weiner, Matthews 2003]. Ponadto 

metale ciężkie pochodzą ze ścieków bytowych, spływów powierzchniowych oraz występują 

w ściekach w następstwie korozji przewodów kanalizacyjnych [Werther, Ogada 1999]. 

W osadach ściekowych metale ciężkie występują w postaci rozpuszczonej, wytrąconej, 

współstrąconej z tlenkami metali, zaadsorbowane lub zasocjowane na cząstkach resztek 

biologicznych. Mogą mieć formę tlenków, wodorotlenków, siarczków, siarczanów, fosforanów, 

krzemianów, organicznych połączeń w postaci kompleksów huminowych oraz związków 

z cukrami złożonymi [De la Guardia, Morales-Rubio 1996]. 

Znane chemiczne metody usuwania metali ciężkich z osadów ściekowych nie znalazły 

zastosowania ze względu na wysokie koszty, trudności operacyjne i niską efektywność 

21

Jolanta Latosińska, Jarosław Gawdzik 

[Ryu i in. 2003]. Metody mikrobiologiczne prowadzące do usunięcia metali ciężkich z osadu 

ściekowego i przejścia do odcieku są natomiast w fazie badań [Xiang i in. 2000]. 

Limity metali ciężkich w aspekcie zastosowania przyrodniczego osadów ściekowych 

reguluje w Polsce rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 lipca 2010 r. w sprawie komunalnych 

osadów ściekowych, zgodne z Council Directive of 12 June 1986 [1986] (tab. 1). 

Obowiązujące przepisy, podobnie jak projektowane zmiany od roku 2015 i 2025 [ENV/E.3/ 

LM] (tab.1.), dotyczą sumarycznej zawartości ołowiu, kadmu, rtęci, niklu, cynku, miedzi 

i chromu. Uogólnienie to nie służy pozyskaniu informacji o potencjalnym zagrożeniu środowiska 

gruntowo-wodnego emisją metali ciężkich, ponieważ biodostępność i toksyczność 

metali ciężkich zależy od ich formy występowania (tab. 2.). 

Tabela 1. Dopuszczalne udziały metali ciężkich w komunalnych osadach ściekowych przeznaczonych 

do stosowania przyrodniczego według obowiązujących normatywów 

i planowanych zmian 

Table 1. Admissible fractions for heavy metals in municipal sewage sludge designed for environmental 

use in accordance with current standards and planned changes 

Metal 

Dopuszczalne zawartości metali ciężkich w osadach ściekowych przeznaczonych do stosowania, 

mg/kg s.m. 

w nawozach 

organiczny 

wg Rozp. 

Min. Rol. 

i Rozw. Wsi 

(Dz. U. Nr 

119, poz. 

765, 2008) 

według 

1986/278/ 

EEC – obowiązujące 

w rolnictwie 

według NV/E.3/LM – 

proponowane zmiany 

2015 r. 2025 r. 

według rozp. Min. Środ. (Dz. U. Nr 137, 

poz. 924, 2010) 

w rolnictwie 

oraz do 

rekultywacji 

gruntów na 

cele rolne 

do rekultywacji 

terenów 

na cele 

nierolne 

przy dostosowaniu 

gruntów do 

określonych 

potrzeb* 

Pb 140 750–1200 500 200 750 1000 1500 

Cd 5 20–40 5 2 20 25 50 

Hg 2 16–25 5 2 16 20 25 

Ni 60 300–400 200 100 300 400 500 

Zn 

nienormowane 

2500–4000 2000 1500 2500 3500 5000 

Cu 

nienormowane 

1000–1750 800 600 1000 1200 2000 

Cr 100 – 800 600 500 1000 2500 

* Wynikających z planów gospodarki odpadami, planów zagospodarowania przestrzennego lub decyzji 

o warunkach i zagospodarowaniu terenu, do wprawy roślin przeznaczonych do produkcji kompostu, do 

uprawy roślin nieprzeznaczonych do spożycia i produkcji pasz. 

22


Tabela 2. Schemat ekstrakcji sekwencyjnej używanej do rozdzielnia próbek osadów [Chen i in. 

2008] 

Table 2. Sequential extraction schema used for the separation of sediment samples [Chen et 

al. 2008] 

Wersja rozszerzona [Kersten & 

Frakcja/forma występowania 

Wersja EC/BCR 

Forstner, 1986] 

Jony wymienialne 1mol/l CH 3 

COONH 4 Do 0.5 g osadu należy dodać 

Metale związane z węglanami 

CH Wytrząsać 16h 

1mol/l CH 20ml CH 3 

COOH 0,11mol/l. 

3 

COONa, pH=5 w/ 

3 

COOH 

Frakcje łatwo redukowalne 

(np. tlenki Mn) 

Frakcje średnio redukowalne 

(np. tlenki Fe) 

Siarczki/ Frakcja organiczna 

0,01 mol/l NH 2 

OH HCl w/ 0,01 

mol/l HNO 3 

0,1 mol/l buforu szczawio- wego 

pH=3 

30% H 2 

O 2 

pH=2/ 0,02 mol/l HNO 3 

ekstrakcja za pomocą 1mol/l 

CH 3 

COONH 4 

, 6% HNO 3 

Do pozostałości z powyższego 

należy dodać: 20ml NH 2 

OH . HCl 

o stęż. 0,1mol/l HNO 3 

(pH =2) 

Wytrząsać 16h 

10 ml H 2 

O 2 

8,8 mol/l (x2); 50ml 

CH 3 

COONH 4 

o stęż. 1 mol/l 

Wytrząsać 16h 

Frakcja rezydualna gorące, stężone HNO 3 

HNO 3 

+ HCl 

Stosowane techniki analityczne umożliwiają określenie stężenia form mobilnych metali 

ciężkich [Dahlin i in. 2002]. Do badania osadów ściekowych powszechnie stosowana jest następująca 

procedura Community Bureau of Reference (BCR) [Alvarez i in. 2002; Pitt i in. 1999]: 

1) Etap I: ekstrakcja CH 3 

COOH – mająca na celu zidentyfikowanie i pomiar zawartości 

metali przyswajalnych i związanych z węglanami (frakcja I); 

2) Etap II: ekstrakcja NH 2 

OH·HCl – w celu zidentyfikowania i pomiaru zawartości metali 

związanych z amorficznymi tlenkami żelaza i manganu (frakcja II); 

3) Etap III: ekstrakcja H 2 

O 2 

/CH 3 

COONH 4 

– w celu zidentyfikowania i pomiaru zawartości 

frakcji metaloorganicznej i siarczkowej (frakcja III); 

4) Etap IV: mineralizacja frakcji rezydualnej mieszaniną stężonych kwasów (HCl, HNO 3 

) – 

w celu zidentyfikowania i pomiaru zawartości metali związanych z krzemianami (frakcja IV). 

2. Cel, materiały i metody badań 

Celem przeprowadzonych badań była ocena mobilności metali ciężkich w osadach 

ściekowych z wybranych oczyszczalni ścieków, różniących się przepustowością i sposobem 

stabilizacji osadów ściekowych. 

Przygotowanie próbek. Do badań wykorzystano komunalne osady ściekowe pobrane 

zgodnie z PN-EN ISO 5667-13:2004 z pięciu komunalnych oczyszczalni ścieków zlokalizowanych 

w Polsce Centralnej (tab. 3). 

23


Tabela 3. Osady ściekowe pobrane z oczyszczalni ścieków komunalnych 

Table 3. Municipal sludge collected from municipal wastewater treatment plants 

Oznaczenie 

próby 

Nazwa miejscowości 

Typ oczyszczalni 

ścieków 

Równoważna 

liczba mieszkańców, 

RLM 

Sposób stabilizacji 

osadów 

Sposób wykorzystania 

osadów 

S1 

Kostomłoty- 

-Laskowa 

mechaniczno- 

-biologiczna 

SBR 

3000 

tlenowa mezofilna 

stabilizacja osadów 

rekultywacja 

gruntów 

S2 

Strawczyn 

mechaniczno- 

-biologiczna 

6800 

tlenowa mezofilna 

stabilizacja osadów 

rekultywacja gruntów 

bezglebowych 

S3 

Busko-Siesławice 

mechaniczno- 

-biologiczna 

30 500 

tlenowa stabilizacja 

osadów 

rekultywacja 

gruntów 

S4 

Skarżysko- 

-Kamienna 

mechaniczno- 

-biologiczna 

50 000 

fermentacja 

w WKFz 

warstwy izolacyjne 

na składowisku 

S5 

Sitkówka- 

-Nowiny 

mechaniczno- 

-biologiczna 

275 000 

fermentacja 

w WKFz 

rekultywacja 

gruntów 

Ekstrakcja sekwencyjna. Badania przeprowadzono według czterostopniowej ekstrakcji 

sekwencyjnej BCR [Alvarez i in. 2002; Pitt i in. 1999], wprowadzając zmianę w sposobie 

mineralizacji frakcji rezydualnej tj. zastosowano mineralizację z udziałem wody królewskiej 

[EN ISO 15587:2002.]. Kolejność wykonywania ekstrakcji sekwencyjnej przedstawiono na 

rysunku 1. 

Zawartość metali ciężkich w uzyskanych ekstraktach oznaczono zgodnie z ISO 

9001:2000 na spektrofotometrze absorpcji atomowej Perkin-Elmer 3100 FAAS-BG (impact 

bead). Każde oznaczenie powtórzono czterokrotnie. 

3. Dyskusja wyników badań 

Całkowite stężenie metali ciężkich w badanych osadach ściekowych przedstawiono 

w tabeli 4. 

Tabela 4. Sumaryczna zawartość frakcji metali ciężkich (I+II+III+IV) w badanych osadach ściekowych 

Table. 4. Total (I+II+III+IV) concentration of heavy metals in sewage sludge 

Próbka 

Metale ciężkie, mg/kg s.m. 

Cu Ni Cr Pb Cd Zn 

S1 9,30 5,72 28,35 275,20 7,32 596,02 

S2 79,44 4,78 28,94 67,95 9,48 1246,00 

S3 78,83 1,31 35,24 322,40 16,71 840,70 

S4 21,80 28,50 2759,81 31,26 12,13 5351,14 

S5 83,48 51,85 238,50 67,74 5,61 1315,00 

24

mineralizacji frakcji rezydualnej tj. zastosowano mineralizację z udziałem wody królewskiej 

[en iso 15587:2002.]. Kolejność wykonywania ekstrakcji sekwencyjnej przedstawiono na 


rysunku 1. 

PRÓBKA OSADÓW ŚCIEKOWYCH 

(2 gramy w stanie powietrzno-suchym) 

OSADY 

ŚCIEKOWE 

eKstraKcJa metaLi WymieniaLnych i/LuB 

ZWIĄZANYCH Z WĘGLANAMI – Frakcja i 

Przeniesienie osadów ściekowych do probówki wirnikowej o pojemności 100 cm 3 . 

dodanie 40 cm 3 (0,11mol/dm 3 ) roztworu kwasu octowego. Wytrząsanie 16 h 

w temperaturze pokojowej. oddzielenie ekstraktu od osadów ściekowych przez 

wirowanie (4000 obr/min). 

OSADY 

ŚCIEKOWE 

eKstraKcJa FraKcJi reduKoWaLnych – Frakcja ii 

Przemycie osadów ściekowych 20 cm 3 wody destylowanej (wytrząsanie i wirowanie; 

dodanie do eluatu z frakcji i). dodanie do osadów ściekowych 40 cm 3 0,1-molowego 

roztworu chlorowodorku hydroksyloaminy o ph = 2. Korekta ph kwasem azotowym. 

Postępowanie jak w pierwszym stopniu ekstrakcji (wytrząsanie i wirowanie). 

OSADY 

ŚCIEKOWE 

eKstraKcJa FraKcJi utLeniaLnych – Frakcja iii 

Przeniesienie ilościowo osadów ściekowych do parownicy, dodanie 10 cm 3 30 

procentowego nadtlenku wodoru. ogrzewanie parownicy w łaźni wodnej przez 1 h, w 

temperaturze 85C. Powtórzenie czynności, dodając do osadu ściekowego 10 cm 3 8,8- 

molowego roztworu nadtlenku wodoru. Wystudzenie próbki osadu ściekowego i 

przeniesienie do probówek wirnikowych, po czym dodanie 50 cm 3 roztworu octanu 

amonu (1mol/dm 3 , pH=2). Wytrząsanie 16 h. 

IDENTYFIKACJA ZAWARTOŚCI FRAKCJI REZYDUALNEJ – Frakcja iV 

Przemycie osadów ściekowych i wysuszenie do stałej masy. Do kolby stożkowej o objętości 300 cm 3 

zawierającej 0,5 g osadów ściekowych dodanie 30 cm 3 stężonego hcl i 10 cm 3 stężonego HNO 3 . 

Ogrzanie zawartości kolby przez 30 minut następnie odparowanie do sucha. Po ochłodzeniu dodanie 

25 cm 3 HCl (1+5), przeniesienie do kolby miarowej i uzupełnienie wodą destylowaną do 50 cm 3 , 

wymieszanie i przesączenie zawartość kolby do suchego naczynia. 

Rys. 1. Schemat zastosowanej ekstrakcji sekwencyjnej osadów ściekowych 

Fig. 1. Used scheme of the sequential extraction of sewage sludge 

6 

Poziomy metali ciężkich w osadach ściekowych S1-S3 i S5 nie przekroczyły dopuszczalnych 

limitów obowiązujących w Polsce w odniesieniu do osadów przeznaczonych 

do wykorzystania przyrodniczego, w tym rolniczego (tab. 1 i 4). Osadów ściekowych S4 

nie można stosować w rolnictwie z powodu przekroczonych dopuszczalnych ilości chromu 

i cynku. 

25


Wprowadzenie proponowanych zmian limitów metali ciężkich (tab.1.) wykluczy wykorzystanie 

rolnicze osadów ściekowych S1, S2, S3, S4 i S5. Osady ściekowe w tym wypadku 

zawierają ponadnormatywną ilość kadmu (S1, S2, S3, S4 i S5) oraz cynku (S2 i S3). 

Przeprowadzona analiza sekwencyjna wykazała, że w osadach ściekowych są obecne 

różne formy metali ciężkich. Uzyskane wyniki badań specjacji metali ciężkich w osadach 

ściekowych przedstawiono na rysunkach 2 – 6 oraz w tabeli 5. 

Rys. 2. Mobilność metali ciężkich w osadach ściekowych z OŚ Kostomłoty-Laskowa (S1) 

Fig. 2. Speciation of heavy metals in sewage sludge from wastewater treatment plant in 

Kostomłoty-Laskowa (S1) 

Rys. 3. Mobilność metali ciężkich w osadach ściekowych z OŚ Strawczyn (S2) 

Fig. 3. Speciation of heavy metals in sewage sludge from wastewater treatment plant in Strawczyn 

(S2) 

26


Rys. 4. Mobilność metali ciężkich w osadach ściekowych z OŚ Busko-Siesławice (S3) 

Fig. 4. Speciation of heavy metals in sewage sludge from wastewater treatment plant in Busko- 

-Siesławice (S3) 

Rys. 5. Mobilność metali ciężkich w osadach ściekowych z OŚ Skarżysko-Kamienna (S4) 

Fig. 5. Speciation of heavy metals in sewage sludge from wastewater treatment plant in 

Skarżysko-Kamienna (S4) 

27


Rys. 6. Mobilność metali ciężkich w osadach ściekowych z OŚ Sitkówka-Nowiny (S5) 

Fig. 6. Speciation of heavy metals in sewage sludge from wastewater treatment plant in Sitkówka-Nowiny 

(S5) 

Tabela 5. Wyniki analizy statystycznej dla frakcji metali ciężkich w badanych osadach ściekowych 

Table 5. Statistical results of each fraction of heavy metals in samples of sewage sludge 

Mobilność 

Metal ciężki, mg/kg s.m. 

Cu Cr Cd Ni Pb Zn 

Kostomłoty-Laskowa (S1) 

Frakcja I 0,33±0,03 19,98±0,98 4,67±0,37 1,08±0,11 0,00±0,01 111,47±9,31 

Frakcja II 0,00±0,01 3,22±0,15 0,89±0,04 0,33±0,05 0,00±0,01 109,72±9,12 

Frakcja III 6,72±0,55 1,48±0,09 1,49±0,09 1,41±0,18 0,00±0,01 143,36±9,59 

Frakcja IV 2,25±0,12 3,67±0,44 0,27±0,03 2,9±0,19 275,15±9,45 231,47±7,14 

Strawczyn (S2) 

Frakcja I 1,51±0,12 0,32±0,12 0,00±0,10 1,34±0,22 0,00±0,20 211,12±2,00 

Frakcja II 0,00±0,10 0,00±0,10 0,23±0,14 1,43±0,23 0,00±0,20 56,31±0,41 

Frakcja III 49,22±0,21 9,11±0,14 0,41±0,13 0,00±0,10 0,11±0,21 195,22±1,81 

Frakcja IV 28,71±0,13 19,51±0,21 8,84±0,21 2,01±0,24 67,84±0,92 783,33±5,24 

Busko-Siesławice (S3) 

Frakcja I 0,7±0,29 0,63±0,25 0,38±0,09 0,00±0,01 0,00±0,01 152,60±0,67 

Frakcja II 1,0±0,07 0,69±0,04 0,64±0,08 0,0±0,01 0,35±0,23 75,79±2,55 

Frakcja III 57,4±1,05 7,28±0,73 0,94±0,11 0,00±0,01 0,00±0,01 151,47±1,52 

Frakcja IV 20,73±0,73 26,64±0,72 14,75±0,82 1,31±0,28 322,05±9,43 460,79±1,32 

Skarżysko-Kamienna (S4) 

Frakcja I 0,00±0,01 4,99±0,42 0,3±0,08 4,50±0,11 0,70±0,22 152,87±0,73 

Frakcja II 0,00±0,01 2,32±0,11 0,7±0,18 0,99±0,08 0,96±0,23 144,52±0,22 

Frakcja III 9,49±2,66 1283,75±11,92 1,14±0,25 14,08±0,27 0,00±0,01 537,50±23,58 

Frakcja IV 12,31±1,90 1468,75±46,82 9,99±1,72 8,93±0,08 29,6±7,83 4516,25±90,92 

Sitkówka-Nowiny (S5) 

Frakcja I 0,79±0,11 5,32±0,61 0,26±0,07 1,31±0,17 3,55±0,12 144,05±15,97 

Frakcja II 0,00±0,01 2,83±0,38 0,54±0,07 0,00±0,01 4,00±0,36 98,29±10,33 

Frakcja III 60,93±1,45 93,84±1,73 2,53±0,05 1,35±0,32 3,40±0,18 832,56±24,55 

Frakcja IV 21,74±0,62 136,51±9,50 2,27±0,15 49,19±5,11 56,79±3,67 240,47±24,36 

Objaśnienie: ± odchylenie standardowe. 

28


Właściwości nawozowe badanych osadów ściekowych przedstawiono w tabeli 6. 

Tabela 6. Właściwości nawozowe badanych osadów ściekowych (S1–S5) 

Table 6. Agronomic parameters of municipal sludge (S1–S5) 

Próbka pH Całkowity N, % Całkowity P, % Całkowity K, % OWO, % 

S1 6,5 1,1 3,6 0,33 39,7 

S2 6,6 1,6 3,1 0,42 36,9 

S3 6,8 1,7 5,7 0,44 32,7 

S4 6,9 1,8 1,7 0,10 30,6 

S5 6,9 1,9 2,4 0,75 23,7 

Miedź. Wszystkie badane osady ściekowe charakteryzowała bardzo mała zawartość 

frakcji mobilnych miedzi (frakcje I–II) w porównaniu z frakcjami niemobilnymi (frakcje III– 

IV), tj. poniżej 5% (rys. 1–5). Miedź związana z materią organiczną (FIII) w osadach ściekowych 

wystąpiła w ilości od 40 do 72%. Frakcje (FIII) miedzi są czasowo niemobline, 

ponieważ zachowanie miedzi jest uzależnione od przebiegającej mineralizacji w gruncie. 

Frakcja niemobilna (FIV) miedzi stanowiła od 22 do 55% ogólnej ilości miedzi. Podobny 

udział poszczególnych frakcji miedzi w osadach ściekowych uzyskał [Chen i in. 2008]. Nasuwa 

się wniosek, że formy miedzi w osadach ściekowych są cechą charakterystyczną 

tego pierwiastka. 

Nikiel. Analizowane próbki cechowało zróżnicowane stężenie niklu (1,31 – 51,85 mg/kg 

s.m.). Przeważającą frakcją niklu była frakcja niemobilna (FIV), która stanowiła od 95 do 

100%, i frakcja czasowo niemobilna (FIII) stanowiąca 49%. Wyjątkiem są osady ściekowe 

pochodzące z oczyszczalni ścieków Strawczyn, dla których sumaryczna mobilość niklu 

(FI + FII) przekracza 57%. 

Chrom. Stężenie chromu w badanych osadach było bardzo zróżnicowane (28,35 – 

2759,81 mg/kg s.m.). W osadach S2, S3, S4 i S5 przeważała frakcja FIV, a w osadach S1 

– frakcja FI, tj. chrom mobilny. W osadach S4 nie odnotowano frakcji FI i FII. 

Ołów. Ołów w osadach S1 wystąpił wyłącznie w formie frakcji niemobilnej FIV. W osadach 

S2 i S3 udział ołowiu we frakcji FIV był również bardzo duży – 99,9%. Należy podkreślić, 

że zawartość 0,1% Pb w S2 związana była jedynie z frakcją FIII. Według [Chen i in. 

2008] wysoka immobilizacja ołowiu w osadach ściekowych wynika z występowania ołowiu 

w osadach w formie nierozpuszczalnych soli. Ponadto czynnikiem limitującym bioaktywność 

ołowiu w osadach ściekowych jest glebowa substancja organiczna [Strawn, Sparks 

2000]. W osadach S2, S4, S5 duży udział miała także frakcja rezydualna (FIV) chromu – 

od 67,5 do 95,6%. 

Kadm. Stężenie całkowite kadmu we wszystkich osadach ściekowych było na podobnym 

poziomie. Frakcja niemobilna (FIV) kadmu dominowała w osadach S2, S3, S4 (88% 

29


– 93,6%). Najwięcej niemobilnej czasowo (FIII) frakcji kadmu zawierał osad S5. Osady S1 

natomiast cechowała dominacja frakcji kadmu przyswajalnych i związanych z węglanami 

(FI) – 63,8%. Odmienny udział frakcji kadmu wystąpił w osadach S5, gdzie przeważały 

frakcje niemobilne FIII i FIV. 

Cynk. Zawartość cynku w badanych osadach ściekowych cechowało największe zróżnicowanie 

(596,02 – 5351,14 mg/kg s.m.). W osadzie S1, S2, S3 i S4 największy udział miała 

frakcja niemobilna FIV (38,8; 63%; 54%; 84%). Frakcja niemobilna czasowo (FIII) stanowiła 

największy udział procentowy w osadzie S5 (63%). 

4. Wnioski 

1. Wartość sumaryczna zawartości pierwiastka w osadzie nie jest jednoznaczna z możliwością 

uwolnienia tego pierwiastka do środowiska glebowo-wodnego. Bardzo ważna 

bowiem jest jego forma występowania. Zastosowanie analizy specjacyjnej metali ciężkich 

pozwoliło na procentowe określenie zawartości form rozpuszczalnych w wodzie, 

w stosunku do sumarycznej zawartość. Informacja ta jest pomocna przy ocenie zdolności 

migracji metali z osadów ściekowych do środowiska gruntowo-wodnego. 

2. Dla badanych metali procentowy udział poszczególnych frakcji metali ciężkich w osadach 

ściekowych nie zależał wyraźnie od sposobu stabilizacji osadów. 

3. Otrzymane wyniki pozwalają stwierdzić, że udział frakcji mobilnych (frakcja I i II) metali 

ciężkich w osadach ściekowych jest niewielki. Wyjątkiem jest duża mobilność 

chromu i kadmu w osadach ściekowych z oczyszczalni ścieków w miejscowości Kostomłoty-Laskowa 

(S1) oraz niklu dla oczyszczalni ścieków w Strawczynie. 

4. Potwierdzono, że sumaryczna zawartość metali ciężkich w osadzie ściekowym nie 

jest jednoznaczna z możliwością ich uwolnienia do środowiska gruntowo-wodnego. 

Bardzo ważna jest forma ich występowania, co wykazano przez analizę mobilności. 

5. Uwzględnienie frakcji metali ciężkich w normatywach regulujących przyrodnicze wykorzystanie 

osadów ściekowych pozwoliłoby na wykorzystanie badanych osadów 

ściekowych z oczyszczalni w Skarżysku-Kamiennej na cele nierolne. Wykorzystane 

zostałyby zatem właściwości nawozowe osadów ściekowych. 


‘Alvarez E.A., Mochón M.C., Jiménze Sánchez J.C., Rodríguez M.T. 2002. Heavy 

metal extractable forms in sludge form wastewater treatment plants. Chemosphere 

47: 765–775. 

Chen M., Li X., Yang Q., Zeng G., Zhang Y., Liao D., Liu J., Hu J., Guo L. 2008. Total 

concentration and speciation of heavy metals in sewage sludge from Changasha, 

30


Zhuzhou and Xiangtan in middle – south region of China. Journal of Hazardous Materials. 

160: 324–329. 

Council Directive of 21 March 1991 concerning urban wastewater treatment, 91/271/EEC. 

Council Directive of 12 June 1986 on the protection of the environment, and in particular 

of the soil, when sewage sludge is used in agriculture, 86/278/EEC. 

Dahlin C.L., Williamson C.A., Collins W.K., Dahlin D.C. 2002. Sequential extraction 

versus comprehensive characterization of heavy metal species in brownfield soils. 

Environmental Forensics 3: 191–201. 

DE La Guardia M., Morales-Rubio A. 1996. Modern strategies for the rapid determination 

of metals in sewage sludge. Trends in Analytical Chemistry 15, 8:311–318. 

Eurostat 2011 http://ec.europa.eu.eurostat. 

Fytili D., Zabaniotou A. 2008. Utilization of sewage sludge in UE application of old and 

new methods – A review. Renewable and Sustainable Energy Reviews 12: 116–140. 

Krogmann U., Boyles L.S., Bamka W.J., Chaiprapat S., Martel C.J. 1999. Biosolids 

and sludge management. Water Environ. Res. 71, 5: 692–714. 

Pitt R., Clark S., Field R. 1999. Groundwater contamination potential from stormwater 

infiltration practices. Urban Water 1: 217–236. 

Rogers H.R. 1996. Sources, behaviour and fate of organic contaminants during sewage 

treatment and in sewage sludge. The Science of the Total Environment 185: 

3–26. 

Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 18 czerwca 2008 roku 

w sprawie wykonania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawożeniu. 

Dz. U. Nr 119, poz. 765. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 lipca 2010 roku w sprawie komunalnych 

osadów ściekowych. Dz. U. 2010, Nr 137, poz. 924. 

Ryu H.W., Moon H.S., Lee E.Y., Cho K.S., Choi H. 2003. Leaching characteristics of 

heavy metals from sewage sludge by Acidithiobacillus thiooxidans MET. Journal of Environmental 

Quality 32: 751–759. 

Strawn D.G., Sparks D.L. 2000. Effects of soil organic matter on the kinetics and mechanisms 

of Pb (II) sorption and desorption in soil. Soil Sci. Am. J. 64: 144–156. 

The quality of water-Collection of samples-Part 13: Procedure guidelines concerning 

the collection of sludge samples from sewage treatment plants and water purification 

plants. PN-EN ISO 5667–13: 2004. 

Wang M.J. 1997. Land application of sewage sludge in China. The Science of the Total 

Environment 197: 149–160. 

Water quality. Digestion for the determination of selected elements in water. Part 1: 

Aqua regia digestion. EN ISO 15587:2002. 

Weiner R.F., Matthews R.A. 2003. Environmental Engineering. Elsevier Science. Burlington. 

31


Werther J., Ogada T. 1999. Sewage sludge combustion. Progress in Energy and Combustion 

Science 25: 55–116. 

Working document on sludge. 3 rd Draft. EC DG XI, ENV/E.3/LM, 2000. 

Xiang L., Chan L.C., Wong J.W.C. 2000. Removal of heavy metals from anaerobically 

digested sewage sludge by isolated indigenous iron-oxidizing bacteria. Chemosphere 

41: 283–287. 

32


Ewa Szyprowska*, Aleksandra Nechay* 

Charakterystyka osadów powstających w procesie 

oczyszczania ścieków opadowych ze zlewni stacji 

benzynowych aglomeracji warszawskiej 

Characteristics of the sludge produced in rainwater 

from the catchment of petrol stations in the Warsaw 

agglomeration 

Słowa kluczowe: zaolejone osady (szlamy), skład fizyczno-chemiczny osadów, substancje 

ropopochodne, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), polichlorowane 

bifenyle (PCB), analiza granulometryczna osadów. 

Key words: Oily sludge, physical-chemical composition of sediments, petroleum substances, 

polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), polychlorinated, granulometric analysis of 

sediments. 

Streszczenie 

W wyniku procesów sedymentacji i flotacji w urządzeniach oczyszczających ścieki opadowe 

gromadzą się substancje ropopochodne oraz zaolejone osady. Odpady te są zaliczane do 

niebezpiecznych. W niniejszym artykule podano wyniki badań dotyczące składu fizyczno- 

-chemicznego i granulometrycznego osadów powstających w urządzeniach do oczyszczania 

ścieków opadowych odprowadzanych ze stacji benzynowych aglomeracji warszawskiej. 

Summary 

As a result of sedimentation and flotation devices, waste water purification precipitation 

accumulated petroleum substances and oily sludge as an unwanted by-products. These 

wastes are classified as hazardous. This paper presents the results of studies on the physi- 

* Mgr Ewa Szyprowska, mgr inż. Aleksandra Nechay – Zakład Technologii Ścieków i Biologii 

Sanitarnej, Instytut Ochrony Środowiska - Państwowy Instytut Badawczy, ul. Kolektorska 

4, 01-692 Warszawa; tel.: 22 833 42 41 w. 22; e-mail: ewasz@ios.edu.pl 

33

Ewa Szyprowska, Aleksandra Nechay 

cal and chemical composition and size distribution of sludge arising from wastewater treatment 

facilities discharging rainwater from the catchment of petrol stations in the Warsaw 

agglomeration. 

1. Wprowadzenie 

W ciągu ostatnich 25 lat w Polsce nastąpił przyspieszony rozwój motoryzacji, który 

spowodował budowę wielu stacji benzynowych wraz z niewielkimi parkingami. Powierzchnie 

stacji benzynowych i parkingów są utwardzane asfaltem, betonem lub kostką brukową. 

Tereny te są zanieczyszczone przede wszystkim piaskiem i substancjami ropopochodnymi, 

tj. benzynami, olejami napędowymi, olejami smarowymi, olejami mineralnymi, smarami 

syntetycznymi i półsyntetycznymi, płynami hamulcowymi oraz produktami spalania oleju 

napędowego i zużytymi substancjami smarowymi. 

Zużyte oleje oraz spalone składniki oleju smarowego zawierają w swym składzie wielopierścieniowe 

węglowodory aromatyczne (WWA) i polichlorowane bifenyle (PCB). Substancje 

te, w różnych stężeniach, mogą zanieczyszczać powierzchnię zlewni stacji benzynowych, 

które w czasie opadu są zmywane z naniesionym piachem, powodując powstawanie 

zaolejonych ścieków. 

Stopień trudności oczyszczania ścieków zaolejonych wynika z różnorodności olejów, 

stopnia ich dyspersji, charakteru emulsji i wielu innych czynników. Dlatego nie ma uniwersalnych 

systemów odolejających. Stosowane metody i urządzenia dobiera się do ściśle 

określonych warunków zlewni odwadnianej. Z tego powodu podczyszczanie ścieków opadowych 

prowadzi się najczęściej z zastosowaniem kilku procesów, takich jak sedymentacja 

i flotacja, filtracja, adsorpcja, koalescencja itp. [Anielak 2000]. 

Do oddzielania zawiesin oraz substancji olejowych (ropopochodnych), zawartych 

w ściekach opadowych odprowadzanych z parkingów, stacji benzynowych i dróg, stosowane 

są w określonych warunkach oczyszczalnie mechaniczne, stanowiące urządzenia 

sedymentacyjno-flotacyjne [Sawicka-Siarkiewicz 2005]. 

W wyniku procesów sedymentacji i flotacji w urządzeniach oczyszczających gromadzą 

się substancje ropopochodne oraz zaolejone osady, jako niepożądane produkty 

uboczne. Odpady te są zaliczane do niebezpiecznych. Według klasyfikacji odpadów zawartej 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 27 września 2001 r. w sprawie katalogu 

odpadów [Dz. U. Nr 112, poz. 1206] odpady gromadzone w osadnikach (piaskownikach) 

i separatorach w postaci szlamów i mieszaniny olejów oznaczone są kodem 13.05.01 do 

13.05.08. 

W kraju konserwacją urządzeń oczyszczających ścieki opadowe, wybieraniem, wywozem 

i unieszkodliwianiem powstających odpadów, mogą zajmować się wyłącznie zakłady 

specjalistyczne. Wszystkie czynności związane z wybieraniem, transportem i unieszkodliwianiem 

szlamów zaolejonych oraz emulsji wodno-olejowych muszą być zgodne z warun- 

34

Charakterystyka osadów powstających w procesie oczyszczania ścieków opadowych... 

kami określonymi w odpowiednich przepisach, dotyczących materiałów niebezpiecznych. 

W niniejszym artykule podano wstępne wyniki badań dotyczące składu fizyczno-chemicznego 

i granulometrycznego osadów (odpadów), powstających w urządzeniach do 

oczyszczania ścieków opadowych, zlokalizowanych na terenie stacji benzynowych aglomeracji 

warszawskiej. Wyniki badań są niezbędne do określenia sposobu utylizacji i zagospodarowania 

powstających odpadów. Istniejące obecnie sposoby utylizacji nie pokrywają 

wciąż rosnących potrzeb w tym zakresie. 

2. Obiekty badań 

Obiektami badań były losowo wybrane 4 stacje paliw z miejscami parkingowymi, o różnej 

powierzchni, różnej liczbie stanowisk z dystrybutorami paliw, położone na obszarze 

aglomeracji warszawskiej. Wszystkie stacje paliw posiadały urządzenia do oczyszczania 

ścieków opadowych, z których do badań pobrano próbki osadów (szlamów) po wypompowaniu 

cieczy nadosadowej. Były to następujące obiekty: 

●● 

obiekt 1 – teren stacji benzynowej o powierzchni 4000 m 2 , z 8 miejscami parkingowymi, 

utwardzony kostką brukową; stacja wyposażona jest w 6 stanowisk z dystrybutorami 

paliwa; ścieki deszczowe z terenu stacji benzynowej są oczyszczane w separatorze 

koalescencyjnym, po podczyszczeniu w osadniku; do badań pobrano próbkę 

osadu z osadnika o pojemności 6 m 3 ; osad stanowił około 10 % pojemności osadnika; 

osadnik jest czyszczony dwa razy w ciągu roku; 

●● 

obiekt 2 – teren stacji benzynowej o powierzchni 2200 m 2 , utwardzony kostką brukową, 

z 7 miejscami parkingowymi; stacja wyposażona jest w 8 stanowisk z dystrybutorami 

paliwa, ścieki deszczowe z terenu stacji benzynowej są oczyszczane w separatorze 

koalescencyjnym zintegrowanym z osadnikiem; do badań pobrano próbkę osadu z komory 

osadnika o pojemności 16 m 3 ; osad stanowił około 15 % pojemności osadnika; 

osadnik jest czyszczony dwa razy w ciągu roku; 

●● 

obiekt 3 – teren stacji benzynowej o powierzchni 4600 m 2 jest utwardzony kostką brukową, 

z 8 miejscami parkingowymi; na terenie stacji znajduje się 6 stanowisk z dystrybutorami 

paliwa oraz jeden dystrybutor oleju napędowego; ścieki deszczowe z terenu 

stacji benzynowej są oczyszczane w separatorze z wkładem koalescencyjnym zintegrowanym 

z osadnikiem, urządzenie to nie posiada przegrody oddzielającej część 

osadową od separatora koalescencyjnego; próbkę do badań pobrano z dna separatora 

(brak wydzielonej komory) o pojemności 2,8 m 3 ; po wypompowaniu cieczy nadosadowej 

osad stanowił około 15 % pojemności urządzenia; separator czyszczony jest 

dwa razy w ciągu roku; 

●● 

obiekt 4 – teren stacji benzynowej o powierzchni 8200 m 2 , utwardzony kostką brukową 

z 12 miejscami parkingowymi; stacja jest wyposażona w 8 stanowisk z dystrybu- 

35


torami paliwa, oraz jeden dystrybutor oleju napędowego; ścieki deszczowe z terenu 

stacji benzynowej są oczyszczane w urządzeniu sedymentacyjno-flotacyjnym typu 

TOS (separator starego typu) o pojemności 46 m 3 , z wydzielonymi czterema komorami; 

próbkę do badań pobrano z dwóch pierwszych komór po wypompowaniu cieczy 

nadosadowej, w pozostałych komorach nie stwierdzono obecności osadu; czyszczenie 

separatora odbywa się raz w roku. 

3. Metody badań 

Badania fizyczno-chemiczne pobranych próbek wykonano następującymi metodami 

akredytowanymi i podanymi w Polskich Normach: 

● wartość pH – metodą elektrometryczną PN-EN – 12176:2002; 

● sucha masa – metodą wagową PN-EN – 14346:2007; 

● strata po prażeniu – metodą wagową PN-EN 15169:2007; 

● pozostałość po prażeniu – metodą wagową PN-EN 15169:2007; 

● węglowodory (to głównie związki niepolarne o długim łańcuchu lub rozgałęzione alifatyczne 

alicykliczne wielopierścieniowe lub alkilowo podstawione węglowodory aromatyczne) 

– metodą grawimetryczną PN-EN-14345:2008; 

● WWA – wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne – metodą HPCL, BL-PB-14; 

● PCB – polichlorowanre bifenyle – metodą chromatografii gazowej, BL- PB-15; 

● cynk – po mineralizacji – metodą ICP-AES, BL-PB-11; 

● ołów – po mineralizacji – metodą ICP-AES, BL-PB-11; 

● analiza granulometryczna piasku – metodą sitową BN-65/6728-01. 

4. Wyniki badań 

4.1. Wyniki badań fizyczno-chemicznych 

W badanych osadach oznaczono pH, suchą masę i pozostałość po prażeniu. Skład 

substancji ropopochodnych ograniczono do oznaczenia ogólnej ilości węglowodorów, 

z której wyodrębniono 13 związków wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych 

(WWA). Ponadto oznaczono zawartość cynku i ołowiu oraz polichlorowanych bifenyli (PCB). 

Wyniki badań osadów powstających w procesie oczyszczania ścieków opadowych ze zlewni 

stacji benzynowych podano w tabelach 1, 2 i 3. 

36


Tabela 1. Fizyczno – chemiczne wyniki badań osadów pobranych z urządzeń do oczyszczania 

ścieków opadowych z terenów stacji benzynowych 

Table 1. Physicochemical studies of sediments collected from sewage treatment facilities rainwater 

from the area of petrol stations 

Wskaźnik Jednostka Obiekt 1 Obiekt 2 Obiekt 3 Obiekt 4 

Wartość pH – 7,0 7,5 7,4 7,4 

Sucha masa % 79,5 52,2 34,4 6,34 

Pozostałość po prażeniu % s.m. 97,3 88,6 77,5 94,4 

Strata po prażeniu % s.m. 2,7 11,4 22,5 4,6 

Węglowodory (ropopochodne) mg/kg s.m. 15000 11000 28000 9400 

Suma WWA mg/kg s.m. 17,86 36,78 9,39 38,97 

Suma PCB mg/kg s.m. 0,68 0,32 1,43 0,65 

Cynk 

Ołów 

Analiza granulometryczna – 

średnica frakcji w mm: 

2 

mg Zn/kg s.m. 

mg Pb/kg s.m. 

% 

953 

83 

0,83 

3,71 

7,32 

17,42 

10,20 

17,56 

11,95 

17,00 

2,25 

4,91 

2,79 

4,04 

859 

71 

13,54 

18,22 

17,78 

29,36 

8,10 

8,03 

3,21 

1,42 

0,17 

0,18 

– 

– 

1195 

120 

7,78 

17,80 

39,45 

23,55 

3,23 

7,30 

0,43 

0,46 

– 

– 

– 

– 

1048 

95 

9,20 

2,88 

15,79 

25,41 

13,45 

14,42 

5,75 

7,65 

0,75 

1,94 

1,40 

1,36 

Tabela 2. Zawartości związków wchodzących w skład wielopierścieniowych węglowodorów 

aromatycznych (WWA) oznaczonych w osadach powstających w urządzeniach do 

oczyszczania ścieków opadowych pobranych z terenu stacji benzynowych 

Table 2. Content of compounds comprising the polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) identified 

in sediments formed in wastewater treatment facilities for rainwater collected from 

the area of petrol stations 

Związki wchodzące w skład WWA 

Obiekt 1 Obiekt 2 Obiekt 3 Obiekt 4 

mg/kg s.m. 

Fluoren 0,18 1,04 0,08 0,21 

Fenantren 2,76 11,53 1,46 2,70 

Antracen 0,49 0,53 0,06 1,06 

Fluoranten 3,08 3,66 1,12 9,67 

Piren 3,44 4,92 2,41 5,59 

Benzo(a)antracen 1,03 5,38 1,12 3,93 

Chryzen 1,24 3,20 0,67 3,33 

c.d. tab. 2 na str. 38 

37


Benzo(b)fluoranten 1,77 2,11 0,82 4,07 

Benzo(k)fluoranten 0,72 0,78 0,32 1,78 

Benzo(a)piren 1,18 1,37 0,52 3,04 

Dibenzo(a,h)antracen 0,21 0,34 0,12 0,35 

Benzo(g,h,I)perylen 1,13 1,10 0,41 1,87 

Indeno(1,2,3-cd)piren 0,63 0,83 0,31 1,37 

Suma WWA 17,86 36,78 9,39 38,97 

Tabela 3. Wyniki badań zawartości polichlorowanych bifenyli (PCB) oznaczonych w osadach 

powstających w urządzeniach do oczyszczania ścieków opadowych pobranych z terenu 

stacji benzynowych 

Table 3. The results of the content of polychlorinated biphenyls (PCBs) identified in sediments 

formed in wastewater treatment facilities for rainwater collected from the area of petrol 

stations 

Zawartość kongenerów PCB 

Obiekt 1 Obiekt 2 Obiekt 3 Obiekt 4 

mg/kg s.m. 

28 0,10 0,08 0,27 0,07 

52 0,34 0,18 0,82 0,06 

101 0,00 0,00 0,02 0,05 

118 0,03 0,00 0,02 0,08 

153 0,03 0,00 0,05 0,08 

138 0,13 0,06 0,20 0,23 

180 0,05 0,00 0,04 0,07 

Suma 0,68 0,32 1,43 0,65 

Osady pobrane z osadników z obiektów 1 i 2 charakteryzowała zawartość suchej masy 

od 52,2 % do 79,5 %, przy czym zawartość pozostałości po prażeniu (substancje mineralne) 

wynosiła od 88,6 % s.m. do 97,3 % s.m. Zawartość węglowodorów wynosiła z obiektu 

1 – 15 000 mg/kg s.m., a z obiektu 2 – 11 000 mg/kg s.m. W mieszaninie węglowodorów 

znajdowały się wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), których suma wynosiła 

17,86 mg/kg s.m. – obiekt 1 i 36,76 mg/kg s.m. – obiekt 2. Skład poszczególnych 

związków chemicznych w WWA podano w tabeli 2. Ponadto badane osady zawierały polichlorowane 

bifenyle (PCB) w ilości 0,68 mg/kg s.m. z obiektu 1 i 0,32 mg/kg s.m. z obiektu 

2. Zawartość poszczególnych kongenerów PCB podano w tabeli 3. 

Stężenie cynku i ołowiu w suchej masie osadu w obiektach 1 i 2 było na zbliżonym poziomie 

i wynosiło odpowiednio: 

●● 

953 mg Zn/kg s.m. z obiektu 1 i 859 mg Zn/kg s.m. z obiektu 2, 

●● 

83 mg Pb/kg s.m. z obiektu 1 i 71 mg Pb/kg s.m. z obiektu 2. 

38


Osad pobrany z części osadowej separatora (obiekt 3) charakteryzowała sucha masa stanowiąca 

34,4 %, w której pozostałość po prażeniu stanowiła 77,5 % s.m. Zawartość węglowodorów 

była bardzo duża i wynosiła 28 000 mg/kg s.m. Suma wielopierścieniowych węglowodorów 

aromatycznych (WWA) w badanym osadzie wynosiła 9,39 mg/kg s.m., a polichlorowanych 

bifenyli (PCB) 1,43 mg/kg s.m. Zawartość cynku i ołowiu kształtowała się na poziomie: 

●● 

1195 mg Zn/kg s.m., 

●● 

120 mg Pb/kg s.m. 

Osad pochodzący z osadnika urządzenia typu TOS (obiekt 4 – separator starego typu) 

charakteryzowała niewielka zawartość suchej masy – 6,34 %. Pozostałość po prażeniu 

(substancje mineralne) stanowiły 94,4 % s.m. Zawartość węglowodorów wynosiła 9400 

mg/kg s.m. w tym WWA stanowiły 38,97 mg/kg s.m. Polichlorowane bifenyle wynosiły 0,65 

mg/kg s.m. Zawartość cynku i ołowiu kształtowała się na poziomie: 

●● 

1048 mg Zn/kg s.m., 

●● 

95 mg Pb/kg s.m. 

4.2. Wyniki badań analizy granulometrycznej 

Analizę granulometryczną osadów wykonano dla substancji mineralnych po prażeniu 

w temp. 550°C. Osady po wysuszeniu w 105°C były „scementowane” i oddzielenie poszczególnych 

cząstek było niemożliwe. Do badań granulometrycznych osadu zastosowano sita 

o średnicy oczek od 0,062 mm do 2 mm. 

Wyniki analizy granulometrycznej osadu przedstawiono graficznie na rysunkach 1 i 3, 

w postaci krzywej sumacji, która określa udział procentowy danej frakcji i mniejszych w badanym 

osadzie. 

Rys. 1. Krzywa sumacji analizy sitowej osadów z obiektów 1, 2 i 4 

Fig. 1. The curve of aggregation of sieve analysis of sediments from sites 1, 2 and 4 

39


Rys. 2. Udział procentowy poszczególnych frakcji w składzie granulometrycznym osadów 

z osadników, powstających w procesie oczyszczania ścieków opadowych z terenów 

stacji benzynowych – obiekty 1, 2 i 4 

Fig. 2. Share of different granulometric fractions of sludge from septic tanks, the resulting in 

the purification process sewage rainwater from the area of petrol stations – objects 1, 

2 and 4 

Rys. 3. Krzywa sumacji analizy sitowej osadu z obiektu 3 

Fig. 3. The curve of aggregation of sieve analysis of sediments from the object 3 

40


Rys. 4. Udział procentowy poszczególnych frakcji w składzie granulometrycznym osadu z osadnika 

zintegrowanego z separatorem powstającego w procesie oczyszczania ścieków 

opadowych z terenu stacji benzynowej – obiekt 3 

Fig. 4. Share of different granulometric fractions of the sediment trap integrated with the separator, 

the resulting in the purification process sewage rainwater from the area of petrol station 

– object 3 

Udział poszczególnych frakcji w osadzie przedstawiono na rysunkach 2 i 4. W osadnikach 

zlokalizowanych na obiektach 1, 2 i 4 udział frakcji ≤1 mm stanowił od 86% do 99,6% 

(rys.1). Udział poszczególnych frakcji w osadach z poszczególnych obiektów badań był 

zróżnicowany. W osadzie pobranym z osadnika zintegrowanego z separatorem (obiekt 3 – 

zbiornik bez przegrody) 89% stanowią frakcje ≤0,3 mm (rys. 3). 

5. Wnioski 

1. Wyniki przeprowadzonych badań osadów powstających w procesie oczyszczania ścieków 

opadowych ze zlewni stacji benzynowych wykazały zróżnicowany poziom stężeń 

zanieczyszczeń. Głównym składnikiem tych zanieczyszczeń są substancje mineralne 

– piasek, oraz węglowodory, w których znajdują się wielopierścieniowe węglowodory 

aromatyczne (WWA) i polichlorowane bifenyle (PCB). 

41


2. Wysokie stężenie takich zanieczyszczeń jak: 

●● 

●● 

●● 

węglowodory – od 9400 mg/kg s.m. do 28 000 mg/kg s.m., 

WWA (suma) – od 9,39 mg/kg s.m. do 38,97 mg/kg s.m., 

PCB – od 0,32 mg/kg s.m. do 1,43 mg/kg s.m., 

potwierdziły, że badane osady są odpadami niebezpiecznymi. 

Piśmiennictwo 

Analiza granulometryczna piasku. BN-65/6728-01. 

Anielak A.M. 2000. Chemiczne i fizykochemiczne oczyszczanie ścieków. Wydawnictwo 

Naukowe PWN, Warszawa. 

Charakterystyka osadów ściekowych. Oznaczanie wartości pH. PN-EN 12176:2002. 

Charakteryzowanie odpadów. Oznaczanie strat przy prażeniu odpadów, szlamów 

i osadów. PN-EN 15169:2007. 

Charakteryzowanie odpadów. Oznaczanie suchej masy po oznaczeniu suchej pozostałości 

lub zawartości wody. PN-EN 14346:2007. 

Charakteryzowanie odpadów. Oznaczanie zawartości węglowodorów metodą grawimetryczną. 

PN-EN 14345:2005. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 27 września 2001 r. w sprawie katalogu 

odpadów (Dz. U. Nr 112, poz. 1206). 

Sawicka-Siarkiewicz H. 2005. Separatory – charakterystyka, dobór, warunki stosowania. 

Przegląd Komunalny Wodociągi – Kanalizacja 3(12). 

42


Dorota Nowak*, Czesława Jasiewicz*, Dariusz Kwaśniewski** 

ZAWARTOŚĆ ROZPUSZCZALNYCH FORM PIERWIASTKÓW 

ŚLADOWYCH W GLEBIE W TRZYLETNIM DOŚWIADCZENIU 

POLOWYM Z UPRAWĄ WIERZBY ENERGETYCZNEJ 

THE CONTENT OF SOLUBLE FORMS OF TRACE ELEMENTS IN SOIL 

IN THREE SUMMER CROP FIELD EXPERIMENT WITH WILLOW 

Słowa kluczowe: pierwiastki śladowe, formy rozpuszczalne, wierzba energetyczna. 

Key words: trace elements, soluble forms, willow. 

Streszczenie 

Prezentowane w pracy badania miały na celu określenie zmian zawartości form rozpuszczalnych 

pierwiastków śladowych w glebie w trzyletnim doświadczeniu polowym z uprawy 

wierzby energetycznej na Wydziale Inżynierii Produkcji i Energetyki Uniwersytetu Rolniczego 

w Krakowie, w grudniu 2004 r. 

Doświadczenie przeprowadzono na trzech poletkach, każde o powierzchni 58,8 m 2 , na 

glebie o składzie granulometrycznym piasku gliniastego mocnego, według następującego 

schematu: obiekt kontrolny, obiekt z nawożeniem mineralnym NPK oraz obiekt z nawożeniem 

kompostem. Każde poletko podzielono na dwie części, na których wysadzono dwa 

klony wierzby 1052 i 1059, w rozstawie 0,7 x 0,7 m. 

Z poletek pobierano próby glebowe, w których oznaczono zawartość pierwiastków śladowych 

w formie rozpuszczalnej w 1 mol HCl∙dm -3 . Zawartość mikroelementów w formie rozpuszczalnej 

wahała się w szerokim zakresie, w zależności od badanego pierwiastka, roku 

poboru próbek oraz zastosowanego nawożenia. 

* Prof. dr hab. Czesława Jasiewicz, mgr inż. Dorota Nowak – Katedra Chemii Rolnej 

i Środowiskowej, Wydział Rolniczo-ekonomiczny, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, 

al. A. Mickiewicza 21, 31-120 Kraków; tel.: 12 662 43 41; e-mail: dorota_nowak3@vp.pl; 

rrjasiew@cyf.kr.edu.pl 

** Dr inż. Dariusz Kwaśniewski – Instytut Inżynierii Rolniczej i Informatyki, Wydział Inżynierii 

Produkcji i Energetyki, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, ul. Balicka 116B, 

30-149 Kraków; tel.: 12 662 46 21; e-mail: dariusz.kwasniewski@ur.krakow.pl 

43

Dorota Nowak, Czesława Jasiewicz, Dariusz Kwaśniewski 

Summary 

The aim of this work was to evaluate the content of soluble forms of trace elements in the 

soil in field experiment in three summer of growing willow. The experiment was established 

at the Faculty of Agricultural Engineering Agricultural University in Krakow in December 

2004. 

The experiment was conducted on three plots, each with an area of 58.8 m 2 , on the soil 

of granulometric composition of loamy sand strong, as follows: control object, the object 

with mineral NPK fertilizer and compost from the facility. Each plot was divided into two 

parts in which two clones of willow planted in 1052 and 1059, spaced 0.7 x 0.7 m. 

The soil samples of plots in which to determine the content of trace elements in a form soluble 

in HCl 1 mol∙dm -3 . The content of trace elements in soluble form, varied widely depending 

on the test element, the year of sampling and applied fertilizer. 


Badania dotyczące zawartości rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych w glebach 

mają istotne znaczenie praktyczne, zarówno w prawidłowym żywieniu roślin [Czekała, 

Jakubus 2006, Korzeniowska, Stanisławska-Glubiak 2008], jak i w ocenie możliwości ich 

oddziaływania na środowisko [Chojnicki, Kowalska 2009]. Całkowite zawartości pierwiastków 

śladowych w glebie określają tylko stopień ich zasobności w dany pierwiastek i nie 

świadczą o możliwości pobierania tego pierwiastka przez rośliny. Rośliny pobierają tylko 

formy rozpuszczalne metali, jakie znajdują się w roztworze glebowym [Gorlach 1995, Gorlach, 

Gambuś 2000]. Istotne jest również to, że o ilości fitodostępnych form pierwiastków 

śladowych decydują m.in. takie właściwości gleby, jak: zawartość substancji organicznej, 

odczyn i skład granulometryczny [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Gębski 1998]. 

2. MATERIAŁ I METODYKA 

Celem badań, których wyniki są analizowane w niniejszej pracy, było określenie zmian 

zawartości form rozpuszczalnych pierwiastków śladowych w glebie w trzyletnim doświadczeniu 

polowym z uprawą wierzby energetycznej. 

Realizacja wymienionego wyżej celu wymagała założenia doświadczenia polowego 

przy Wydziale Agroinżynierii Uniwersytetu Rolniczego w Krakowie (obecnie Wydziale Inżynierii 

Produkcji i Energetyki) w grudniu 2004 r. Doświadczenie przeprowadzono na trzech 

poletkach, każde o powierzchni 58,8 m 2 , na glebie o składzie granulometrycznym piasku 

gliniastego mocnego, według następującego schematu: obiekt kontrolny, obiekt z nawożeniem 

mineralnym NPK oraz obiekt z nawożenia kompostem. Każde poletko podzielono na 

dwie części, na których wysadzono dwa klony wierzby 1052 i 1059, w rozstawie 0,7 x 0,7 m. 

44

Zawartość rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych w glebie w trzyletnim... 

Glebę, na której założono doświadczenie, charakteryzował odczyn lekko kwaśny (pH KCl 

6,4), mała zawartość materii organicznej (1,87%), wysoka zawartość fosforu przyswajalnego 

(178,5 mg P 2 

O 5 

∙kg −1 ) oraz średnia zawartość przyswajalnego potasu (117,5 mg K 2 

O∙kg −1 ). 

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

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz. U. 2002, nr 165, poz. 1359) w glebie 

nie zostały przekroczone wartości dopuszczalne stężeń następujących metali ciężkich 

– Cr, Zn, Ni, Pb i Cd w mg∙kg −1 . 

Według granicznych zawartości metali ciężkich określających stopień zanieczyszczenia 

gleby, opracowanych w IUNG [1992], w glebie, na której przeprowadzono doświadczenie, 

stwierdzono naturalną zawartość (stopień 0) Cr, Cu, Ni, Pb i Zn oraz zwiększoną zawartość 

(stopień 1) w stosunku do Cd. 

Do badań zastosowano następujące komponenty: 

● kompost dojrzały, o wilgotności = 45,28%, zawartości substancji organicznej = 43,73%, 

zawartości N ogólnego = 2,4 % s.m., zawartości P = 0,51 % s.m., zawartości K = 1,34 % s.m. 

oraz 

● nawozy mineralne NPK, w postaci chemicznie czystych soli – NH 4 

NO 3 

, Ca(H 2 

PO 4 

) 2 

oraz 

KCl, w stosunku 1:1:1,5, czyli 20:20:30 kg (co było porównywalne z ilością składników 

NPK wprowadzonych z kompostem). 

Po pierwszym i trzecim roku prowadzonego doświadczenia pobrano z poletek próby glebowe, 

w których oznaczono, metodą Rinkisa, zawartość pierwiastków śladowych w formie 

rozpuszczalnej w 1 mol HCl∙dm -3 . W badanych próbkach glebowych, oznaczono również: 

● pH gleby, 

● zawartość substancji organicznej 

oraz 

● zawartość przyswajalnych form potasu i fosforu, metodą Egnera-Riehma. 

3. WYNIKI 

Zawartość rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych wahała się w szerokim zakresie 

w zależności od badanego pierwiastka, roku poboru próbek oraz zastosowanego 

nawożenia (tab. 1). 

Na ilość zawartych w glebie rozpuszczalnych form badanych pierwiastków (Cr, Zn, Pb, 

Cu, Cd, Ni oraz Fe), niewątpliwie wpłynął odczyn gleby (pH) oraz zawartość w niej substancji 

organicznej. 

45


Tabela 1. Zawartość pierwiastków śladowych w formie rozpuszczalnej w glebie oznaczonej 

w 1 mol HCl∙dm -3 po pierwszym i trzecim roku prowadzenia doświadczenia 

Table 1. The content of trace elements in soluble form in the soil determined in 1 mol HCl∙dm -3 

Klon 

after the first and third year of experience 

Zawartość w mg∙kg -1 s.m. 

Cr Zn Pb Cu Cd Ni Fe 

pobór próbek glebowych 

I III I III I III I III I III I III I III 

kontrola 

A 0,9 1,6 45,9 38,8 20,0 27,0 6,6 7,1 0,7 0,5 1,2 1,6 1245 1490 

B 1,2 1,3 37,9 33,6 21,6 22,4 6,0 8,6 0,6 0,7 1,1 1,1 1125 1255 

nawożenie mineralne (NPK) 

A 0,9 0,9 44,5 47,2 21,1 26,0 7,9 8,8 0,7 0,8 1,3 1,2 1510 1515 

B 0,9 1,4 37,0 38,8 20,6 24,0 8,2 8,5 0,6 0,7 1,3 1,2 1410 1405 

kompost 

A 0,8 1,3 33,8 50,8 18,2 24,8 9,1 7,2 0,6 0,7 1,2 1,32 1380 1325 

B 0,8 1,2 28,3 40,7 15,4 20,9 7,5 5,8 0,5 0,6 1,16 1,0 1370 1015 

Objaśnienie: A – klon 1052, B – klon 1059; I – pobór próbek glebowych po pierwszym roku prowadzenia 

doświadczenia, III – pobór próbek glebowych po trzecim roku prowadzenia doświadczenia. 

Jak wynika z danych przedstawionych w tabeli 1, zawartość rozpuszczalnych form 

chromu, kadmu, ołowiu, miedzi i niklu po pierwszym roku prowadzenia doświadczenia nie 

różniła się znacząco na obiektach z dodatkiem kompostu i z nawożeniem NPK w stosunku 

do obiektu kontrolnego. Zawartość chromu wahała się od 0,8 do 0,9 mg Cr∙kg −1 gleby, 

kadmu od 0,5 do 0,7 mg Cd∙kg −1 gleby, ołowiu 15,4 do 21,1 mg Pb∙kg −1 gleby, miedzi 7,5 do 

9,1 mg Cu∙kg −1 gleby natomiast zawartość niklu wahała się od 1,1 do 1,3 mg Ni∙kg −1 gleby. 

Pomimo niewystąpienia znaczących różnic w zawartościach rozpuszczalnych form 

wymienionych pierwiastków pomiędzy poszczególnymi obiektami po pierwszym roku prowadzenia 

doświadczenia, na uwagę zasługuje mniejsza zawartość chromu, cynku, ołowiu 

oraz kadmu, zwłaszcza na obiekcie z dodatkiem kompostu, w stosunku do zawartości tych 

pierwiastków na obiekcie kontrolnym. Znaczne różnice dotyczyły natomiast cynku (tab. 1). 

W odniesieniu do żelaza w pierwszym roku prowadzenia doświadczenia, zwłaszcza na 

obiekcie z nawożeniem NPK, wyraźnie zaznaczył się wzrost zawartości rozpuszczalnej 

formy tego pierwiastka w stosunku do obiektu kontrolnego (tab. 1). 

46


Tabela 2. Zawartość % materii organicznej, pH gleby po pierwszym roku prowadzenia doświadczenia 

oraz zawartość przyswajalnych form potasu i fosforu po trzecim roku prowadzenia 

doświadczenia 

Klon 

Table 2. % organic matter content, soil pH after the first year of experience and content of available 

potassium and phosphorus in the third year of experience 

pH KCl 

Zawartość mat. organicznej 

w % 

pobór próbek glebowych 

Zawartość w mg∙kg −1 gleby 

K 2 

O 

P 2 

O 

I III I III III III 

kontrola 

A 7,26 6,35 1,72 1,29 42,0 108,4 

B 7,27 6,40 2,02 1,40 43,3 123,7 

nawożenie mineralne (NPK) 

A 6,80 6,57 1,37 1,45 43,9 124,7 

B 6,98 6,51 1,28 1,50 57,0 141,0 

kompost 

A 6,92 6,59 1,51 1,17 60,6 132,6 

B 6,92 6,46 1,52 1,93 70,2 150,1 

Objaśnienie: A – klon 1052, B – klon 1059; I – pobór próbek glebowych po pierwszym roku prowadzenia 

doświadczenia, III – pobór próbek glebowych po trzecim roku prowadzenia doświadczenia. 

Po trzecim roku prowadzonego doświadczenia zawartości form rozpuszczalnych chromu, 

cynku i ołowiu – zarówno dla obiektu z dodatkiem kompostu, jak i z nawożeniem NPK 

– były większe niż w roku pierwszym (tab. 1). Zaobserwowano znaczącą różnicę zawartości 

cynku w glebie w formie rozpuszczalnej, zarówno w stosunku do kontroli, jak i do pierwszego 

roku badań, na obiekcie z dodatkiem kompostu. Wzrost zawartości form rozpuszczalnych 

wyżej wymienionych metali jest wynikiem zmniejszenia pH gleby do wartości 

odpowiadającej odczynowi lekko kwaśnemu po trzecim roku prowadzenia doświadczenia 

(tab. 2). Zawartość rozpuszczalnych form niklu wahała się w niewielkim zakresie (1,1–1,3 

mg Ni∙kg −1 gleby), podobnie jak kadmu (0,6–0,8 mg Cd∙kg −1 gleby) oraz miedzi (5,8–8,8 mg 

Cu∙kg −1 gleby). Zawartość żelaza natomiast wahała się w szerokim zakresie, od 1015 do 

1515 mg Fe∙kg −1 gleby. 

4. PODSUMOWANIE 

Badania dotyczące obciążenia gleb pierwiastkami śladowymi pod względem ich bioprzyswajalności 

są prowadzone od wielu lat [Brümmer i in. 1986, Kociołkowski, Komisarek 

1998]. Metoda oceny zawartości całkowitej lub zbliżonej do całkowitej pierwiastków 

śladowych w glebie jest mało precyzyjna, a ogólna zawartość pierwiastków śladowych 

w glebie nie zawsze jest bezpośrednim wskaźnikiem ich bioprzyswajalności [Gębski i in. 

2000]. Spowodowane jest to dużą zmiennością niektórych czynników glebowych (np. od- 

47


czyn gleby, zawartość substancji organicznej, pojemność sorpcyjna) oraz nawozowych, 

które mają duży wpływ na ilość fitodostępnych frakcji pierwiastków w glebie [Sady, Smoleń 

2004] oraz mogą istotnie oddziaływać na ich przyswajalność biologiczną [Gambuś, 

Rak 2000, Gębski i in. 2000]. Z rolniczego punktu widzenia najwłaściwsza jest ocena dotycząca 

ilości pierwiastków śladowych w formie rozpuszczalnej – przyswajalnej dla roślin 

[Gorlach, Gambuś 2000]. 

Wyniki badań przedstawione w niniejszej pracy wskazują, że zastosowane nawożenie, 

wpływało niejednoznacznie na zawartość form rozpuszczalnych pierwiastków śladowych 

w glebie w poszczególnych latach prowadzenia doświadczenia. Po pierwszym roku badań, 

nawożenie mineralne, jak i nawożenie kompostem, spowodowało nieznaczne zmniejszenie 

zawartości cynku i chromu w glebie oraz w niewielkim stopniu zwiększenie zawartości 

miedzi, niklu i żelaza w stosunku do obiektu kontrolnego. Jest to niewątpliwie powiązane 

z odczynem gleby, który po pierwszym roku prowadzenia doświadczenia był obojętny i tym 

samym mógł wpłynąć na ilość rozpuszczalnych form tych pierwiastków. 

Odczyn uważany jest za jeden z głównych czynników, który wpływa na formę, w jakiej 

metale ciężkie występują w środowisku glebowym, oraz na ich dostępność dla roślin 

[Chłopecka 1994, Gębski 1998, Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Na zawartość badanych 

pierwiastków śladowych w glebie wpływ mogła mieć również zawartość materii organicznej 

(tab. 1). Na podstawie badań wielu autorów [Łabętowicz, Rutkowska 2001] materia organiczna 

może wiązać specyficznie metale w związki nierozpuszczalne lub trudno rozpuszczalne 

w wodzie, ograniczając ich desorpcję do roztworu glebowego, a tym samym ich mobilność 

w glebie. Substancja organiczna, zarówno występująca w glebie, jak i ta wprowadzana do 

gleby wraz z nawozami naturalnymi, organicznymi i organiczno-mineralnymi, przyczynia się 

do ograniczenia ilości dostępnych dla roślin form metali ciężkich, a tym samym do uzyskania 

plonu charakteryzującego się zmniejszoną zawartością omawianych pierwiastków [Curyło 

i Jasiewicz 1998]. 

Po trzecim roku badań zaobserwowano natomiast nieznaczne zwiększenie zawartości 

chromu, ołowiu i kadmu w formach rozpuszczalnych w stosunku do pierwszego roku badań. 

Stwierdzono również zwiększenie zawartości form rozpuszczalnych cynku zarówno 

w odniesieniu do obiektu kontrolnego, jak i w odniesieniu do pierwszego roku prowadzenia 

doświadczenia (tab. 1). 

Cynk jest jednym z bardziej ruchliwych metali w glebie, a jego przyswajalność przez 

rośliny jest duża ze względu na dużą rozpuszczalność związków, w których występuje 

[Gambuś i in. 2000]. Zdaniem wielu autorów [Sanders, Adams 1987, Curyło 1996] wzrost 

kwasowości gleby ma decydujący wpływ na rozpuszczalność cynku, a tym samym na 

jego biodostępność i aktywność. Według Gębskiego [1998] najbardziej podatne na zmiany 

wartości pH są cynk i kadm. Wzrost rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych w glebie, 

wynika niewątpliwie z obniżenia pH gleby i zmiany jej odczynu z kwaśnego do lekko 

kwaśnego po trzecim roku prowadzenia doświadczenia (tab. 2). Jak podaje Chłopecka 

48


[1994] oraz Gębski [1998], zmiana odczynu gleby do lekko kwaśnego i kwaśnego powoduje 

zwiększenie stężenia metali ciężkich w roztworze glebowym dostępnych dla roślin, 

a tym samym podwyższenie wartości wskaźnika ich akumulacji w roślinach. Jest to spowodowane 

zwiększeniem rozpuszczalności chemicznych połączeń tych pierwiastków, jak 

również zmniejszeniem ich absorpcji na koloidach glebowych przy niskim odczynie gleby 

[Sady, Smoleń 2004]. 

Należy również pamiętać, że stosowane nawozy jedno-, dwu- oraz wieloskładnikowe 

oddziałują na wiele właściwości fizykochemicznych i biologicznych gleby, co powoduje 

zwiększenie lub zmniejszenie ilości fitodostępnych form metali ciężkich w środowisku glebowym. 

Z drugiej strony nawozy te zawierają pewne ilości metali ciężkich, które po wprowadzeniu 

do gleby zwiększają w niej stężenie fitodostępnych form tych pierwiastków [Nowak 

i Wojtasik 1997, Gębski 1998, Sady i Rożek 2002]. 

5. WNIOSKI 

Na podstawie otrzymanych wyników badań sformułowano następujące wnioski: 

1. Zawartość w glebie rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych wahała się w szerokim 

zakresie w zależności od rodzaju badanego pierwiastka, roku prowadzenia doświadczenia 

oraz formy nawożenia. 

2. Zastosowane nawożenie mineralne NPK oraz nawożenie kompostem wpływało niejednoznacznie 

na zawartość rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych w glebie 

w poszczególnych latach prowadzenia doświadczenia. 

3. Na zawartość przyswajalnych form badanych pierwiastków największy wpływ miał odczyn 

gleby oraz zawartość w niej substancji organicznej. 


BRÜMMER B. G., GERTH J., HERMS U. 1986. Heavy metal species, mobility and availability 

In soils. Z. Pflanzenernaehr. Bodenk. 149: 382–398. 

CHŁOPECKA A. 1994. Wpływ różnych związków kadmu, miedzi, ołowiu i cynku na formy 

tych metali w glebie oraz na ich zawartość w roślinach. IUNG, Seria R. 

CHOJNICKI J., KOWALSKA M. 2009. Rozpuszczalne Zn, Cu, Pb i Cd w uprawnych glebach 

płowych, wytworzonych z pokrywowych utworów pyłowych równiny Błońsko-Sochaczewskiej. 

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, nr 40: 49–55. 

CURYŁO T. 1996. Wpływ odczynu gleby na pobieranie cynku, miedzi i niklu przez rośliny 

owsa. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z. 434: 49–54. 

CURYŁO T., JASIEWICZ C. 1998. Porównanie wpływu wieloskładnikowych nawozów organiczno-mineralnych 

i mineralnych na plonowanie oraz pobieranie metali ciężkich przez 

rośliny. Fol. Univ. Agr. Stet.– Agr. 72: 35–41. 

49


CZEKAŁA J., JAKUBUS M. 2006. Influence of Long-Term Plant Cultivation and Nitrogen 

Fertilization on the Content of Soluble Forms of trace Elements in a Lessive Soil. Pol. 

J. Environ. Stud. 15, 2a: 36–42. 

GAMBUŚ F., RAK M., WIECZOREK J. 2000. Ocena możliwości akumulacji cynku w glebach 

regionu krakowskiego. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, 

z. 472: 259–265. 

GAMBUŚ F., RAK M. 2000. Wpływ właściwości gleby na rozpuszczalność związków kadmu. 

Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z. 472: 251–257. 

GĘBSKI M. 1998. Czynniki glebowe oraz nawozowe wpływające na przyswajanie metali 

ciężkich przez rośliny. Postępy Nauk Rolniczych 5: 3–16. 

GĘBSKI M., STĘPIEŃ W., MERCIK S. 2000. Ocena metod oznaczania metali ciężkich 

w glebie w oparciu o ich zawartości w roślinach. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk 

Rolniczych, z. 472: 267–273. 

GORLACH E. 1995: Metale ciężkie jako czynnik zagrażający żyzności gleby. Zeszyty Problemowe 

Postępów Nauk Rolniczych, 421a: 113–122. 

GORLACH E., GAMBUŚ F. 2000. Potencjalne toksyczne pierwiastki śladowe w glebach 

(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, 

z. 472: 275–296. 

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

PWN, Warszawa. 

KOCIOŁKOWSKI W.Z., KOMISAREK J. 1998. Porównanie roztworów ekstrakcyjnych stosowanych 

do oznaczania rozpuszczalnych form Cu, Mn, Fe. Rozniki Akadem Rolniczej 

w Poznaniu, CCIII: 75–83. 

KORZENIOWSKA J., STANISŁAWSKA-GLUBIAK E. 2008. Przydatność niektórych roztworów 

ekstrakcyjnych do oceny zawartości przyswajalnych form mikroelementów w glebie. 

Roczniki Gleboznawcze 59, 3/4: 152–160. 

ŁABĘTOWICZ J., RUTKOWSKA B. 2001. Czynniki determinujące stężenie mikroelementów 

w roztworze glebowym. Postępy Nauk Rolniczych, 6: 75–85. 

NOWAK W., WOJTASIK A. 1997. Zawartość kadmu i niklu w marchwi uprawianej na dwóch 

typach gleb przy zastosowaniu różnych nawozów wieloskładnikowych. Zeszyty Problemowe 

Postępów Nauk Rolniczych, 448a: 269–272. 

Raport o stanie użytków rolnych w Polsce 1980–1990. 1992. IUNG, Puławy maszynopis. 

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

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz. U. 2002, nr 165, poz. 

1359). 

SADY W., ROŻEK S. 2002. The effect of physical and chemical soil properties on the accumulation 

of cadmium in carrot. Acta Hort. 571: 73–75. 

50


SADY W., SMOLEŃ. S. 2004. Wpływ czynników glebowo0nawozowych na akumulację 

metali ciężkich w roślinach. Efektywność stosowania nawozów w uprawach ogrodniczych: 

269–277. 

SANDERS J.R., ADAMS T.M. 1987. The effect of pH and soil type on concentration of zinc. 

Environ. Pollut. A 43: 219–228. 

51


Jacek Sosnowski* 

WPŁYW UŻYŹNIACZA GLEBOWEGO I ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK 

AZOTU NA WYDZIELANIE CO 2 

Z GLEBY SPOD UPRAWY 

FESTULOLIUM BRAUNII Z KONICZYNĄ ŁĄKOWĄ I LUCERNĄ 

MIESZAŃCOWĄ 

EFFECT OF SOIL’S FERTILIZER AND DIFFERENT NITROGEN DOSES 

ON THE VALUE OF CO 2 

EVOLUTION FROM SOIL IN CULTIVATION 

OF FESTULOLIUM BRAUNII WITH RED CLOVER AND ALFALFA 

Słowa kluczowe: użyźniacz glebowy, wydzielanie CO 2 

, Festulolium braunii, gleba, azot. 

Key words: soil’s fertilizer, CO 2 

evolution, Festulolium braunii, soil, nitrogen. 

Streszczenie 

Celem pracy była ocena wpływu użyźniacza glebowego i zróżnicowanych dawek azotu 

na respirację CO 2 

gleby, pobranej spod uprawy mieszanek Festulolium z koniczyną łąkową 

i lucerną mieszańcową. Realizując założenia badawcze, od 2007 roku na obiektach 

doświadczalnych Katedry Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni prowadzono uprawę 

3 mieszanek Festulolium Braunii z Trifolium pratense L. i Medicago sativa ssp. media, 

o zróżnicowanym składzie komponentowym. Wszystkie obiekty doświadczalne zasilano 

fosforem i potasem. Dawki azotu podlegały zróżnicowaniu: N0 – obiekt kontrolny (bez nawożenia 

azotem), N1 – 60 kg N·ha -1 , N2 – 120 kg N·ha -1 . Ponadto obiekty oznaczone UG 

corocznie nawożono dodatkowo użyźniaczem glebowym, w dawce 0,9 l·ha -1 rozcieńczony 

w 350 l wody, natomiast BUG tylko mineralnie. 

Każdą kombinację doświadczalną prowadzono w trzech powtórzeniach, z których jesienią 

2010 roku pobrano do analizy 3 próby glebowe. Aby określić tendencję zróżnicowania emisji 

CO 2 

pod wpływem czynników doświadczalnych, uwzględniono jego kumulację początkową 

(3-dniowa inkubacja), podstawową (7-dniowa inkubacja) i długotrwałą (35-dniowa 

* Dr inż. Jacek Sosnowski – Katedra Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, 

Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach; e-mail: laki@uph.edu.pl 

52

Wpływ użyźniacza glebowego i zróżnicowanych dawek azotu na wydzielanie CO 2 

z gleby... 

inkubacja). Przeprowadzone badania wykazały, że użyźniacz glebowy stosowany w uprawach 

wieloletnich stymulował procesy zachodzące w glebie, intensyfikując jednocześnie 

jej aktywność biologiczną, o czym świadczy wzrost respiracji CO 2 

. 

Summary 

The aim of this study was to assess the impact of soil’s fertilizer and different doses of 

nitrogen on soil CO 2 

evolution, taken from the cultivation of mixtures Festulolium with 

clover and alfalfa. Realizing the research tusks, since 2007 on the experimental objects 

of Department of Grassland and Green Areas Creation the cultivation of three mixtures 

Festulolium braunii with Trifolium pratense L. and Medicago sativa ssp. media with different 

composition was carried out. All experimental objects were fed with phosphorus and 

potassium. The nitrogen was differented: N0 – control (without nitrogen fertilization), N1 – 

60 kg N·ha -1 , N2 – 120 kg N·ha -1 . In addition, objects marked UG were annually fertilized 

with soil’s fertilizer, at a dose of 0.9 l·ha -1 diluted in 350 l of water, while BUG only mineral. 

Each experimental combination was performed in three replicants. In the autumn of 2010 

three soil samples for the analysis were taken. To determine the differentiation trend in 

CO 2 

emissions under the influence of experimental factors were included the initial accumulation 

(3-days incubation), primary accumulation (7-days incubation) and long- term 

accumulation (35-days incubation). The study showed that a soil’s fertilizer used in perennial 

crops, stimulated processes occurring in the soil, while intensifying its biological 

activity, as evidenced the increase of CO 2 

respiration. 


Powodzenie uprawy roślin zależy głównie od zawartości i przyswajalności składników 

pokarmowych tworzących środowisko glebowe, a to wiąże się między innymi z utrzymaniem 

właściwej żyzności i aktywności biologicznej gleby [Sparling 1995]. Trawczyński [2006] 

twierdzi, że poprawy żyzności gleby można dokonać stosując preparaty nawozowe, które 

w swoim składzie zawierają mikroorganizmy intensyfikujące procesy mineralizacji próchnicznych 

związków organicznych. Według Brake i in. [1999] oraz Sokołowskiej i in. [2004] 

występowanie mikroorganizmów w glebie zależy od jej struktury, rodzaju, stopienia uwilgotnienia, 

temperatury, dostępności składników pokarmowych oraz rodzaju prowadzonej 

uprawy. 

Dąbek-Szreniawska [2002] i Ilnicki [2002] uważają, że o biologicznej czynności gleby 

informuje intensywność respiracji dwutlenku węgla, która w wielu badaniach [Bolton 

i in. 1993; Alef 1995; Brake i in. 1999; Weigel i in.1999; Maliszewska-Kordybach i Smreczak 

2003; Tołoczko i Niewiadomski 2010], jest uznawana za metodę oznaczenia aktywności 

metabolicznej mikroorganizmów glebowych. 

53

Jacek Sosnowski 

Biorąc powyższe pod uwagę, podjęto badania, których celem była ocena wpływu użyźniacza 

glebowego i zróżnicowanych dawek azotu na respirację CO 2 

gleby, pobranej spod 

uprawy mieszanek Festulolium z koniczyną łąkową i lucerną mieszańcową. 

2. METODYKA BADAŃ 

Realizując wskazany we Wprowadzeniu cel badawczy, od 2007 roku na obiektach 

doświadczalnych Katedry Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni UPH w Siedlcach 

(współrzędna geograficzne: 52.169°N, 22.280°E), uprawiano 3 następujące mieszanki: 

1) M1 – Festulolium braunii (odmiana Felopa) 50%, Trifolium pratense L. (odmiana Tena) 50%, 

2) M2 – Festulolium braunii (odmiana Felopa) 50%, Medicago sativa ssp. media (odmiana 

Tula) 50%, 

3) M3 – Festulolium braunii (odmiana Felopa) 50%, Trifolium pratense L. (odmiana Tenia) 

20%, Medicago sativa ssp. media (odmiana Tula) 25%. 

Gleba, na której uprawiano mieszanki, należała do rzędu kulturoziemnych, typu hortisole, 

wytworzonych z piasku gliniastego. Jej skład granulometryczny przedstawiono w tabeli 1. 

Tabela 1. Skład granulometryczny gleby spod upraw eksperymentalnych 

Table 1. Granulometric composition of soil from the experimental crop 

Procentowy udział frakcji ziemistych o średnicy w mm 

suma suma grupa 

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


z gleby... 

Wszystkie obiekty doświadczalne nawożono fosforem (46-procentowym superfosfatem) 

w dawce 80 kg P 2 

O 5·ha -1 i potasem (60-procentowa sól potasowa) w ilości 120 kg 

K 2 

O·ha -1 . Z kolei azot (34-procentowa saletra amonowa), podlegał następującemu zróżnicowaniu: 

N0 – obiekt kontrolny (bez azotu), N1 – 60 kg N·ha -1 , N2 – 120 kg N·ha -1 . Obiekty 

oznaczone symbolem UG (tab. 3–5) zasilano corocznie dodatkowo użyźniaczem glebowym, 

w dawce 0,9 l·ha -1 , rozcieńczonym w 350 l wody. 

Według Trawczyńskiego [2006] zastosowany w eksperymencie użyźniacz zawierał 

drożdże, bakterie kwasu mlekowego, bakterie fotosyntetyczne oraz Azotobacter, Pseudomonas 

i promieniowce. Ponadto występowały w nim następujące makro- i mikroelementy: 

potas (3500 mg·l -1 ), azot (1200 mg·l -1 ), siarka (1000 mg·l -1 ), fosfor (500 mg·l -1 ), sód (200 

mg·l -1 ), magnez (100 mg·l -1 ), cynk (20 mg·l -1 ), mangan (0,3 mg·l -1 ). 

Jesienią w roku 2010 pobrano z każdej kombinacji po 3 próby glebowe. Chcąc wykluczyć 

zmienność fotoperiodyczną, istotnie wpływającą na kumulację dwutlenku węgla [Krysiak 

i in. 2010], a także nieszczelności układów przy pomiarach in situ [Janssens i in. 2000; 

Krysiak i in. 2010], emisję CO 2 

oznaczano w warunkach laboratoryjnych (in vitro) metodą Barana 

[2000]. Aby określić tendencję zróżnicowania wydzielanego gazu pod wpływem czynników 

doświadczalnych, uwzględniono jego kumulację początkową (3-dniowa inkubacja), 

podstawową (7-dniowa inkubacja) i długotrwałą (35-dniowa inkubacja) [Mercik i in. 1999]. 

Wyniki badań oceniono statystycznie, według analizy wariancji. Zróżnicowanie średnich 

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


Według Dilly [2003] oraz Mclain i Martens [2005], oddychanie glebowe (respiracja) 

jest miarą mineralizacji węgla organicznego, jak również metodą oceny dynamiki rozkładu 

związków organicznych i ich dostępności dla drobnoustrojów. Badania wykazały, że wydłużanie 

okresu inkubacji prób glebowych (tab. 3–5), wielokrotne zwiększyło wydzielanie 

CO 2 

z ok. 37 mg CO 2·kg -1 – respiracja początkową do ok. 430 mg CO 2·kg -1 – respiracja długotrwała. 

Wartości te były zróżnicowane zależnie od rodzaju uprawy (składu mieszanki) 

i nawożenia. Ponadto zastosowanie preparatu mikrobiologicznego do zasilania mieszanek 

motylkowo-trawiastych istotnie zwiększało (średnio o ok. 25 %) wartość wydzielonego 

dwutlenku węgla przez analizowany materiał glebowy, co jak podają Cieślińska i in. [1998] 

oraz Papińska i in. [2010] łączy się z intensyfikacją procesów mineralizacji glebowych substancji 

organicznych, prowadzonej przez drobnoustroje. Kuczewski i Nowak [2001] wskazują, 

że na wydzielanie CO 2 

, wpływa również zawartość materii organicznej w glebie, której 

ilość, jak twierdzą Sosnowski i Jankowski [2010], pod wpływem użyźniacza się zwiększa. 

Zróżnicowanie dawek azotu w kombinacjach nawozowych różnicowało omawianą cechę 

jedynie przy respiracji początkowej i długotrwałej (tab. 3 i 5). W tych wypadkach zastosowanie 

azotu mineralnego powodowało zwiększenie ilości wydzielonego dwutlenku węgla. Nie 

55


stwierdzono jednak istotnych różnic w respiracji miedzy obiektami zasilanymi dawkami azotu 

60 i 120 kg. Z kolei rodzaj uprawy jedynie przy oddychaniu początkowym (tab. 3) istotnie 

wpływał na intensywność wydzielanego CO 2 

. Z badań wynika, że największa kumulacja gazu 

(40,08 mg CO 2·kg -1 ) wystąpiła w próbach pobranych spod uprawy trjókomponentowej mieszanki 

M3 (Festulolium braunii z Trifolium pratense L. i Medicago sativa ssp. media), najmniejsza 

zaś (35,21 mg CO 2·kg -1 ) z obiektów obsianych Festulolium braunii i Trifolium pratense L. 

Tabela 3. Respiracja początkowa [mg CO 2·kg -1 ] materiału glebowego w zależności od zastosowanego 

nawożenia i rodzaju mieszanki 

Mieszanka 

M1 

M2 

M3 

Table 3. Initial respiration [mg CO 2·kg -1 ] of the soil material in depending on the used fertilization 

and type of mixtures 

Dawka azotu 

Użyźniacz glebowy 

UG 

BUG 

Średnia 

N0 35,05 33,30 35,30 

N1 35,59 33,84 34,71 

N2 37,39 35,64 36,51 

N0 36,25 34,50 35,87 

N1 40,45 38,70 39,42 

N2 39,47 37,82 38,64 

N0 38,31 37,56 37,93 

N1 40,99 39,89 40,44 

N2 42,00 41,78 41,89 

Średnia dla mieszanek 

M1 36,01 34,42 35,21 

M2 39,05 37,00 38,02 

M3 40,43 39,74 40,08 

Średnia dla dawki azotu 

N0 36,53 35,12 35,84 

N1 39,01 37,47 38,24 

N2 39,62 38,41 39,01 

Średnia 38,38 37,00 37,69 

NIR 0,05 

: 

użyźniacz glebowy (A) – 1,27 

dawka azotu (B) – 2,29 

mieszanka (C) – 2,01 

Współdziałanie: 

(AxB) – 1,80 

(AxC) – 2,40 

(BxC) – 1,22 

(AxBxC) – 2,89 

Objaśnienia: BUG – kombinacja bez użyźniacza glebowego; UG – kombinacja z użyźniaczem glebowym; 

N0 – obiekt kontrolny (bez azotu); N1 – 60 kg N·ha -1 ; N2 – 120 kg N·ha -1 ; M1– Festulolium braunii, 

Trifolium pretense L.; M2 – Festulolium braunii, Medicago sativa ssp. media; M3 – Festulolium braunii, 

Trifolium pratense L., Medicago sativa ssp. media. 

56


z gleby... 

Tabela 4. Respiracja podstawowa [mg CO 2·kg -1 ] materiału glebowego w zależności od zastosowanego 

nawożenia i rodzaju mieszanki 

Table 4. Primary respiration [mg CO 2·kg -1 ] of the soil material in depending on the used fertilization 


Mieszanka 

M1 

M2 

M3 

Dawka azotu 


UG 

BUG 

Średnia 

N0 103,71 67,80 85,75 

N1 101,28 72,30 86,79 

N2 126,35 79,60 102,97 

N0 101,22 72,34 86,78 

N1 103,75 67,82 85,78 

N2 110,43 73,23 91,83 

N0 103,75 67,83 85,79 

N1 110,42 73,23 91,82 

N2 126,30 79,67 102,98 


M1 109,44 73,23 91,33 

M2 105,13 71,13 88,13 

M3 113,49 73,57 93,53 


N0 102,89 69,32 86,10 

N1 105,15 71,11 88,13 

N2 121,02 77,50 99,26 

Średnia 109,68 72,64 91,16 

NIR 0,05 

: 


dawka azotu (B) – n.in. 

mieszanka(C) 

– n.in. 


(AxB) – 20,10 

(AxC) – 34,18 

(BxC) – 16,45 

(AxBxC) – 37,79 



Trifolium pretense L., M2 – Festulolium braunii, Medicago sativa ssp. media; M3 – Festulolium braunii, 


57


Tabela 5. Respiracja długotrwała [mg CO 2·kg -1 ] badanego materiału glebowego w zależności 

od zastosowanego nawożenia i rodzaju mieszanki 

Mieszanka 

M1 

M2 

M3 

Table 5. Long-term respiration [mg CO 2·kg -1 ] of the soil material in depending on the used fertilization 


Dawka azotu 


UG 

BUG 

Średnia 

N0 408,40 338,00 373,20 

N1 456,70 362,01 409,35 

N2 605,71 456,85 531,28 

N0 408,43 338,93 373,68 

N1 490,26 386,20 438,23 

N2 456,00 362,97 409,48 

N0 408,00 338,91 385,48 

N1 605,72 386,23 495,97 

N2 490,26 456,89 473,57 


M1 490,27 385,62 437,94 

M2 451,56 362,70 407,13 

M3 501,32 394,01 447,66 


N0 408,27 338,61 373,44 

N1 517,56 378,17 447,86 

N2 517,32 425,57 471,44 

Średnia 481,05 380,78 430,91 

NIR 0,05 

: 


dawka azotu (B) – 74,31 

mieszanka (C) – n.in. 


(AxB) – 91,18 

(AxC) – 89,10 

(BxC) – 120,72 

(AxBxC) – 72,79 



Trifolium pretense L., M2 – Festulolium braunii, Medicago sativa ssp. media; M3 – Festulolium braunii, 


4. WNIOSKI 

1. Niezależnie od dawki azotu, dodatek użyźniacza glebowego zwiększał wydzielanie CO 2 

z prób glebowych pobranych spod wszystkich mieszanek. 

2. Nawożenie azotem mineralnym zwiększyło respirację początkową i długotrwałą w porównaniu 

z obiektem N0 (bez azotu). Wielkość dawki azotu nie miała istotnego znaczenia. 

58


z gleby... 

3. Największą kumulację CO 2 

w oddychaniu początkowym wykazały próbki gleby pobrane 

spod uprawy Festulolium braunii z Trifolium pratense L. i Medicago sativa ssp. media 

– mieszanka M3, a najmniejszą próbki spod uprawy Festulolium braunii z Trifolium 

pratense L – mieszanka M1. 

4. Użyźniacz glebowy w uprawach wieloletnich zasila aktywność biologiczną gleby, czego 

wskaźnikiem jest wydzielanie CO 2 

. 


ALEF K. 1995. Dehydrogenase activity. In: Method in Applied Soil Microbiology and Biochemistry 

(Eds K. Alef, P. Nannipieri). Academic Press, London: 228–231. 

BARAN S. 2000. Ocena stanu degradacji i rekultywacji gleb. Wyd. AR w Lublinie: 63–65. 

BOLTON H., SMITH J.L., LINK S.O. 1993. Soil microbial biomass and activity of a disturbed 

and undisturbed shrub-steppe ecosystem. Soil Biol. Biochem. 25: 545–552. 

BRAKE M., HÖPER H., JORGENSEN R.G. 1999. Lad use-induced changes in activity and 

biomass of microorganisms in raised bog peats at different depths. Soil Biol. Biochem. 

31: 1489–1497. 

CIEŚLIŃSKA Z., MITKOWSKI Z., TURBIAK J. 1998. Zmiany aktywności biologicznej 

w glebach mineralno-murszowych i torfowo-murszowych płytkich po wykonaniu orki 

agromelioracyjnej w warunkach braku wód gruntowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 

460: 177–189. 

DĄBEK-SZRENIAWSKA M. 2002. Charakterystyka mikrobiologiczna gleb torfowo-murszowych 

poddanych osuszaniu i nawilżaniu. Acta Agrophysica 68: 21–28. 

DILLY O. 2003. Regulation of the respiratory quotient of soil microbiota by availability of nutrients. 

FEMS Microbiol. Ecol. 43: 375–381. 

ILNICKI P. 2002. Torfowiska i torfy. Wyd. AR im. A. Cieszkowskiego w Poznaniu: 35–42. 

JANSSENS I.A., KOWALSKI A.S., LONGDOZ B., CEULEMANS R. 2000. Assessing forest 

soil efflux: an in situ comparison of four techniques. Tree Physiology, vol. 20: 23–32. 

KRYSIAK S., TOŁOCZKO W., NIEWIADOMSKI A. 2010. Respiracja CO 2 

w glebach ekosystemów 

polnych wytworzonych ze skał macierzystych różnego pochodzenia. Ochrona 

Środowiska i Zasobów Naturalnych 42: 44–150. 

KUCZEWSKI K., NOWAK I. 2001. Zanieczyszczenia mikrobiologiczne gleby na terenie 

roślinno-glebowej oczyszczalni ścieków. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 475: 147–154. 

MALISZEWSKA-KORDYBACH B., SMRECZAK B. 2003. Habitat function of agricultural 

soils as affected by heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons contamination. 

Environ. International 28: 719–728. 

MCLAIN J.E.T., MARTENS D.A. 2005. Nitrous oxide flux from soil amino acid mineralization. 

Soil Biol. Biochem. 37: 289–299. 

MERCIK S., STĘPIEŃ W., FIGAT E. 1999. Zawartość oraz dynamika rozkładu organicznych 

59


związków węgla i azotu w zależności od wieloletniego nawożenia mineralnego i organicznego. 

Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 467: 159–167. 

PAPIŃSKA E., MICHALSKA-HEJDUK D., NIEWIADOMSKI A., TOŁŁOCZKO W. 2010. Wydzielanie 

CO 2 

z gleb leśnych i łąkowych w Bolimowskim Parku Krajobrazowym. Ochrona 

Środowiska i Zasobów Naturalnych 42: 136–143. 

SOKOŁOWSKA Z., SZAJDAK L., MATYKA-SARZYŃSKA D. 2004. Impact of the degree 

of secondary transformation on acid-base properties of organic compounds in mucks. 

Geoderma 127: 80–90. 

SOSNOWSKI J., JANKOWSKI K. 2010. Wpływ użyźniacza glebowego na skład florystyczny 

i plonowanie mieszanek kostrzycy Brauna z koniczyną łąkową i lucerną mieszańcową. 

Łąkarstwo w Polsce 13: 157–166. 

SPARLING G.P. 1995. The substrate induced respiration. In; Method in Applied Soil Microbiology 

and Biochemistry (Eds K. Alef, P. Nannipieri). Academic Press, London: 

397–404. 

TOŁOCZKO W., NIEWIADOMSKI A. 2010. Łatwy sposób oznaczania ilości CO 2 

uwalnianego 

z gleby. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 42: 151–157. 

TRAWCZYŃSKI C. 2006. Zastosowanie użyźniacza glebowego w agrotechnice ziemniaka. 

Wyd. Wieś Jutra 2: 44–45. 

WEIGEL A., RUSSEL S., MERCIK S., KÖRSCHENS M., KUBÁT J., POWLSON D.S. 1999. 

Biomass and its biological activity in relation to the soil organic carbon content in longterm 

fertilization experiments from four European countries. Zesz. Prob. Post. Nauk 

Rol. 465: 505–516. 

60


Katarzyna Szopka*, Anna Karczewska*, Cezary Kabała*, 

Katarzyna Kulczyk* 

Siarka siarczanowa w glebach górnoreglowych borów 

świerkowych Karkonoskiego Parku Narodowego 

Sulphate sulphur in soils of upper spruce forest zone in 

the Karkonosze National Park 

Słowa kluczowe: gleby górskie, siarka siarczanowa, pierwiastki śladowe, materia organiczna. 

Key words: mountain soils, sulphate sulphur, trace elements, organic matter. 

Streszczenie 

Zawartość siarki siarczanowej w glebach ekosystemów górskich może być wskaźnikiem 

antropopresji. W pracy określono zawartości siarki siarczanowej w poziomach powierzchniowych 

gleb centralnej części Karkonoskiego Parku Narodowego, pod borami regla górnego, 

na tle najważniejszych właściwości tych gleb oraz zawartości pierwiastków śladowych: 

Cu, Zn i Pb. Próbki gleb pobrane zostały w 20 punktach stałego monitoringu gleb 

leśnych Parku, zlokalizowanych w dwóch rejonach: Jagniątkowa i Przełęczy Karkonoskiej. 

Analizie poddano poziomy próchnicy nadkładowej oraz powierzchniowe poziomy gleb, reprezentowane 

przez warstwy 0–10 cm i 10–20 cm. Zawartość siarki siarczanowej w analizowanych 

próbkach wykazywała bardzo duże zróżnicowanie i wahała się w przedziale od 

20 do 3600 mg·kg -1 , średnio 378 mg·kg -1 . Najwyższe zawartości siarki siarczanowej stwierdzono 

w wierzchnich warstwach gleb organicznych w rejonie Przełęczy Karkonoskiej. Nie 

stwierdzono statystycznie istotnej zależności między pulą zgromadzonej w glebach siarki 

siarczanowej a zasobami zakumulowanej materii organicznej i pierwiastków metalicznych: 

Cu, Pb i Zn. 

* Dr inż. Katarzyna Szopka, prof. dr hab. Anna Karczewska, dr hab., prof. UP Cezary Kabała, 

mgr inż. Katarzyna Kulczyk – Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet 

Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 37; 

e-mail: katarzyna.szopka@up.wroc.pl 

61

Katarzyna Szopka i in. 

Summary 

The content of sulphate sulphur in soils of mountain ecosystems may be considered as an 

indicator of anthropogenic stress. The content of sulphate sulphur was determined in the 

surface levels of soils in the central part of the Karkonosze National Park, in the upper forest 

zone. Soil sulphate sulphur was analysed at the background of crucial soil properties 

and concentrations of trace elements: Cu, Zn and Pb. Soil samples were collected in 24 

sites within a monitoring net of forest ecosystems in the Park. Those sites were located in 

two areas: Jagniątków and Karkonoska Pass. Analyzed were the levels of ectohumus, as 

well as the surface soil levels, represented by the layers 0–10 cm and 10–20 cm. The content 

of sulphate sulphur in the samples showed a very large variation and ranged from 20 to 

3600 mg·kg -1 , with an average value of 378 mg·kg -1 . The highest concentrations and pools 

of sulphate sulphur were found in organic soils in the area of Karkonosze Pass. There were 

no statistically significant relationships between the pools of sulphate sulphur accumulated 

in soils and the pools of organic matter and the metallic elements Cu, Zn and Pb. 


Siarka należy do pierwiastków bardzo rozpowszechnionych w biosferze; dla roślin 

jest ważnym składnikiem pokarmowym [Terelak i in. 1995; Siuta i Rejman-Czajkowska 

1980]. W większości gleb, zwłaszcza stref umiarkowanych i wilgotnych, występuje głównie 

w związkach organicznych. Siarka siarczanowa stanowi od kilku do kilkunastu procent 

całkowitej zawartości tego pierwiastka w glebie i jest formą mało stabilną, łatwo ulegającą 

wymywaniu, a jednocześnie łatwo pobieraną przez rośliny [Motowicka-Terelak i in. 1998; 

Jakubus 2006]. W drugiej połowie XX wieku znaczące źródło siarki siarczanowej w glebach 

stanowiła mokra i sucha depozycja z atmosfery – skutek przemysłowych emisji dwutlenku 

siarki oraz powstawania kwaśnych deszczy. Podwyższona zawartość siarki siarczanowej 

w glebach, podobnie jak i zawartość niektórych pierwiastków śladowych, jest nie tylko 

znaczącym czynnikiem fitotoksycznym [Mańko, Motowicka-Terelak 1995; Jakubus 2006], 

ale może być także uważana za wskaźnik antropopresji, przyczyniający się – zwłaszcza 

w ekosystemach górskich – do zamierania drzewostanów. 

Wprawdzie w ostatnich 30 latach wielkość emisji siarki do atmosfery w Europie i w Polsce 

uległa radykalnemu zmniejszeniu, o ponad 70% [Kaczor, Brodowska 2008], to jednak 

na obszarach górskich depozycja i akumulacja siarczanowych form siarki nadal stanowić 

może poważny problem ekologiczny. Celem niniejszej pracy było określenie zawartości 

siarki siarczanowej w poziomach powierzchniowych gleb centralnej części Karkonoskiego 

Parku Narodowego, pod borami regla górnego, na tle najważniejszych właściwości tych 

gleb, a zwłaszcza odczynu i zawartości materii organicznej oraz zawartości wybranych 

pierwiastków śladowych: Cu, Pb, Zn. 

62

Siarka siarczanowa w glebach górnoreglowych borów świerkowych Karkonoskiego Parku... 

2. metodyKA BADAŃ 

Próbki gleb pobrano w 20 punktach w stałego monitoringu gleb leśnych Karkonoskiego 

Parku Narodowego (KPN), po 10 punktów z dwóch rejonów: Jagniątków i Przełęcz Karkonoska 

(rys. 1), zgodnie z metodyką opisaną przez Karczewską i in. [2006]. Analizie poddano 

poziomy próchnicy nadkładowej O oraz próbki z warstw 0–10cm i 10–20cm. Gleby 

w punktach monitoringowych roboczo podzielono na dwie grupy: 

●● 

oraz 

gleby organiczne (9 punktów) 

●● 

gleby mineralne (11 punktów). 

Gleby mineralne reprezentowane były przez glejobielice właściwe, a także gleby glejobielicowe 

torfiaste, torfiasto-glejowe oraz brunatne kwaśne bielicowane. Gleby organiczne 

należały do gleb torfowych torfowisk przejściowych oraz gleb torfowo-murszowych 

i torfowo-glejowych. Łącznie analizie poddano 60 próbek gleb – po 20 z każdej 

głębokości. 

Rys. 1. Lokalizacja dwóch rejonów badań: Jagniątkowa (1) oraz Przełęczy Karkonoskiej (2), na 

tle sieci punktów kompleksowego monitoringu w Karkonoskim Parku Narodowym 

Fig. 1. Situation of two research areas: Jagniątków (1) and Karkonoska Pass (2) indicated at the 

background of monitoring net in the Karkonosze National Park 

W próbkach oznaczano zawartość substancji organicznej OM (metodą straty żarowej), 

wartość pH (w 1 M KCl), zawartość metali ciężkich: Zn, Cu i Pb (metodą AAS, po mineralizacji 

w wodzie królewskiej) oraz zawartość siarki siarczanowej S-SO 4 

(na podstawie eks- 

63


trakcji wolnych siarczanów, rozpuszczalnych w wodzie: 1:5 (m:v), t = 30 min.). Stężenie siarczanów 

w ekstraktach oznaczano metodą nefelometryczną według PN-ISO 11048:2002, 

zgodnie z procedurą powszechnie przyjętą w badaniach gleb [Ostrowska i in. 1991; Tan 

2005]. Oznaczenia wykonywano na spektrofotometrze HACH (z odczynnikiem Sulfaver 4, 

zawierającym kationy Ba). 

Na podstawie stężeń badanych składników w glebach obliczono też ich łączne pule (zasoby) 

zgromadzone w warstwie powierzchniowej (do 20 cm), w odniesieniu do powierzchni 

1 m 2 . Niezbędną do obliczeń gęstość gleby wyznaczono stosując równanie Prevosta [2004], 

którego poprawność została sprawdzona w odniesieniu do wybranych punktów monitoringowych 

na obszarze całego Parku. Analizę korelacji zastosowano do określenia związków 

między zawartością S-SO 4 

w próbkach a wartością pH, zawartością substancji organicznej 

OM oraz stężeniami Zn, Cu i Pb. Analizę wariancji (ANOVA dwuczynnikowa) zastosowano 

do oceny różnic w zasobach siarki siarczanowej, materii organicznej i metali w dwóch badanych 

rejonach i między glebami organicznymi i mineralnymi. 

3. Wyniki i dyskusja 

Badane próbki gleb wykazywały niewielkie zróżnicowanie odczynu, który we wszystkich 

punktach był silnie kwaśny. Wartości pH mieściły się w przedziałach: 2,8–3,5 w poziomach 

próchnicy nadkładowej (ektohumusu) O, 2,5–3,6 w warstwach 0–10 cm oraz 2,8–3,8 

w warstwach głębszych. 

Koncentracje siarki siarczanowej S-SO 4 

w badanych glebach Karkonoskiego Parku 

Narodowego charakteryzowało natomiast bardzo duże zróżnicowanie. Zawartość S-SO 4 

w próbkach wahała się w szerokim przedziale – od 20 do 3600 mg·kg -1 i wyniosła średnio 

378 mg·kg -1 . Obliczona wartość współczynnika zmienności była bardzo wysoka i wynosiła 

165%. Zróżnicowanie stężeń siarki siarczanowej w poziomach mineralnych gleb 

było mniejsze niż zróżnicowanie ogólne (współczynniki zmienności dla warstw 0–10 cm 

i 10–20 cm wynosiły odpowiednio 58% i 61%), w poziomach organicznych natomiast stężenia 

S-SO 4 

pozostawały najsilniej zróżnicowane, co charakteryzował szeroki zakres zawartości 

(od 40 do 3600 mg·kg -1 ) oraz wysoki współczynnik zmienności (112%). Średnia 

zawartość S-SO 4 

w poszczególnych warstwach gleb wynosiła odpowiednio: 641 mg·kg-1 

w poziomie ektohumusu, 386 mg·kg -1 w warstwach 0–10 cm oraz 167 mg·kg -1 w warstwach 

10–20 cm. 

Największe koncentracje S-SO 4, 

z maksymalną wartością wynoszącą 3600 mg kg -1 , 

stwierdzono w wierzchnich warstwach gleb organicznych w rejonie Przełęczy Karkonoskiej. 

Nie udało się stwierdzić przyczyny występowania tak wysokich stężeń S-SO 4 

w glebach 

organicznych tego rejonu. Można doszukiwać się jej na przykład w bieżących lokalnych 

emisjach SO 2 

z kotłowni w pobliskim schronisku, ale do wyjaśnienia rzeczywistego źródła 

wzbogacenia tych gleb w siarczany niezbędne byłyby dalsze badania. 

64


Stężenie siarki siarczanowej S-SO 4 

w próbkach gleb nie wykazywało związku z wartościami 

pH, co ilustrują wykresy na rysunku 2. Można natomiast mówić o wyraźnej tendencji 

wzrostu koncentracji siarki siarczanowej w próbkach wraz ze wzrostem zawartości w nich 

substancji organicznej OM (rys. 2). 

Rys. 2. Zależność stężeń siarki siarczanowej S-SO 4 

od odczynu pH i od zawartości substancji 

organicznej OM w próbkach gleb – z poszczególnych warstw gleb organicznych i mineralnych 

Fig. 2. Concentrations of sulphate sulphur S-SO 4 

in soil samples, related to soil reaction pH and 

the concentrations of organic matter OM in soil samples – in particular layers of organic 

and mineral soils 

Stwierdzone zawartości siarki siarczanowej w poziomach próchnicy nadkładowej 

O w górnoreglowych borach Karkonoszy są znacznie wyższe od podawanych przez Miechówkę 

i in. [2007] w odniesieniu do poziomów organicznych gleb bielicoziemnych Tatrzańskiego 

Parku Narodowego, mieszczących się w przedziale od 55,4 do 213 mg·kg -1 

[Miechówka i in. 2007]. Zmierzone zawartości siarki siarczanowej w powierzchniowych 

poziomach – gleb Karkonoszy prezentowane w niniejszej pracy są też wyższe niż w poziomach 

próchnicznych tatrzańskich gleb brunatnych 4,4–28,2 mg·kg -1 [Miechówka i in. 2002] 

i w poziomach próchnicznych gleb leśnych Gór Izerskich – od 12,7 do 361 mg·kg -1 , według 

danych Kabały [1998] sprzed kilkunastu lat. 

Niektórzy autorzy zajmujący się problematyką gleb leśnych na obszarach górskich 

[Miechówka i in. 2002; Bogacz 2003] odnoszą wyniki zawartości siarki siarczanowej w tych 

glebach do wartości granicznych, podawanych w wytycznych IUNG [Motowicka-Terelak, 

Terelak 1998]. Stosując te kryteria do oceny wyników uzyskanych w niniejszej pracy, nale- 

65


żałoby badane gleby scharakteryzować jako bardzo silnie zanieczyszczone siarką siarczanową. 

Należy jednak pamiętać o specyficznych właściwościach gleb górskich, silnie wzbogaconych 

w materię organiczną, która odpowiada za sorpcję siarczanów. 

Obliczone zasoby siarki siarczanowej zakumulowanej w glebach w poszczególnych 

punktach monitoringowych wskazują, że gleby organiczne gromadzą nieco większe ilości 

tej formy siarki (1,5–50,8 g·m -2 , średnio ok. 16 g·m -2 ) niż gleby mineralne (0,8–21,3 

g·m -2 , średnio ok. 10 g·m -2 ), ale różnica ta nie jest istotna statystycznie na poziomie p=0,05 

(rys. 3a). Nie potwierdzono też statystycznej zależności zawartości (zasobów) siarki siarczanowej 

w glebach od zasobów materii organicznej, odniesionych do jednostkowej powierzchni 

1 m 2 (tab. 1). 

Zasoby S-SO 4 

, g·m -2 Zasoby OM (kg·m -2 ) i S-SO 4 

, (g·m -2 ) 

Rys. 3. Porównanie zasobów S-SO 4 

zgromadzonych w powierzchniowych warstwach gleb organicznych 

i mineralnych: a – dla obu obszarów łącznie, b – z uwzględnieniem różnic między 

rejonami; wykres na rysunku 3b przedstawia także zróżnicowanie zasobów materii 

organicznej OM; wykresy ilustrują wartości oczekiwanych średnich brzegowych, a pionowe 

słupki oznaczają przedziały ufności 0,95 

Fig. 3. Comparison of the pools of S-SO 4 

accumulated in the surface layers in organic and mineral 

soils: a – for both regions altogether, b – and separately, with apparent differentiations 

between the regions; the graph 3b shows additionally, the differences in the pools 

of accumulated organic matter OM. Indicated are the values of least square means, and 

the bars illustrate confidence intervals 0.95 

66


Tabela 1. Współczynniki korelacji R dla zasobów (puli) zgromadzonej w badanych glebach siarki 

siarczanowej S-SO 4 

, substancji organicznej OM oraz pierwiastków metalicznych: Zn, 

Cu i Pb 

Table 1. Correlation coefficients between the pools of sulphate sulphur (S-SO 4 

) accumulated in 

soils, and the pools of organic matter OM and three metallic elements: Zn, Cu and Pb 

Parametr 

OM Zn Cu Pb 

kg·m -2 g·m -2 g·m -2 g·m -2 

S-SO 4 

, g·m -2 0,181 -0,210 -0,173 -0,051 

OM, kg·m -2 x 0,616** 0,309 0,448* 

Zn, g·m -2 x x 0,851** 0,889** 

Cu, g·m -2 x x x 0,849** 

Uwaga: Gwiazdkami zaznaczono korelacje istotne na poziomie p=0,01** oraz na poziomie p=0,05*. 

Należy podkreślić, że gleby mineralne w obu analizowanych rejonach (Jagniątków 

i Przełęcz Karkonoska) zawierają zbliżone zasoby zgromadzonej siarki siarczanowej S-SO 4 

. 

Gleby organiczne natomiast wykazują bardzo duże zróżnicowanie między obu obszarami: 

w rejonie Jagniątkowa gromadzą (do głębokości 20 cm) znacznie większe ilości materii organicznej, 

a jednocześnie statystycznie istotnie mniejsze zasoby siarki siarczanowej (rys. 3b). 

Przeprowadzone analizy wskazują też, że gleby w rejonie Jagniątkowa – zarówno organiczne, 

jak i mineralne – zawierają nieco większe zasoby zgromadzonych metali: Zn, Cu 

i Pb niż gleby rejonu Przełęczy Karkonoskiej, różnice te jednak nie są statystycznie istotne, 

p=0,05 (rys. 4). Tę zależność można wiązać z większymi zasobami zakumulowanej 

substancji organicznej w glebach rejonu Jagniątkowa, ponieważ wszystkie wymienione 

pierwiastki wykazują silne powinowactwo do materii organicznej [Kabata-Pendias, Pendias 

1999]. Różnice między ogólnymi zasobami Pb, Cu i Zn zgromadzonymi w warstwie do 

głębokości 20 cm – zarówno w glebach organicznych, jak i mineralnych – są efektem nakładania 

się dwóch czynników: 

1) wielkości depozycji poszczególnych pierwiastków, stanowiących antropogeniczne zanieczyszczenia 

przenoszone z masami napływającego powietrza 

oraz 

2) stabilności tych pierwiastków w powierzchniowej warstwie gleb. 

O ile przeciętne zawartości Pb, Zn i Cu w skorupie ziemskiej, ilustrujące tło geochemiczne, 

układają się w szereg: Zn>Cu>Pb [Kabata-Pendias, Pendias 1999], to wielkość 

emisji zanieczyszczeń do atmosfery i ładunek poszczególnych metali deponowanych w rejonie 

Sudetów układała się w latach 70–90 w szereg Zn>Pb>Cu [Grodzińska i in. 2001; 

Hławiczka 2008]. Według Staszewskiego i in. [2011] aktualne stężenia tych metali w pyle 

opadającym na obszar Karkonoskiego Parku Narodowego tworzą szereg: Pb>Zn>Cu. Jeśli 

wziąć pod uwagę bardzo duże powinowactwo Pb do substancji organicznej i jego zdol- 

67


ność do akumulacji, a jednocześnie stosunkowo dużą mobilność Zn, można uznać, że ponad 

3-krotnie większe niż zasoby Zn i Cu zasoby Pb są prostą konsekwencją akumulacji 

zanieczyszczeń w powierzchniowych warstwach gleby bogatych w materię organiczną. 

Rys. 4. Porównanie zasobów Zn, Cu i Pb zgromadzonych w powierzchniowych warstwach gleb 

organicznych i mineralnych z uwzględnieniem różnic między rejonami. Wykresy ilustrują 

wartości oczekiwanych średnich brzegowych. Pionowe słupki oznaczają przedziały 

ufności 0,95 

Fig. 4. Comparison of the pools of Zn, Cu, and Pb accumulated in the surface layers of organic 

and mineral soils – for two regions separately. Indicated are the values of least square 

means. The bars illustrate confidence intervals 0.95 

Należy tu jeszcze raz podkreślić, że zawartość (pula) siarki S-SO 4 

zgromadzonej w badanych 

glebach nie wykazuje korelacji ani z zasobami zgromadzonej materii organicznej 

OM, ani z ilością zakumulowanych pierwiastków metalicznych (tab.1). 

4. Wnioski 

1. Koncentracje siarki siarczanowej S-SO 4 

w badanych glebach Karkonoskiego Parku 

Narodowego wykazują bardzo duże zróżnicowanie, ze współczynnikami zmienności 

68


112% dla poziomów organicznych oraz 58–61% dla poziomów mineralnych. Występowanie 

ekstremalnie wysokich stężeń S-SO 4 

w glebach organicznych rejonu Przełęczy 

Karkonoskiej wymaga wyjaśnienia w dalszych badaniach. 

2. Stwierdzone zawartości siarki siarczanowej w powierzchniowych poziomach gleb górnego 

regla Karkonoszy są wyższe niż podawane w literaturze dla podobnych gleb Tatr 

oraz Gór Izerskich. 

3. Siarka siarczanowa jest stosunkowo labilnym składnikiem środowiska glebowego, może 

łatwo podlegać zarówno procesom mobilizacji, jak i transformacji. Ta cecha sprawia, 

że nie ma związku między pulą siarki siarczanowej zgromadzonej w glebach a zasobami 

zakumulowanej materii organicznej oraz pierwiastków metalicznych: Cu, Pb i Zn. 

4. Zawartość siarki siarczanowej S-SO 4 

w glebach, uważana za dobry wskaźnik aktualnej 

antropopresji, nie odzwierciedla jednak długotrwałych procesów narażenia środowiska 

na zanieczyszczenie. 


Bogacz A. 2003. Zawartość metali ciężkich i siarki w glebach organicznych wybranych 

obszarów Gór Izerskich. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 493: 39–44. 

Grodzińska K., Szarek G., Godzik B. 1990. Heavy metal deposition in Polish national 

parks – changes during ten years. Water Air Soil Poll. 49: 409–419. 

Hławiczka S. 2008. Krajowa emisja kadmu, ołowiu, arsenu, niklu, chromu, miedzi i cynku 

z obszaru Polski do atmosfery w latach 1980–2005. Ochrona Powietrza i Problemy 

Odpadów 42 (6): 137–147. 

Jakubus M. 2006. Siarka w środowisku. Wyd. Akademii Rolniczej w Poznaniu. 

Kabała C. 1998. Właściwości gleb na obszarach degradacji lasów w Górach Izerskich 

(Sudety Zachodnie). Rocz. Glebozn 49 (3/4): 119–134. 

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo 

Naukowe PWN, Warszawa. 

Kaczor A., Brodowska M.S. 2008. Effect of sulphur dioxide and nitrogen oxides emission 

on soil acidification in Poland. Ecolog. Chem. Eng. A. 15 (8): 791–798. 

Karczewska A., Bogacz A., Kabała C., Szopka K., Duszyńska D. 2006: Methodology 

of soil monitoring for a forested zone of the Karkonosze National Park – with 

reference to the diversity of soil properties. Polish J. Soil Science, 39 (2): 131–142. 

Mańko P., Motowicka-Terelak T. 1995. Wpływ zasiarczenia gleby na fitotoksyczność 

metali ciężkich. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 456: 553–557. 

Miechówka A., Zadrożny P., Nicia p. 2007. Zawartość i rozmieszczenie siarki siarczanowej 

w profilu tatrzańskich gleb bielicowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 520: 

571–578. 

Miechówka A., Zadrożny P., Niemyska-Łukaszczuk J. 2002. Siarka ogólna i siar- 

69


czanowa w wybranych profilach gleb brunatnych Tatrzańskiego Parku Narodowego. 

Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 482: 391–396. 

Motowicka-Terelak T., Terelak H. 1998. Siarka w glebach Polski – stan i zagrożenia. 

Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. 

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

gleb i roślin – katalog. IOŚ, Warszawa. 

PN-ISO 11048:2002 Jakość gleby. Oznaczanie siarczanów (VI) rozpuszczalnych w wodzie. 

Prevost M. 2004. Predicting soil properties from organic matter content following mechanical 

site preparation of forest soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 68: 943–949. 

Siuta J., Rejman-Czajkowska M. 1980. Siarka w biosferze. Państwowe Wydawnictwo 

Rolnicze i Leśne, Warszawa. 

Staszewski T., Łukasik W., Kubisa P. 2011. Contamination of Polish national parks 

with heavy metals. Environ. Monit. Assess. DOI 10.1007/s10661-011-2288-z. 

Tan K.H. 2005. Soil Sampling, Preparation and Analysis, CRC Press. 

Terelak H., Piotrowska M., Motowicka-Terelak T., Stuczyński T., Budzińska 

K. 1995. Zawartość metali ciężkich i siarki w glebach użytków rolnych Polski oraz 

zanieczyszczenie tymi składnikami. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 418: 45–59. 

70


Krystyna Pazurkiewicz-Kocot*, Aleksandra Haduch*, Andrzej Kita** 

ODDZIAŁYWANIE BRASSINOSTEROIDÓW NA KUMULACJĘ 

NIEKTÓRYCH PIERWIASTKÓW W LIŚCIACH ZEA MAYS L. 

I BIOSYNTEZĘ BARWNIKÓW CHLOROFILOWYCH 

THE EFFECT OF BRASSINOSTEROIDS ON THE ACCUMULATION 

OF SOME ELEMENTS IN THE LEAVES OF ZEA MAYS L. AND 

BIOSYNTHESIS OF CHLOROPHYLL PIGMENTS 

Słowa kluczowe: brassinosteroidy, chlorofile, Zn, Mn, Fe, Mg, Cu, Zea mays L. 

Key words: brassinosteroids, chlorophylls, Zn, Mn, Fe, Mg, Cu, Zea mays L. 

Streszczenie 

Przedmiotem rozważań w niniejszej pracy było oddziaływanie syntetycznego hormonu 24-epibrassinolidu 

na zawartość barwników chlorofilowych w liściach 7-dniowych siewek Zea mays L. 

w zależności od stężenia badanego regulatora wzrostu oraz wpływ wyżej wymienionego hormonu 

na kumulację niektórych metali (magnez, żelazo, miedź, cynk oraz mangan). 

Zawartość metali w liściach mierzono po ich mineralizacji, techniką emisyjnej spektometrii 

atomowej ze wzbudzeniem w plazmie sprzężonej (ICP-OES), a stężenie barwników chlorofilowych 

– techniką spektrofotometryczną (UV-VIS). Hormon 24-epibrassinolid powoduje 

wzrost zawartości chlorofilu a w świeżej masie roślin, natomiast w odniesieniu do chlorofilu 

b 24-brassinosteroid nie wpływał znacząco na jego zawartość. Zaobserwowano nieznaczny 

wzrost wartości stosunku ilościowego chlorofilu a do chlorofilu b wraz ze zmniejszeniem 

stężenia dodawanego do pożywki hormonu. Przeprowadzone doświadczenia wykazały 

również, że brassinosteroid wywiera wpływ na kumulację badanych metali w liściach 

siewek kukurydzy. 

* Dr Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, mgr Aleksandra Haduch – Katedra Fizjologii Roślin, 

Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Śląski, ul. Jagiellońska 28, 40-032 

Katowice; e-mail: krystyna.pazurkiewicz-kocot@us.edu.pl; haduchaleksandra@gmail.com 

** Dr Andrzej Kita – Zakład Chemii Analitycznej, Instytut Chemii, Uniwersytet Śląski, 

ul. Szkolna 9, 40-006 Katowice; e-mail: andrzej.kita@us.edu.pl 

71

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Aleksandra Haduch, Andrzej Kita 

Summary 

In this work the effect of 24- brassinosteroids on the accumulation of Zn, Mn, Fe, Mg and 

Cu and on the content of chlorophyll a and b in leaves of Zea mays L. plants was studied. 

The experiments were carried out with 7-day old maize plants grown on the Hoagland’s medium. 

Seeds of maize were cultivated for four days in the darkness at 27°C on the moist filter 

paper. Than the individual seedlings were transferred into the aerated solution containing 

the 24-brassinosteroid, and next cultivated in green house for 12 hours in light and 12 

hours in darkness at 21°C. The seedlings were exposed to the solution containing brassinosteroid 

at concentration 10 -9 mol·dm -3 – 10 -5 mol·dm -3 about 96 hours before chemical 

analysis, pH of medium was 6.5. The accumulation of metal ions in seedlings of maize was 

measured by emission spectroscopy using the spectrometer with excitation by argon inductively 

coupled plasma (ICP-OES). The amount of chlorophyll pigments was determined 

by the spectrophotometer. The study shows that the content of chlorophyll a and b in maize 

leaves depends on concentration of 24-brassinosteroid in medium. In the work the interrelations 

between content of Zn, Mn, Fe, Mg and Cu in plants and concentration of 24-brassinosteroid 

in medium was showed, as well. 


Wzrost i rozwój roślin to procesy bardzo złożone, które przebiegają na wielu płaszczyznach, 

takich jak oddziaływanie substancji na procesy metaboliczne czy wpływ na dostęp 

substancji odżywczych. Wymagają one skomplikowanej i skrupulatnej regulacji, między 

innymi przez hormony roślinne oraz regulatory wzrostu [Weyers, Paterson 2001]. Wśród 

regulatorów wzrostu najważniejszą grupę stanowią fitohormony, czyli hormony roślinne, 

które charakteryzuje aktywność w niskich stężeniach i które występują powszechnie we 

wszystkich roślinach. Mają one charakter sygnałów chemicznych tworzących się w określonej 

tkance roślinnej i następnie transportowanych do konkretnego miejsca w roślinie, 

gdzie stymulują określone procesy. W roślinach wyodrębnia się kilka grup fitohormonów, 

odgrywających kluczowe role w procesach wzrostu i rozwoju roślin. 

Brassinosteroidy są grupą hormonów roślinnych niezwykle zróżnicowaną pod względem 

budowy chemicznej [Yokota 1997, Bajguz, Tretyn 2003, Bajguz 2007]. Związki te występują 

w kiełkujących nasionach i są one u wielu gatunków roślin niezbędne do inicjacji 

tego procesu. Stymulują one wzrost łodygi przy jednoczesnym zahamowaniu wzrostu korzenia, 

jak również podziały komórkowe [Clouse, Sasse 1998]. Brassinosteroidy wpływają 

także na potencjał membranowy i transport [Dahse i in. 1990] oraz na gospodarkę wodną 

komórek roślinnych, wpływając na aktywność akwaporyn [Morrilon i in. 2001]. Hormony te 

oddziałują na proces starzenia się organów i tkanek roślinnych oraz regulują odpowiedź 

roślin na stresy środowiskowe [Wilen i in. 1995]. 

72

Oddziaływanie brassinosteroidów na kumulację niektórych pierwiastków w liściach... 


Celem niniejszej pracy było zbadanie oddziaływania syntetycznego hormonu 24-epibrassinolidu 

na zawartość barwników chlorofilowych w liściach 7-dniowych siewek Zea mays L. 

w zależności od stężenia badanego regulatora wzrostu (10 -9 mol·dm -3 – 10 -5 mol·dm -3 ). 

Zbadano również wpływ powyższego hormonu na kumulację niektórych metali (cynk, mangan, 

żelazo, magnez oraz miedź). 

Doświadczenia prowadzono na 7-dniowych siewkach kukurydzy (Zea mays L.) odmiany 

„KOSMO 230” (nasiona pochodziły ze Stacji Hodowli Roślin w Kobierzycach), 

hodowanych na pożywce Hoaglanda – kontrola [Hoagland, Arnon 1950], pożywce pozbawionej 

brassinosteroidu oraz na pożywkach zawierających brassinosteroid (24-epibrassinolid) 

w stężeniu 10 -9 mol·dm -3 – 10 -5 mol·dm -3 , który był wprowadzany do hodowli 

96 godzin przed analizą chemiczną, pH roztworu wynosiło 6,5. Początkowo rośliny 

hodowano w cieplarce ciemniowej w temperaturze 27°C, potem w szklarni przy 12-godzinnym 

dniu i nocy, w temperaturze 21°C. 

Akumulację metali w liściach mierzono metodą emisyjnej spektometrii atomowej (ICP- 

-OES), a stężenie barwników chlorofilowych metodą spektrofotometryczną. 

Zawartość barwników chlorofilowych w siewkach kukurydzy oznaczano w krążkach 

o określonej powierzchni, wyciętych z liści odpowiednim korkoborem. Materiał umieszczano 

w probówkach z acetonem. Po zagotowaniu materiału probówki szczelnie zamykano 

i przechowywano w ciemności, w lodówce, do czasu wykonania oznaczeń. 

Ekstrakcję barwników przeprowadzano w tym samym dniu. Liście rozcierano z odrobiną 

drobno potłuczonego szkła i z niewielką ilością CaCO 3 

, w obecności 80% wodnego 

roztworu acetonu. Ekstrakcję kontynuowano świeżymi porcjami wodnego roztworu acetonu 

do momentu uzyskania roztworu bezbarwnego. Wyciąg acetonowy filtrowano przez sączek 

szklany (Schott G3) i dopełniano do określonej objętości. 

Barwniki chlorofilowe oznaczano metodą spektrofotometryczną. Absorbancję barwników 

odczytywano przy trzech długościach fali: 649 nm, 665 nm oraz 710 nm, na spektrofotometrze 

VSU2-P (produkcji firmy Carl Zeiss Jena). 

Pomiary absorbancji badanych roztworów wykonywane były w kuwetach szklanych, 

grubości 1 cm. 

Stężenie barwników obliczano ze wzorów Vernona, będących modyfikacją następujących 

wzorów Arnona [Vernon 1960]: 

1) chlorofil a [mg·dm -3 ] = 11,63 A 665 

– 2,39 A 649 

; 

2) chlorofil b [mg·dm -3 ] = 20,11 A 649 

– 5,18 A 665 

; 

3) chlorofil a+b [mg·dm -3 ] = 6,45 A 665 

+ 17,72 A 649 

; 

gdzie: 

A 665 

– maksimum absorpcji chlorofilu a, 

A 649 

– maksimum absorpcji chlorofilu b. 

73


Ilość barwników przeliczano na 1 g suchej masy roślinnej. W celu zmierzenia zawartości 

badanych metali (cynk, mangan, żelazo, magnez i miedź) w tkance liści materiał roślinny 

suszono w suszarce, w temperaturze 70°C, do stałej masy. Tak przygotowane próbki 

poddawano analizie chemicznej. 

Kumulację metali w tkankach liści badano przy zastosowaniu metody atomowej spektrometrii 

emisyjnej (ICP-OES). Zastosowanie tej techniki w analizie materiałów pochodzenia 

roślinnego wymaga przeprowadzenia próbki organicznej do roztworu. W tym celu suchą 

próbkę o masie około 0,5 g mineralizowano metodą bezciśnieniową na mokro, z udziałem 

stężonego HNO 3 

. W analicie oznaczano następujące metale, wykorzystując linie analityczne 

poszczególnych pierwiastków: Zn – 213, 856 nm, Mn – 257,610 nm, Fe – 259,940 nm, 

Mg – 279,553 nm, Cu – 324,754 nm. 


Siewki kukurydzy (Zea mays L.) hodowane były na pożywce zawierającej brassinosteroid 

(24-epibrassinolid). Rośliny pobierają ten hormon z podłoża i kumulują go. Badania 

prowadzono w porównaniu z kontrolnymi roślinami, których hodowla prowadzona była na 

pożywce Hoaglanda. 

W 7-dniowych siewkach kukurydzy poddanych działaniu brassinosteroidu w stężeniach 

10 -9 mol·dm -3 – 10 -5 mol·dm -3 badano zawartość barwników chlorofilowych (chlorofil a, b 

oraz a+b), a także zawartość wybranych metali (Zn, Mn, Fe, Mg, Cu) w roślinach. Kontrolę 

dla wszystkich pomiarów stanowiły rośliny rosnące tylko na pożywce Hoaglanda. 

Zwiększoną zawartość chlorofilu a w porównaniu z kontrolą w przeliczeniu na 1 gram 

świeżej masy liściowej zaobserwowano w hodowli roślin na pożywce zawierającej brassinosteroid 

w stężeniu 10 -8 mol·dm -3 , przy czym spadek zawartości chlorofilu a dla pozostałych 

stężeń nie był znaczący, zwiększoną zawartość chlorofilu b i całkowitą zawartość a+b 

stwierdzono natomiast przy stężeniach brassinosteroidu 10 -9 mol·dm -3 i 10 -8 mol·dm -3 (rys. 1). 

Wraz ze wzrostem stężenia brassinosteroidu w pożywce zaobserwowano znaczny 

wzrost wartości stosunku ilościowego chlorofilu a/b. Największy wzrost stwierdzono, w porównaniu 

z kontrolą, przy stężeniu 10 -7 mol·dm -3 i 10 -5 mol·dm -3 . Mniejsze zawartości chlorofilu 

a, b oraz a+b w porównaniu do kontroli zaobserwowano w liściach siewek hodowanych 

na pożywce Hoaglanda, zawierającej brassinosteroid w stężeniu 10 -7 mol·dm -3 

– 10 -5 mol·dm -3 . Badany brassinosteroid niezależnie od stężenia stymulował kumulację 

badanych metali w roślinach (rys. 2). Największą kumulację w siewkach, w porównaniu do 

kontroli, stwierdzono przy stężeniu brassinosteroidu 10 -8 mol·dm -3 . Mniejsze kumulacje natomiast 

stwierdzono dla stężeń brassinosteroidu 10 -9 mol·dm -3 , 10 -7 mol·dm -3 , 10 -6 mol·dm -3 

i 10 -5 mol·dm -3 . Przeprowadzone doświadczenia wykazały jednoznacznie, że 24-epibrassinolid 

zwiększa kumulację badanych metali w liściach kukurydzy. 

74


Rys. 1. Zawartość chlorofilu a, b, a+b w świeżej masie liści oraz stosunek chlorofilu a/b siewek 

Zea mays L. poddanych w trakcie hodowli działaniu 24-epibrassinolidu w różnych stężeniach 

(średnie z 5 pomiarów; błąd 6–7%) 

Fig. 1. Chlorophyll a, b and a+b content and relation of chlorophyll a/b in fresh mass of Zea mays 

L. seedlings treated by brassinosteroid in different concentrations (average from 5 measurements, 

error 6–7%) 

Rys. 2. Zawartość w liściach 7-dniowych siewek kukurydzy Mg, Zn, Fe, Cu, Mn (średnie z 5 pomiarów; 

błąd 8–10%) 

Rys. 2. Content of Mg, Zn, Fe, Cu, Mn in the leaves of 7-day maize seedlings (average from 

5 measurements; error 8–10%) 

75


Organizmy żywe – zarówno zwierzęta, jak i rośliny – do prawidłowego funkcjonowania 

potrzebują niezbędnych produktów. Prawidłowy wzrost i rozwój roślin w dużym stopniu zależy 

od dostarczanych im w pożywkach makro- i mikroelementów [Kabata-Pendias, Pendias 

1999]. Do ważniejszych mikroelementów pobieranych z podłoża przez rośliny należą 

Zn, Mn, Fe, Mg, Cu. Ilość pobieranych przez rośliny jonów metali uzależniona jest od wielu 

czynników, zarówno zewnętrznych, w jakich żyją rośliny, jak i czynników wewnętrznych. 

Intensywność pobierania jonów metali z podłoża przez organizmy roślinne oraz ich transport 

zarówno na poziomie struktur komórkowych, jak i organów, w dużej mierze zależy od 

formy, w jakiej metale występują w podłożu, od ich mobilności i właściwości oraz od ich 

stężenia [Fox, Guerinot 1998, Frausto Da Silva, Williams 2001], a także od indywidualnych 

właściwości organizmów. Niektórzy badacze wskazują, że fitohormony wywierają dodatni 

wpływ na pobieranie jonów z podłoża przez rośliny [Pazurkiewicz-Kocot i in. 2002, Pazurkiewicz-Kocot, 

Kita 2004]. Deficyt hormonów roślinnych powoduje znaczne zmniejszenie 

intensywności tego procesu. 

Ważnym czynnikiem, decydującym o intensywności wzrostu i rozwoju roślin, jest również 

dostępność metabolitów, organicznych substancji pokarmowych, u podstaw syntezy 

których stoją procesy związane z fotosyntezą. Natężenie procesu fotosyntezy, związane 

z reakcjami świetlnymi zachodzącymi w barwnikach chlorofilowych uzależnione jest od ilości 

chlorofilu a i b w komórkach fotosyntetyzujących [Rűdiger 1997, Bolivar 2006, Tanaka, 

Tanaka 2006]. Mechanizm działania oraz regulacyjne właściwości brassinosteroidów mają 

charakter sygnałów chemicznych, które powstają w znikomych ilościach, w ściśle określonej 

tkance, a następnie są transportowane do konkretnego miejsca w roślinie, gdzie stymulują 

określone procesy [Li, Jin 2007]. 

4. WNIOSKI 

Brassinosteroid w niskich stężeniach działa stymulująco na syntezę chlorofilu a i b w liściach 

Zea mays L. Stymuluje akumulację badanych metali w siewkach kukurydzy w zakresie 

badanych stężeń tego pierwiastka w pożywce. 


BAJGUZ A., TRETYN A. 2003. Brassinosteroidy – hormony roślinne. Wyd. Uniwersytet 

Mikołaja Kopernika, Toruń. 

BAJGUZ A. 2007. Metabolism of brassinisteroids in plants. Plant Physiol. Biochem. 45: 95–107. 

BOLIVAR D.W. 2006. Recent advances in chlorophyll biosynthesis. Photosynthesis Reaserch 

90: 173–194. 

CLOUSE S.D., SASSE J.M. 1998. Brassinosteroids: essential regulators of plant growth 

and development. Ann. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 49: 427–451. 

76


DAHSE I., BERNSTEIN M., PETZOLD U., MULLER E., VORBRODT H.M., ADAM G. 1990. 

Effect of (922S,23S) – homobrassinolide and related compounds on membrane potential 

and transport of Egeria leaf cells. Plant Physiol. 93: 1268–1271. 

FOX T.C., GUERINOT M.L. 1998. Molecular biology of cation transport in plants. Ann. Rev. 

Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 49: 669–696. 

FRAUSTO DA SILVA J.J.R., WILLIAMS R.J.P. 2001. The biological chemistry of the elements. 

Oxford University Press, Oxford. 

HOAGLAND D.R., ARNON D.J. 1950. The water culture method for growing plants without 

soil. Calif. Agric. Exp. Stat. Circ. 347: 1–32. 

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

Warszawa. 

LI J.M., JIN H. 2007. Regulation of brassinosteroid signaling. Trends Plant Science. 12: 

37–41. 

MORRILLON R., CATTEROU M., SANGWAN R.S., LASSALLES J.P. 2001. Brassinolide 

may control aquaporin activities in Arabidopsis thaliana. Planta 212: 199–204. 

PAZURKIEWICZ-KOCOT K., KITA A., GALAS W. 2002. Akumulacja kationów w tkankach 

siewek Zea mays L., hodowanych na pożywkach zawierających wybrane fitohormony. 

Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 488: 719–726. 

PAZURKIEWICZ-KOCOT K., KITA A. 2004. Oddziaływanie kwasu abscysynowego na akumulację 

wybranych metali w siewkach Zea mays L. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 496: 

511–518. 

RŰDIGER W. 1997. Chlorophyll metabolism: from outer space down to the molecular level. 

Phytochemistry 36: 1151–1167. 

TANAKA A.K., TANAKA R. 2006. Chlorophyll metabolism. Curr. Opin. Plant Biology 9: 

248–255. 

VERNON L.P. 1960. Spectrophotometric determination of chlorophylls and pheophytins in 

plant extracts. Anal. Chem. 32: 1144–1150. 

WEYERS J.D.B., PATERSON N.W. 2001. Plant hormones and the control of physiological 

processes. New Phytologist 129: 375–407. 

WILEN R.W., SACCO M., GUSTA L.V., KRISHANA P. 1995. Effects of 24-epibrassinolide 

on freezing and thermotolerance of romegrass (Bromus inermis) cell cultures. Physiol. 

Plant 95: 195–202. 

YOKOTA T. 1997. The structure, biosynthesis and function of brassinosteroids. Trends Plant 

Sci. 2, 4: 137–144. 

77


Maria Balcerzak*, Jolanta Janiszewska* 

WIELOANIONOWA ANALIZA MATERIAŁóW ŚRODOWISKOWYCH 

TECHNIKą CHROMATOGRAFII JONOWEJ 

MULTIANIONIC ANALYSIS OF ENVIRONMENTAL MATERIALS BY ION 

CHROMATOGRAPHY 

Słowa kluczowe: analiza środowiskowa, azotany, bromki, chlorki, fluorki, fosforany, siarczany, 

chromatografia jonowa. 

Key words: environmental analysis, nitrates, bromides, chlorides, fluorides, phosphates, 

sulphates, ion chromatography. 

Streszczenie 

Potencjalnie niekorzystne biologiczne oddziaływania nieorganicznych anionów: NO 3- 

, NO 2- 

, 

Br - , Cl - , F - 3- 2- 

, PO 4 

i SO 4 

stwarzają w środowisku naturalnym konieczność monitorowania 

ich ilości. Zwiększone ilości anionów mogą pogarszać jakość wód środowiskowych, gleb 

oraz powietrza, a przez to warunki wzrostu i egzystencji organizmów żywych. Instrumentalną 

techniką analityczną dedykowaną do jednoczesnej wieloanionowej analizy różnorodnych 

materiałów, w tym środowiskowych, jest chromatografia jonowa (IC). Technika ta umożliwia 

oznaczanie substancji na niskich poziomach stężeń (granice wykrywalności rzędu ng L -1 

i μg L -1 ) w roztworach otrzymanych po ich ekstrakcji z badanych materiałów. W prezentowanym 

artykule omówiono źródła poszczególnych anionów w środowisku, ich biologiczne oddziaływania 

oraz możliwości zastosowań techniki IC w analizie materiałów środowiskowych. 

Summary 

Monitoring of inorganic anions: NO 3- 

, NO 2- 

, Br - , Cl - , F - , PO 4 

3- 

and SO 4 

2- 

, in the environment 

is necessary owing to their potential negative biological effects. Higher amounts of the 

* Prof. dr hab. Maria Balcerzak, mgr inż. Jolanta Janiszewska – Wydział Chemiczny, 

Politechnika Warszawska, ul. Noakowskiego 3, 00-664 Warszawa; tel.: 22 234 51 04, 

22 234 54 45; e-mail: mbal@ch.pw.edu.pl; jjaniszewska@ch.pw.edu.pl 

78

Wieloanionowa analiza materiałów środowiskowych techniką chromatografii jonowej 

anions can negatively affect the quality of environmental waters, soils and air, which can 

result in deterioration of conditions for growing up and existence of living organisms. Ion 

chromatography (IC) is an instrumental analytical technique particularly suitable for multianionic 

analysis of various, including environmental, materials. The technique allows the 

determination of the analytes at low concentrations (detection limits at ng L -1 and μg L -1 levels) 

in solutions obtained after their extraction from the examined materials. Environmental 

sources of the anions of interest, their biological activities and possibilities of the application 

of IC technique in analysis of environmental materials are described in the paper. 


Monitorowanie potencjalnie toksycznych chemicznych substancji, nieorganicznych i organicznych, 

w różnorodnych materiałach środowiskowych (wodach, powietrzu, glebach i roślinach) 

stanowi niezbędny warunek zmniejszania zagrożenia dla organizmów żywych. Do 

substancji występujących w środowisku naturalnym w konsekwencji naturalnych procesów 

przebiegających w przyrodzie oraz w znacznie większym stopniu w wyniku działalności ludzi 

(źródła antropogeniczne) i wymagających monitorowania należą aniony nieorganiczne: 

azotany (V i III), bromki, chlorki, fluorki, fosforany i siarczany. Źródłem nadmiernych ilości 

tych anionów w środowisku są najczęściej stosowane w nadmiarze nawozy (mineralne i naturalne), 

miejskie i przemysłowe ścieki, a także opady atmosferyczne (suche i mokre). Kumulowanie 

się anionów w środowisku może powodować pogorszenie warunków rozwoju 

organizmów żywych i stwarzać zagrożenie zdrowotne dla ludzi przez możliwość włączania 

nadmiernych ich ilości do łańcucha żywieniowego. Szczególnej uwagi wymagają wody 

środowiskowe stanowiące źródła wód pitnych, rośliny (w tym uprawiane do celów spożywczych) 

oraz gleby. 

Techniką predysponowaną do oznaczania jonowych składników różnorodnych materiałów 

jest chromatografia jonowa (ang. ion chromatography, IC) [Michalski 2011]. Chromatografia 

jonowa jest odmianą wysokosprawnej chromatografii cieczowej, umożliwiającą 

szybkie rozdzielanie i jednoczesne oznaczanie substancji jonowych (anionowych i kationowych) 

zawartych w badanych materiałach oraz innych substancji po ich uprzednim przeprowadzeniu 

do postaci jonowej. Atrakcyjne możliwości techniki IC, m.in. stosowanie tanich, 

bezpiecznych w użyciu oraz przyjaznych dla środowiska odczynników, a także możliwość 

jednoczesnego oznaczania kilkunastu anionów i kationów, jonów organicznych i nieorganicznych, 

zadecydowały o jej wyjątkowej przydatności w badaniach wielu materiałów, w tym 

szerokiej gamy materiałów środowiskowych. Technika IC jest konkurencyjna w stosunku 

do innych technik analitycznych, np. spektrofotometrycznych i elektroanalitycznych, także 

stosowanych do oznaczania wyżej wymienionych anionów w materiałach środowiskowych, 

szczególnie w aspekcie selektywności i czułości (granice wykrywalności IC na poziomie 

ng L -1 i μg L -1 ) oznaczeń. Zastosowanie chromatografii jonowej w analizie materiałów 

79

Maria Balcerzak, Jolanta Janiszewska 

o złożonej matrycy wymaga odpowiednich etapów przygotowania próbek, zapewniających 

ilościowe przeprowadzenie do roztworu analitów i ich oddzielenie od przeszkadzających 

składników matrycy. 

2. NIEORGANICZNE ANIONY W ŚRODOWISKU NATURALNYM 

I ICH BIOLOGICZNE ODDZIAŁYWANIE 

Azotany, bromki, chlorki, fluorki, fosforany i siarczany należą do nieorganicznych anionów 

najczęściej oznaczanych w materiałach środowiskowych. Nadmierne ilości tych anionów 

w środowisku naturalnym mogą oddziaływać niekorzystnie na stan ekosystemów, na 

warunki wzrostu i egzystencji organizmów żywych, w tym roślinności, organizmów wodnych 

i ludzi. Ze względu na niekorzystne biologiczne oddziaływania zwiększonych ilości anionów 

poziom ich zawartości w różnorodnych materiałach środowiskowych, w tym szczególnie 

w materiałach włączanych do diety ludzi, może podlegać regulacjom prawnym (w Polsce 

odpowiednim rozporządzeniom Ministra Zdrowia). Przykładem takich regulacji jest aktualne 

Rozporządzenie dotyczące jakości wód przeznaczonych do spożycia przez ludzi [Rozporządzenie 

Ministra Zdrowia... 2010] i wcześniejsze rozporządzenie dotyczące innych 

składników żywności [Rozporządzenie Ministra Zdrowia... 2003], z późniejszymi zmianami. 

Azotany. Naturalnym źródłem azotanów(V i III) w środowisku jest przebiegający w przyrodzie 

cykl azotowy, przemiany związków zawierających azot pod wpływem mikroorganizmów, 

procesy rozkładu roślin i złoża mineralne. Ścieki miejskie i przemysłowe, nawozy 

sztuczne i naturalne, oraz opady atmosferyczne (kwaśne deszcze, pyły) stanowią główne 

antropogeniczne źródła azotanów w środowisku [Michalski, Kurzyca 2006]. Bardzo dobra 

rozpuszczalność azotanów w wodzie sprzyja ich migracji w środowisku. Nadmierna ilość 

azotanów stanowi zagrożenie dla środowiska, głównie gleb i wód, oraz dla zdrowia ludzi. 

W środowiskach wodnych nadmiar azotanów prowadzi do eutrofizacji. Jony azotanowe są 

przyswajane przez rośliny, w tym warzywa, które stanowią główne (80 – 90%) źródło azotanów(V 

i III) w diecie człowieka. Jony azotanowe(V) pod wpływem bakterii obecnych w przewodzie 

pokarmowym mogą ulegać redukcji do toksycznych azotanów(III). Azotany(III) mogą 

powodować objawy chorobowe określane mianem methemoglobinemii, związane z przemianą 

hemoglobiny w methemoglobinę, nieposiadającą zdolności przenoszenia tlenu we krwi. 

Są uznawane za prekursory nitrozoamin, związków o działaniu rakotwórczym i mutagennym. 

Ilość jonów azotanowych(V) w warzywach stanowi ważne kryterium oceny ich jakości. Jest 

ona uzależniona od stopnia nawożenia oraz rodzaju gleby, klimatu, rodzaju warzywa, czasu 

wegetacji i dojrzałości roślin podczas zbiorów [Santamaria 2006; Correia i in. 2010]. Problemem 

są zwiększone ilości azotanów(V) i obecność azotanów(III) w wodach pitnych w prywatnych 

studniach na obszarach wiejskich [Janiszewska i in. 2011]. 

Bromki. Do naturalnych źródeł bromków w środowisku należą nieliczne występujące 

w przyrodzie minerały, z których mogą być one uwalniane w procesie wietrzenia i odpro- 

80


wadzane do zbiorników wodnych [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Źródła większych ilości 

bromków w glebach mogą stanowić pyły wulkaniczne, zawarta w glebach materia organiczna 

wiążąca brom i opady atmosferyczne, zwłaszcza w rejonach nadmorskich. Stężenia bromu 

w wodach morskich wielokrotnie przewyższają stężenia w wodach słodkich. Głównym 

źródłem bromków w roślinach są bromki zawarte w powietrzu, opady atmosferyczne, a także 

organiczne związki bromu stosowane do fumigowania gleby w warunkach szklarniowych. 

Większe ilości bromków absorbowanych przez rośliny mogą prowadzić do ich obumierania, 

tzw. chlorozy. W wodach słodkich bromki występują zwykle na niewielkich, rzędu μg L -1 , nietoksycznych 

stężeniach. Ważnym problemem jednak, związanym z poziomem zawartości 

bromków w wodach stanowiących źródła wód pitnych, jest ich utlenianie w procesach uzdatniania 

wód (z udziałem ozonowania lub chlorowania) do bardzo toksycznych dla organizmów 

- 

żywych bromianów, BrO 3 

[Biń, Możaryn 1999; Kościelna 2004; Michalski 2009]. 

Chlorki. Wietrzenie skał krzemianowych, rozpuszczanie złóż soli kamiennej i innych 

soli zawierających chlorki stanowią naturalne źródła chlorków w środowisku [Sapek 2009]. 

Opad atmosferyczny (mokry i suchy) zawierający chlorki pochodzące z rozpylania wody 

morskiej, unoszenia pyłów i emisji chlorków ze źródeł przemysłowych stanowi dodatkowe, 

rozproszone źródło chlorków. Źródłem punktowych, znaczących ilości chlorków uwalnianych 

do środowiska są zrzuty zasolonych wód z kopalń i z zakładów przemysłu chemicznego. 

Istotnym antropogenicznym źródłem chlorków w środowisku są nawozy mineralne 

(głównie KCl) i naturalne oraz chlorek sodu i chlorek wapnia, stosowane do odmrażania 

nawierzchni dróg. Dobra rozpuszczalność soli chlorkowych w wodzie stanowi przyczynę 

ich występowania głównie w różnego rodzaju wodach środowiskowych. 

Mimo znaczących ilości chlorków wprowadzanych do środowiska z różnych źródeł, 

generalnie nie są one postrzegane jako zagrożenie, aczkolwiek duże ilości chlorków w glebach, 

wodach i innych elementach środowiska mogą wywierać niekorzystny wpływ na roślinność. 

Są doniesienia o nadmiernym zasoleniu (NaCl) obszarów Ziemi o powierzchni 

4×10 8 ha [Flowers 2004; Wheal, Palmer 2010]. Utrzymujące się dłuższe zasolenie gleb 

może prowadzić do stresu osmotycznego u roślin, utrudniającego roślinom pobieranie 

wody, a w konsekwencji do ich obumierania (usychania). Nadmiar przyswajanych przez rośliny 

chlorków może prowadzić do obniżenia ich walorów smakowych poprzez zmniejszenie 

zawartości kwasów organicznych, cukrów, skrobi i białka. Stopień przyswajalności jonów 

chlorkowych przez rośliny jest różny w zależności od gatunku. Ziemniaki, cebula, sałata 

i ogórki są warzywami wrażliwymi na większe ilości chlorków. W organizmach ludzi jony 

chlorkowe spełniają ważne funkcje biologiczne w zachowaniu ciśnienia osmotycznego, biorą 

udział w procesach trawienia i w przenoszeniu ładunków elektrycznych, co wspomaga 

pracę układu nerwowego i funkcje błon komórkowych. 

Fluorki. Istnieje wiele różnorodnych źródeł, z których fluorki mogą być uwalniane do 

środowiska naturalnego (atmosfery, wód i gleb) [Ozsvath 2009]. Źródłem fluorków w atmosferze 

są aerozole morskie, emisje gazów wulkanicznych i działalność przemysłowa. Naj- 

81


większe ilości fluorków są wprowadzane do atmosfery ze źródeł przemysłowych w postaci 

gazów (np. HF, SiF 4 

, F 2 

, H 2 

SiF 6 

) i pyłów (np. CaF 2 

, NaF, Na 2 

SiF 6 

). Znaczące ilości fluorków 

w środowisku mogą występować w okolicach źródeł wód termalnych. Fluor występuje 

w postaci licznych minerałów, głównie fluorytu (CaF 2 

), fluoroapatytu (Ca 5 

(PO 4 

) 3 

F), kriolitu 

(Na 3 

AlF 6 

) i topazu (Al 2 

(SiO 4 

)F 2 

), stanowiących geochemiczne źródła fluorków w środowisku. 

Występowanie obszarów, które charakteryzują znaczące stężenia fluorków w wodach 

stanowiących źródła wód pitnych i w glebach, na których są uprawiane warzywa, stanowi 

problem zdrowotny lokalnych społeczeństw. 

Fluorki pełnią ważne funkcje biologiczne, wpływają korzystnie na jakość tkanki zębowej 

i kostnej przez uczestnictwo w procesach wiązania wapnia, magnezu i fosforu podczas mineralizacji 

tkanek. Wbudowywują się w strukturę hydroksyapatytu (Ca 10 

(PO 4 

) 6 

(OH) 2 

) z utworzeniem 

fluoroapatytu (Ca 10 

(PO 4 

) 6 

F 2 

i Ca 10 

(PO 4 

) 6 

(OH)F), osadzającego się na włóknach 

kolagenowych tkanek kostnych, co prowadzi do zmniejszenia objętości kryształów, zmniejszenia 

rozpuszczalności i zwiększenia stabilności. Zbyt duża ilość fluoroapatytu w tkankach 

kostnych powoduje jednak ich przebudowę oraz zmiany właściwości fizykochemicznych. 

Może prowadzić do fluorozy, osteoporozy, zmian szkieletowych i blokady niektórych enzymów 

przez eliminowanie fizjologicznie ważnych jonów metali z biologicznego obiegu i pełnionych 

przez nie funkcji metabolicznych. Nagromadzenie w tkankach twardych trudno rozpuszczalnych 

fluorków metali może być toksyczne, a nawet mutagenne. Nadmiar fluorków 

w organizmie może powodować zmiany w zachowaniach ludzi, nadaktywność i predyspozycje 

do przemocy [Seavey 2005]. 

Nieszkodliwa dzienna dawka fluoru dla dorosłego człowieka wynosi ok. 1 mg. Zachowanie 

optymalnych dla organizmu stężeń fluoru wymaga kontroli źródeł ekspozycji, w tym 

szczególnie zawartości w wodach pitnych stanowiących główne źródło fluorków wprowadzanych 

do organizmów ludzi. Zawartość fluorków w wodach pitnych podlega regulacjom 

prawnym, w Polsce maksymalna dopuszczalna ilość to 1,5 mg L -1 [Rozporządzenie Ministra 

Zdrowia... 2010]. Stężenie ok. 2 mg L -1 fluorków w wodach pitnych jest uważane za 

chroniczną ekspozycję. Problem nadmiaru fluorków w wodach pitnych jest poważny na obszarach 

o znacznie większych naturalnych stężeniach w wodach stanowiących źródło wód 

pitnych przy braku innych źródeł (niektóre rejony Afryki i Indii). Niestety ciągle niedoceniane 

są inne niż wody pitne źródła fluorków. Napoje herbaciane stanowią drugie po wodach 

ważne źródło fluorków. 

Fosforany. Fosforany(V) stanowią najczęściej występującą w środowisku postać fosforu, 

pierwiastka o dużym znaczeniu biologicznym [Ruiz-Calero, Galceran 2005]. Związki 

fosforu, nieorganiczne i organiczne, biorą udział w podstawowych dla organizmów żywych 

procesach metabolicznych. Wchodzą w skład m.in. kwasów nukleinowych, fosfolipidów 

i fosfoprotein. 

Naturalnymi źródłami fosforanów w środowisku naturalnym są minerały, z których są 

one wymywane do hydrosfery, i procesy rozkładu matryc organicznych, np. alg. Znaczne 

82


ilości fosforanów przedostają się do środowiska ze źródeł antropogenicznych. Szeroko stosowane 

nawozy mineralne oraz ścieki miejskie i przemysłowe, zawierające znaczące ilości 

detergentów, stanowią główne antropogeniczne źródła fosforanów w środowisku. 

Nadmiar fosforanów w środowisku jest niekorzystny. Problemem jest zanieczyszczenie 

wód powierzchniowych prowadzące do eutrofizacji ekosystemów. Do organizmów ludzi 

największe ilości fosforanów są wprowadzane w postaci dodatków do żywności spełniających 

rolę regulatorów pH, emulgatorów, substancji teksturotwórczych, czynników kompleksotwórczych 

i bakteriostatyków. Nadmiar fosforanów wprowadzany do organizmu człowieka 

może być źródłem poważnych problemów zdrowotnych. 

Siarczany. Siarczany są najbardziej mobilnymi związkami siarki w środowisku. Są 

przyswajane przez rośliny (systemy korzeniowe) i mikroorganizmy, ulegają kumulacji na 

dodatnio naładowanych aktywnych centrach powierzchniowych gleb [Karmarkar, Tabatabai 

2000]. Gleby zawierające duże ilości siarczanów są nieurodzajne i w zasadzie nie są 

uprawiane. W wodach naturalnych siarczany występują w ilościach od kilku do kilku tysięcy 

mg L -1 . W wodach pitnych ich ilość jest limitowana (maksimum 250 mg L -1 ) [Rozporządzenie 

Ministra Zdrowia... 2010]. 

3. OZNACZANIE ANIONóW W PRóBKACH ŚRODOWISKOWYCH 

TECHNIKą CHROMATOGRAFII JONOWEJ 

Do oznaczania nieorganicznych anionów w materiałach środowiskowych najczęściej 

są stosowane metody spektrofotometryczne, chromatograficzne i elektroanalityczne. Chromatografia 

jonowa jest konkurencyjna w porównaniu do innych technik instrumentalnych, 

szczególnie w aspekcie selektywności i czułości [Bruzzoniti i in. 2011]. Chromatografia 

jonowa znalazła szerokie, bezpośrednie zastosowanie w analizie wód i ścieków, osiągając 

status techniki referencyjnej [Michalski 2006]. 

Oznaczanie nieorganicznych anionów w złożonych materiałach środowiskowych techniką 

IC wymaga odpowiednich etapów przygotowania próbek zapewniających możliwość 

przeprowadzenia ich do roztworu, który może być poddany analizie chromatograficznej [Michalski 

2010]. W analizie wód, szczególnie wód pitnych, na ogół wystarcza filtracja przez 

standardowy filtr membranowy o wielkości porów 0,45 μm. W badaniach bardziej złożonych 

próbek oznaczanie chromatograficzne poprzedza etap ekstrakcji z użyciem odpowiednio 

dobranego ekstrahenta. Szeroko stosowanym ekstrahentem składników jonowych jest 

woda. Mogą być stosowane także inne ekstrahenty, np. woda + rozpuszczalnik organiczny 

czy eluent. Przy oznaczaniu nieorganicznych anionów unika się wprowadzania do badanych 

roztworów kwasów nieorganicznych zawierających te aniony. Kwasy nieorganiczne 

mogą być stosowane przy dużych różnicach w czasach retencji oznaczanych i wprowadzanych 

anionów lub jeżeli istnieje możliwość usuwania anionów wprowadzonych na etapie 

rozkładu przez zastosowanie np. pośredniego etapu strącenia anionów chlorkowych 

83


w postaci AgCl i siarczanowych w postaci BaSO 4 

. Ewentualne etapy mineralizacji badanych 

materiałów w celu oznaczenia całkowitej ilości pierwiastków kwasotwórczych przeprowadza 

się w obecności odpowiednio dobranego utleniacza, np. H 2 

O 2, 

z niewielkim dodatkiem 

kwasu organicznego, np. kwasu mrówkowego lub octowego. 

Ekstrakcja analitów z badanych próbek jest poprzedzana na ogół optymalizacją stosowanych 

warunków, w tym odpowiednim rozdrobnieniem badanego materiału umożliwiającym 

maksymalną ekstrakcję oznaczanych składników do fazy ciekłej, ilością próbki poddawanej 

pojedynczej analizie w zastosowanych warunkach, ilością ekstrahenta, czasem 

i temperaturą ekstrakcji. Wstępne suszenie próbek sprzyja lepszej precyzji wyników. Stosuje 

się także wstępne spalanie próbek w celu usunięcia matrycy organicznej. Matryca 

organiczna może być usuwana z roztworów ekstrakcyjnych także innymi metodami, np. 

przez filtrację z użyciem sorbentu C18, strącanie z solami metali lub dodatek rozpuszczalnika 

organicznego. 

Rys. 1. Chromatogramy: a) roztworów kalibracyjnych (1-4) zawierających różne ilości (mg L -1 ) 

anionów: 0,4-10 F - - 

, NO 2 

i Br - ; 1-50 Cl - - 3- 2- 

; 0,6-50 NO 3 

i PO 4 

; 0,8-75 SO 4 

, b) wiejskiej 

wody studziennej, c) ekstraktu wodnego ziemniaka, d) ekstraktu wodnego marchewki 

Fig. 1. Chromatograms of: a) calibration solutions (1-4) with various anion concentrations 

(mg L -1 ): 0,4-10 F - - 

, NO 2 

and Br; 1-50 Cl - - 3- 2- 

; 0,6-50 NO 3 

and PO 4 

; 0,8-75 SO 4 

, b) country 

well water, c) aqueous extract of potato sample, d) aqueous extract of carrot sample 

84


W badaniach próbek warzyw (ziemniaków i marchewek) najlepsze warunki ekstrakcji 

omawianych anionów zapewniało użycie wody jako ekstrahenta w temp. 50°C i zastosowaniu 

płuczki ultradźwiękowej [Sowa i in. 2011; Ubyszewska i in. 2010]. Aniony w otrzymanych 

ekstraktach oznaczano po rozdzieleniu na kolumnie METROSEP A Supp 5 (długość 150 

mm, średnica wewnętrzna 4,0 mm, wypełnienie – alkohol poliwinylowy z czwartorzędowymi 

grupami amoniowymi, średnica cząstek 5 μm). Aniony wymywano z kolumny mieszaniną 

3,2 mmol L -1 Na 2 

CO 3 

oraz 1,0 mmol L -1 NaHCO 3 

(eluent). W badaniach stosowano chromatograf 

jonowy 761 Compact IC (Metrohm AG, Herisau, Szwajcaria) wyposażony w supresor 

MSM i detektor konduktometryczny. Na rysunku 1 przedstawiono przykłady chromatogramów 

próbek ziemniaków i marchewek otrzymane w zastosowanych warunkach. Szczegółowe 

wyniki oznaczeń anionów w badanych próbkach warzyw są przedstawione w pracach 

[Sowa i in. 2011; Ubyszewska i in. 2010]. 

4. PODSUMOWANIE I WNIOSKI 

Ilości nieorganicznych anionów: NO 3- 

, NO 2- 

, Br - , Cl - , F - 3- 2- 

, PO 4 

i SO 4 

, w środowisku 

naturalnym, wymagają monitorowania z powodu potencjalnie niekorzystnego oddziaływania 

na jakość wód środowiskowych, gleb, roślinności (w tym warzyw) i powietrza, a przez 

to warunki egzystencji organizmów żywych. Szczególnej uwagi wymaga występowanie 

zwiększonych ilości azotanów(V) w wodach pitnych w prywatnych studniach na obszarach 

wiejskich, przekraczających obowiązujące przepisy prawne. Technika chromatografii jonowej 

umożliwia szybkie i jednoczesne oznaczanie jonowych składników różnych materiałów 

środowiskowych z dużą czułością i selektywnością. Jest szczególnie dedykowana do 

oznaczania anionów w próbkach wód i ścieków, także z racji możliwości bezpośredniego 

stosowania. Oznaczanie anionów w materiałach o bardziej złożonej matrycy poprzedza 

etap ich wydzielenia, najczęściej poprzez ekstrakcję odpowiednim ekstrahentem. Dobre 

warunki ekstrakcji zapewnia użycie wody jako ekstrahenta w warunkach wspomaganych 

ultradźwiękami. Sposób pobrania próbki i przygotowania do badań może mieć znaczący 

wpływ na otrzymywane wyniki. 


BIŃ A.K., MOŻARYN W. 1999. Problem bromianów – współczesny stan badań oraz modyfikacje 

technologii uzdatniania wody do picia. Ochrona Środowiska 74: 49-56. 

BRUZZONITI M.C., DE CARLO R.M., SARZANINI C. 2011. The challenging role of chromatography 

in environmental problems. Chromatographia 73 (Suppl. 1): 15–28. 

CORREIA M., BARROSO A., BAROSSO M.F., SOARES D., OLIVEIRA M.B.P.P., DELE- 

RUE-MATOS C. 2010. Contribution of different vegetable types to exogenous nitrate 

and nitrite exposure. Food Chem. 120: 960-966. 

85


FLOWERS T.J. 2004. Improving crop salt tolerance. J. Exp. Bot. 55: 307–319. 

JANISZEWSKA J., BORKOWSKA A., SOWA A., BALCERZAK M. 2011. Aniony nieorganiczne 

w wodach pitnych z indywidualnych studni na obszarach wiejskich. Analityka 

2: 21-24. 


Warszawa. 

KARMARKAR SHREEKANT V., TABATABAI M.A. 2000. Sulfate, sulfite and sulfide. [W]: 

Nollet L.M.L. (red.), Handbook of water analysis, Marcel Dekker: 195-199. 

KOŚCIELNA H. 2004. Determination of bromate(V) in drinking water. A review. Chem. Anal. 

(Warsaw) 49: 445-457. 

MICHALSKI R. 2006. Ion chromatography as a reference method for determination of inorganic 

ions in water and wastewater. Crit. Rev. Anal. Chem. 36: 107-127. 

MICHALSKI R. 2009. Ion chromatography determination of bromate. Trends Chromatogr. 

5: 27-46. 

MICHALSKI R. 2010. Sample preparation for ion chromatography. [W:] Encyclopedia of 

Chromatography, Third Edition. Taylor & Francis, London 1: 1, 2106–2110. 

MICHALSKI R. 2011. Podstawy chromatografii jonowej. Wydawnictwa Śląskiej Wyższej 

Szkoły Zarządzania im. Gen. J. Ziętka, Katowice. 

MICHALSKI R., KURZYCA I. 2006. Determination of nitrogen species (nitrate, nitrite and 

ammonia ions) in environmental samples by ion chromatography. Pol. J. Environ. Stud. 

15: 5-18. 

OZSVATH D.L. 2009. Fluoride and environmental health: a review. Rev. Environ. Sci. Biotechnol. 

8: 59-79. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 20 kwietnia 2010 roku zmieniające rozporządzenie 

w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. 

U., Nr 72, poz. 466). 

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

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować 

się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, 

substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni 

żywności (Dz. U., Nr 37, poz. 326). 

RUIZ-CALERO V., GALCERAN M.T. 2005. Ion chromatographic separations of phosphorus 

species: a review. Talanta 66: 376-410. 

SANTAMARIA P. 2006. Review. Nitrate in vegetables: toxicity, content, intake and EC regulation. 

J. Sci. Food Agric. 86: 10-17. 

SAPEK A. 2009. Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych. Ochrona 

Środowiska i Zasobów Naturalnych 40: 455-464. 

SEAVEY J. 2005. Water fluoridation and crime in America. Fluoride 38: 11-22. 

SOWA A., JANISZEWSKA J., BALCERZAK M. 2011. Ziemniaki – chemicznie, nieorganicz- 

86


nie i jonowo. [W:] Michalski R. (red.). Chromatografia jonowa 2011: 90-101. Wydawnictwa 

Śląskiej Wyższej Szkoły Zarządzania im. Gen. J. Ziętka, Katowice. 

UBYSZEWSKA M., JANISZEWSKA J., BALCERZAK M. 2010. Oznaczanie nieorganicznych 

anionów w próbkach warzyw techniką chromatografii jonowej. [W:] Michalski R. 

(red.). Wybrane zastosowania chromatografii jonowej: 43-52. Wydawnictwa Śląskiej 

Wyższej Szkoły Zarządzania im. Gen. J. Ziętka, Katowice. 

WHEAL M.S., PALMER L.T. 2010. Chloride analysis of botanical samples by ICP-OES. J. 

Anal. At. Spectrom. 25: 1946-1952. 

87


Bogdan Kontek*, Renata Kontek** 

AKTYWNOŚĆ TRANSFERAZ S-GLUTATIONOWYCH U WYBRANYCH 

MUTANTÓW DROSOPHILA MELANOGASTER PO DŁUGOTRWAŁYM 

PODAWANIU MALATIONU 

ACTIVITY OF GLUTATHIONE S-TRANSFERASES IN SELECTED 

MUTANTS DROSOPHILA MELANOGASTER AFTER LONG-TERM 

TREATMENT WITH MALATHION 

Słowa kluczowe: Drosophila melanogaster, malation, aktywność transferaz S-glutationowych. 

Key words: Drosophila melanogaster, malathion, activity of glutathione S-transferases. 

Streszczenie 

Zbadano wpływ długotrwałego działania związku fosforoorganicznego – malationu, na poziom 

aktywności transferaz S-glutationowych (GST) u wybranych mutantów („e - ebony”/ 

mutacja ciała, „w a - white apricort”/mutacja oczu) Drosophila melanogaster. Insektycyd 

ten jest bardzo często używanym związkiem chemicznym w rolnictwie na całym świecie. 

Transferazy S-glutationowe były otrzymywane z wielu pokoleń Drosophila melanogaster. 

Wykazano, że u badanej muszki owocowej wzrost aktywności transferaz S-glutationowych 

ma duże znaczenie w oporności na badany insektycyd fosforoorganiczny. Stwierdzono, że 

w obecności malationu poziom aktywności enzymu zmieniał się w zależności od stosowanej 

dawki i czasu oddziaływania z tym związkiem. Największe zmiany aktywności badanego 

enzymu (wzrost aktywności transferaz S-glutationowych) stwierdzono w 15-tym i 20- 

tym pokoleniu (max.) Drosophila melanogaster („e”) oraz w 10-tym do 20-tego pokolenia 

Drosophila melanogaster („w a ”). 

* Dr Bogdan Kontek – Katedra Biochemii Ogólnej, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, 

Uniwersytet Łódzki, ul. Pomorska 141/143, 90-236 Łódź; tel.: 42 635 43 36; 

e-mail: kontekb@biol.uni.lodz.pl 

** Dr Renata Kontek – Pracownia Cytogenetyki, Katedra Genetyki Ogólnej, Biologii 

Molekularnej i Biotechnologii Roślin, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, 

Uniwersytet Łódzki, ul. S. Banacha 12/16, 90-237 Łódź. 

88

Aktywność transferaz s-glutationowych u wybranych mutantów Drosophila melanogaster... 

Summary 

The effects of the long-term action of the organophosphate insecticide – malathion on the 

activity level of glutathione S-transferases (GSTs) in selected mutants of Drosophila melanogaster 

(„e – ebony”/body mutation, „w a - white apricort”/eye mutation) were studied. Malathion 

is among the most widely used chemicals in agriculture all over the world. Glutathione 

S-transferases were extracted from many generations of Drosophila melanogaster. 

The increased activities of tested enzymes (GSTs) in fruit fly is positively correlated with the 

resistance to malathion. It was found that in the presence to malathion the level of enzyme 

activity is changed in a dose/time dependent manner. The most visible changes in the activities 

of tested enzymes (increase activities glutathione S-transferases) were found in the 

15-th, 20-th (max.) generations of Drosophila melanogaster („e”) and in the 10–20 -th (max.) 

generations Drosophila melanogaster („w a ”). 


W wyniku powszechnego stosowania związków fosforoorganicznych (IFO) jako środków 

ochrony roślin następuje nabywanie oporności przez zwierzęta na insektycydy fosforoorganiczne 

[Bull i Pryor 1990]. Organizmy żywe broniąc się przed szkodliwym działaniem 

związków fosforoorganicznych wykształciły mechanizmy oporności. Mechanizmy oporności 

wydają się nierozerwalnie wiązać ze stopniem aktywności enzymów biorących udział 

w metabolizmie IFO, głównie w ich degradacji i detoksykacji [Kao i Sun 1991]. Nabywanie 

oporności na insektycydy przez owady jest poważnym problemem gospodarczym i prowadzi 

w praktyce do zwiększenia stosowanych dawek, by osiągnąć podobne efekty trujące. 

Poznanie mechanizmów oporności na IFO owadów stwarza szansę aby zmniejszyć ilość 

stosowanych substancji toksycznych w celu ochrony roślin i zwierząt przed niepożądanymi 

pasożytami oraz ograniczyć skażenie środowiska. Stosowanie IFO już w dawkach podprogowych 

może wywoływać powstawanie aberracji chromosomowych, mutacji oraz zmian 

teratogennych. Wprowadzane do organizmu związki fosforoorganiczne (malation) wpływają 

na przebieg wielu procesów enzymatycznych prowadzących do zatrucia organizmu przez 

hamowanie aktywności różnych enzymów, zwłaszcza cholinoesteraz [Kontek i in. 2003]. 

Same związki fosforo-organiczne jednak ulegają przemianom metabolicznym do związków 

bardziej lub mniej toksycznych, a odbywa się to między innymi przy udziale transferaz S- 

-glutationowych [Enayati i in. 2005]. 

Transferazy S-glutationowe (GST) są to białka o budowie dimerów, należące do wielogenowej 

rodziny izoenzymów o podjednostkowej budowie i wielofunkcyjnym charakterze 

[Walter 1994]. Występują powszechnie w organizmach żywych [Wilce i Parker 1994]. Transferazy 

S-glutationowe odgrywają ważną rolę w inicjowaniu detoksykacji wielu związków 

endo- i egzogennych [Tu i Akgül 2005]. Katalizują nukleofilowy atak grup-SH zredukowa- 

89

Bogdan Kontek, Renata Kontek 

nego glutationu na elektrofilowe centra związków organicznych, w wyniku czego powstają 

koniugaty glutationu [Walter i Gawrońska 1987]. W wyniku reakcji sprzęgania grupy-SH 

neutralizują centrum elektrofilowe związku, z którym reagują. Powstają produkty lepiej rozpuszczalne 

w wodzie, co ułatwia ich eliminację [Walter 1994]. Charakterystyczną cechą 

transferaz jest występowanie ich w danym organizmie w postaci wielu izoenzymów. Transferazy 

S-glutationowe owadów nie odbiegają swymi zasadniczymi cechami, schematem 

budowy od GST pochodzących z innych źródeł [Alias i Clark 2007, Ranson i Hemingway 

2005]. U Drosophila melanogaster istnieją dwie odrębne immunologiczne klasy transferaz 

[Toung i Tu 1992]. Również u innych owadów stwierdzono w zależności od gatunku różną 

liczbę form GST [Sawicki i in. 2003, Yu 1991]. 


Celem prezentowanych w niniejszej pracy badań była ocena wpływu malationu, długotrwale 

podawanego in vivo wybranym mutantom („e” i „w a ”) Drosophila melanogaster poprzez 

ocenę aktywności transferaz S-glutationowych w poszczególnych pokoleniach badanych 

muszek owocowych. 

Materiałem do badań była Drosophila melanogaster (muszka owocowa). Została wybrana 

do doświadczenia ze względu na dobrze poznany aparat genetyczny oraz ze względu 

na szybkość jej namnażania, co pozwala otrzymać w krótkim czasie wiele pokoleń tego 

owadu. Założono populację Drosophila melanogaster i utrzymywano ją w stałej temperaturze 

(23 ± 1° C), w ciągłej hodowli laboratoryjnej. Składała się ona z wybranych mutantów („e 

- ebony”/mutacja ciała, „w a - white apricort”/mutacja oczu). Populacje założono na pożywce 

agarozowej (agarozowo-pszennej). Związkiem fosforoorganicznym, którym działano na mutanty 

muszki owocowej, był malation (S-1,2-dikarboetoksyetylo-O, O-dimetyloditiofosforan) 

o czystości 99% (otrzymany z Instytutu Przemysłu Organicznego w Warszawie. Wchodzi 

on w skład różnych preparatów handlowych do zwalczania owadów, np. Malation E-50, 

Karbofoz i Sadofoz. Hodowlę mutantów Drosophila melanogaster prowadzono z zastosowanym 

w tym doświadczeniu związkiem fosforoorganicznym do osiągnięcia 25 pokolenia. 

Malation rozpuszczony w 50-procentowym alkoholu etylowym podawano bezpośrednio 

na pożywkę, w stężeniach: 0,01 ppm, 0,1 ppm i 1,0 ppm, do kolejnych pokoleń Drosophila 

melanogaster. Tkanki owada (140 mg) homogenizowano homogenizatorem Pottera 

z tłokiem teflonowym, w 0,1 M buforze sodowo-potasowym o pH 7,5 zawierającym 0,25 M 

sacharozę w temperaturze 4°C według zmodyfikowanej metody Jakoby'ego [1985]. 

Białko oznaczano metodą Bradford [1976]. Aktywność transferaz S-glutationowych 

(GST) oznaczana była metodą Habiga i in. [1974] z dwoma substratami: 1,2-dichloro-4-nitrobenzenem 

(DCNB) oraz 1-chloro 2,4-dinitrobenzenem (CDNB). Przy oznaczaniu aktywności 

transferaz S-glutationowych pomiary absorbancji wykonywano przy użyciu spektrofotometru 

Specord M-40, przy l= 340 nm z CDNB oraz przy długości fali 345 nm z DCNB. 

90


Badanie powtarzano 6-cio krotnie (n=6), a każdą próbę oznaczenia aktywności powtarzano 

3-krotnie. Aktywność enzymatyczną wyrażono w jednostkach aktywności specyficznej 

[1mmol produktu powstałego w ciągu jednej minuty w warunkach reakcji enzymatycznej 

w przeliczeniu na mg białka]. 


Prezentowane wyniki dotyczą wpływu malationu na aktywność transferazową w kolejnych 

pokoleniach mutantów Drosophila melanogaster („e” i „w a ”). Na podstawie przeprowadzonych 

badań zaobserwowano zwiększenie aktywności GST w zależności od dawki i badanego 

pokolenia. Stwierdzono także różnicę w aktywności enzymu wobec stosowanych 

substratów (CDNB i DCNB). Poziom aktywności transferaz S-glutationowych u Drosophila 

melanogaster po działaniu malationu w poszczególnych pokoleniach przedstawiono na rysunkach: 

1a i b oraz 2a i b, zamieszczonych na stronach 92 i 93. 

Aktywność GST (z CDNB) dla szczepu „e” zwiększała się stopniowo już od pierwszego 

pokolenia zwłaszcza dla największego stosowanego stężenia, ale maksimum osiągnęła 

w pokoleniach od 15-tego do 20-tego, a następnie nastąpił spadek aktywności w pokoleniu 

25-tym. Natomiast aktywności GST (z CDNB) dla szczepu „w a ” zwiększyła się gwałtownie 

dopiero w dziesiątym pokoleniu również przy największych stosowanych stężeniach. 

Maksimum aktywności GST przypadło tutaj na pokolenia od 10-tego do 20-tego. 

Gwałtowny spadek aktywności GST (z CDNB) dla szczepu „w a ” nastąpił jak poprzednio 

w pokoleniu 25-tym. 

Aktywność GST (z DCNB) dla szczepu „e” podobnie zwiększała się stopniowo już od 

pierwszego pokolenia zwłaszcza dla największych stosowanych stężeń, i swoje maksimum 

osiągnęła również w pokoleniach od 15-tego do 20-tego. Spadek aktywności enzymów 

nastąpił w pokoleniu 25-tym (podobnie jak spadek aktywności z CDNB). Aktywności GST 

(z DCNB) natomiast dla szczepu „w a ” zwiększyła się gwałtownie już od pierwszego pokolenia 

także przy największych stosowanych stężeniach. Maksimum aktywności GST przypadło 

tutaj na pokolenia od 15-tego do 20-tego. Zdecydowany spadek aktywności GST (z DCNB) 

dla szczepu „w a ” nastąpił w pokoleniu 25-tym (podobnie jak spadek aktywności z CDNB). 

Zaobserwowano silniejsze działanie substratu CDNB względem DCNB na aktywność 

GST w badanej frakcji u Drosophila melanogaster. Aktywność GST (z CDNB) dla kontroli 

była zdecydowanie większa (± 350–400) mmol/mgP/min niż aktywność GST (z DCNB), 

która wynosiła (±140–160) mmol/mgP/min. 

Związki fosforoorganiczne (IFO) stosowane w dawkach podprogowych mogą wywoływać 

powstawanie aberracji chromosomowych, mutacji oraz zmiany teratogenne [Flessel 

i in. 1993, Walter i in. 1980, Walter 1989, Wiszkowska i in. 1986]. W badaniach in vitro okazało 

się, że IFO uszkadzają DNA, wywołując alkilację zasad azotowych [Wiaderkiewicz 

i in. 1986] oraz zmiany struktury drugorzędowej i trzeciorzędowej [Wojtysiak i in. 1989]. 

91


Rys. 1. Aktywność GST (CDNB) po działaniu IFO (malationu) dla szczepu „e”(a) i „w a ”(b) w poszczególnych 

pokoleniach Drosophila melanogaster: * p < 0,05 różnica istotna statystycznie 

odnośnie do grupy kontrolnej, ** p < 0,01 różnica istotna statystycznie odnośnie 

do grupy kontrolnej 

Fig. 1. Activity of GST (CDNB) after action of IFO (malathion) in several generations of „e”(a) 

i „w a ”(b) Drosophila melanogaste: * p < 0,05 statistically significant relative to the control 

group, ** p < 0,01 statistically significant relative to the control group 

92


Rys. 2. Aktywność GST (DCNB) po działaniu IFO (malationu) dla szczepu „e”(a) i „w a ”(b) w poszczególnych 



do grupy kontrolnej. 

Fig. 2. Activity of GST (DCNB) after action of IFO (malathion) in several generations of „e”(a) 

i „w a ”(b) Drosophila melanogaster: * p < 0,05 statistically significant relative to the control 

group, ** p < 0,01 statistically significant relative to the control group. 

Rys. 2. Aktywność GST (DCNB) po działaniu IFO (malationu) dla szczepu „e”(a) i „w a ”(b) w poszczególnych 



do grupy kontrolnej 

Fig. 2. Activity of GST (DCNB) after action of IFO (malathion) in several generations of „e”(a) 

i „w a ”(b) Drosophila melanogaster: * p < 0,05 statistically significant relative to the control 

group, ** p < 0,01 statistically significant relative to the control group 

93


Skutki biologiczne obserwowane in vitro świadczą o uszkodzeniu materiału genetycznego 

[Machin i in. 1989]. Zmiany te mogą wiązać się również z powstawaniem oporności na stosowane 

związki. Powstająca oporność na insektycydy fosforoorganiczne zależy w znacznym 

stopniu od sprawności systemów enzymatycznych przeprowadzających IFO w mniej 

toksyczne pochodne. Melation wprowadzony do organizmu wpływa na szereg procesów 

enzymatycznych prowadzących do zatrucia organizmu, przez hamowanie aktywności różnych 

enzymów, zwłaszcza cholinoesteraz [Kontek i in. 2003]. Przemianom metabolicznym 

również podlega sam malation, do związków bardziej lub mniej toksycznych, a odbywa się 

to między innymi przy udziale transferaz S-glutationowych. Wzrost aktywności GST świadczy 

o czynnym udziale transferaz S-glutationowych w detoksykacji malationu. Ze względu 

na katalizowanie przez GST reakcji sprzęgania z dużą liczbą związków chemicznych, 

w tym z wieloma czynnikami alkilującymi, chronią one komórkę przed potencjalną toksycznością 

różnych związków. 

Zwiększenie aktywności enzymów, a następnie jej zmniejszenie, może być także związane 

z amplifikacją bądź indukcją genów. Udało się określić lokalizację genów odpowiedzialnych 

za oporność na działanie insektycydów fosforoorganicznych u laboratoryjnych 

szczepów Drosophila melanogaster. Geny te wydają się uczestniczyć w regulacji mikrosomalnego 

cytochromu P450 i są zlokalizowane w chromosomie 2 i 3, [Walter 1997; Miyo 

i in. 2002]. 

Różnice w aktywności GST we frakcji postmitochondrialnej wobec badanych substratów 

(CDNB i DCNB) mogą natomiast wynikać z występowania w homogenacie różnych 

form izoenzymów, o odmiennej budowie i specyficzności substratowej. 

Molekularny mechanizm nabywania oporności przez owady nie jest wyjaśniony. Metodą 

behawioralną stwierdzono, że Drosophila melanogaster od 23. pokolenia nabywa 

oporność na malation [Pluthero i in. 1982], co może pociągnąć za sobą zmiany aktywności 

enzymów [Kao i in. 1984, Morton i Holwerda 1985], a co próbowano w niniejszym 

opracowaniu wykazać. Zwiększenie aktywności GST, a następnie jej zmniejszenie w ponad 

20-tym pokoleniu może świadczyć o czynnym udziale GST w nabywaniu oporności 

na malation. Oporność na malation może być także związana w różny sposób ze zdolnością 

metabolizowania tego związków przez owady. U owadów ze zwiększającą się opornością 

obserwowano zwiększenie syntezy enzymów metabolizujących IFO bądź enzymów 

reperujących DNA. 

Oddziaływanie niskich dawek malationu na procesy metaboliczne komórki wydaje się 

również świadczyć o wpływie na materiał genetyczny, a tym samym na syntezę różnych 

enzymów biorących udział w ich metabolizowaniu [Kontek i in. 2001, 2005, 2007]. 

W przeprowadzonej analizie statystycznej otrzymanych wyników za pomocą testów 

F-Fishera-Snedecora oraz t-Studenta przyjęto poziom istotności a=0,05 i a=0,01. 

94



Na podstawie otrzymanych wyników i danych z piśmiennictwa można przypuszczać, 

że zwiększenie syntezy enzymów metabolizujących IFO bądź enzymów reperujących DNA 

odgrywa bardzo istotną rolę w procesie nabywania oporności, a zastosowane oznaczenia 

enzymatyczne spełniają swoją rolę jako markery nabywania oporności. 

Oddziaływanie niskich niewykazujących ostrej toksyczności dawek malationu na aktywność 

enzymów biorących udział w ich metabolizowaniu (zwiększenie aktywności GST) 

wydaje się świadczyć o ich indukcji (np. przez zwiększanie liczby genów). Same IFO bowiem 

są inhibitorami białka enzymatycznego. 

Otrzymane wyniki mogą stać się kolejnym krokiem na drodze poznania mechanizmów 

działania malationu na enzymy uczestniczące w ich detoksykacji, w kolejnych pokoleniach 

muszki owocowej. Pozwala to lepiej poznać i zrozumieć mechanizmy nabywania oporności 

na te związki przez owady poddane działaniu insektycydów w rolnictwie, medycynie jak 

też w naszym domowym otoczeniu. 


ALIAS Z., CLARC A.G. 2007. Studies on the glutathione S-transferase proteome of adult 

Drosophila melanogaster: responsiveness to chemical challenge. Proteomics 7: 3618– 

3628. 

BRADFORD H. 1976. Rapid and sensitive method for the quantitation of microgram quantities 

of protein utilizing the principle of protein-dye binding. Anal. Biochem. 72: 248–254. 

BULL D.L., PRYOR N.W. 1990. Characteristic of resistance in house flies subjected to longterm 

concurrent selection with malathion and permethrin. Pestic. Biochem. Physiol. 37: 

101–115. 

ENAYATI A.A., RANSON H., HEMINGWAY J. 2005. Insect glutathione transferases and 

insecticide resistance. Journal Insect Mol. Biol. 14: 3–8. 

FLESSEL P., QUINTANA P.J.F., HOOPPER K. 1993. Genetic toxicity of Malathion. A Review 

Environmental and Molecular Mutagenesis 22: 7–17. 

HABIG W.H., PABST H.J., JACOBY W.B. 1974. Glutathione S-transferases; the first enzymatic 

step in mercaptunic acid formation. The Journal of Biological Chemistry 249: 

7130–7139. 

JACOBY W.B. 1985. Methods in enzymology 113: 495–499. 

KAO Ch.-H., SUN Ch.-N. 1991. In vitro degradation of some organophosphorus insecticides 

susceptible and resistant diamoondback Moth. Pestic. Biochem. Physiol. 41: 132–141. 

KAO L.R., Motoyama N., Dauterman W.C. 1984. Studies on hydrolases in various house 

fly strains and their role in malathion resistance. Pestic. Biochem. Physiol. 22: 86–92. 

KONTEK B., WALTER Z. 2001. Aktywność fosfatazy kwaśnej i zasadowej u Drosophila 

95


melanogaster poddanej długotrwałemu działaniu dichlorfosu. Folia Biochimica et Biophysica 

15: 45–57. 

KONTEK B., WALTER Z., KONTEK R. 2003. Działanie wybranych insektycydów fosforoorganicznych 

na aktywność cholinergiczną owadów (Drosophila melanogaster). Bory 

Tucholskie II Zasoby i ich ochrona, (pod red. K. Gwoździński) Wyd. UŁ: 329–337. 

KONTEK B., WALTER Z., KONTEK R. 2005. Aktywność fosfatazy kwaśnej i zasadowej 

u Drosophila melanogaster poddanej długotrwałemu działaniu malationu i bromfenwinfosu 

metylowego. Bory Tucholskie III Zasoby i ich ochrona, (pod red. K. Gwoździński) 

Wyd. Uniwersytetu Łódzkiego: 63–71. 

KONTEK B., WALTER Z., KONTEK R. 2007. Aktywność fosfatazy kwaśnej i zasadowej 

u wybranych szczepów Drosophila melanogaster poddanych długotrwałemu działaniu 

malationu, bromfenwinfosu metylowego i dichlorfosu. Bory Tucholskie i inne obszary 

leśne ochrona, monitoring, edukacja (pod red. K. Gwoździński) Wyd. Uniwersytetu 

Łódzkiego: 457–468. 

MACHIN M., McBRIDE W. 1989. Teratological study of malathion in the rabbit. Journal Toxicol. 

Environ. Hlth. 26: 249–253. 

MIOY T., KONO Y., OGUMA Y. 2002. Genetic basis of cross-resistance to three organophosphate 

insecticides in Drosophila melanogaster (Diptera: Drosophilidae). Journal 

Econ. Entomol. 95: 871–7. 

MORTON R.A., HOLWERDA B.C. 1985. The oxidative metabolism of malathion and 

malaoxon in resistant and susceptible strains of Drosophila melanogaster. Pest. Biochem. 

Physiol. 24: 19–31. 

PLUTHERPO F.G., SINGH R.S., THRELKELD S.F.H. 1982. The behavioral and physiological 

components of malathion resistance in Drosophila melanogaster. Can. J. Genet. 

Cytol. 24: 807–815. 

RANSON H., HEMINGWAY J. 2005. Mosquito glutathione transferases. Methods Enzymol. 

401: 226–41. 

SAWICKI R., SINGH S.P., MONDAL A.K., BENES H., ZIMNIAK P. 2003. Cloning, expression 

and biochemical characterization of one Epsilon-class (GST-3) and ten Delta-class 

(GST-1) glutathione S-transferases from Drosophila melanogaster, and identification of 

additional nine members of the Epsilon class. Biochem. J. 370: 661–9. 

TOUNG Y.P.S., TU C.P.D. 1992. Drosophila glutathione S-transferases have sequence homology 

to the stringent starvation protein of Escherichia coli. Biochemical and Biophysical 

Research Communication 182: 355–360. 

TU C.P., AKGÜL B. 2005. Drosophila glutathione S-transferases. Methods Enzymol. 401: 

204–26. 

WALTER Z. 1989. Amplifikacja genów odpowiedzialnych za oporność na insektycydy fosforoorganiczne. 

Biol. Mech. Proc. Adapt., VII Symp w Krakowie, Wydawnictwo Naukowe 

WSP, Kraków: 97–100. 

96


WALTER Z. 1994. Specyficzność tkankowa transferaz S-glutationowych w monografii „Białka 

komórek prawidłowych i patologicznych. ŁTN, Łódź 118: 151–171. 

WALTER Z. 1997. Działanie insektycydów fosforoorganicznych na strukturę genomu i mechanizm 

przekazywania informacji genetycznej, w: Ekologia. Jej związki z różnymi 

dziedzinami wiedzy, red. Kurnatowska A., PWN, Warszawa: 81–97. 

WALTER Z., CZAJKOWSKA A., LIPECKA K. 1980. Effect of malathion on the genetic material 

of human lymphocytes stimulated by phytohemaglutinin (PHA). Hum. Genet. 53: 

375– 381. 

WALTER Z., GAWROŃSKA M. 1987. Wpływ malationu na strukturę chromatyny. Kieleckie 

Studia Biologiczne, T4: 143–153. 

WIADERKIEWICZ R., WALTER Z., REIMSCHUSSEL W. 1986. Sites of metylathion of DNA 

bases by the action of organophosphorus insecticides in vitro. Acta Biochimca. Polonica 

33: 73–85. 

WILCE M.C.J., PARKER M.W. 1994. Structure and function of glutathione S-transferases. 

Biochimica et Biophisica Acta 1205: 1–18. 

WISZKOWSKA H., KULAMOWICZ I., MALINOWSKA A., WALTER Z. 1986. The effect of 

malathion on RNA polymerase activity off cell nuclei and transcription products in lymphocyte 

culture. Env. Res. 41: 372–377. 

WOJTYSIAK M., WALTER Z. 1989. The effects of malathion and gamma radiation on DNA. 

Bull. Soc. Sci. Lett. vol. XXXIX 19: 1–10. 

YU S.J. 1991. Insecticide resistance in the Fall Armyworm, Spodoptera frugiperda. Pestic. 

Biochem. Physiol. 39: 84–91. 

97


Joanna Augustynowicz*, Anna Kołton*, Andrzej Waloszek** 

WPŁYW SPECJACJI ZWIĄZKÓW CHROMU NA STAN 

APARATU FOTOSYNTETYCZNEGO Callitriche 

cophocarpa Sendtn 

INFLUENCE OF THE CHROMIUM SPECIATION 

ON THE PHOTOSYNTHETIC APPARATUS OF Callitriche 

cophocarpa Sendtn 

Słowa kluczowe: barwniki fotosyntetyczne, Callitriche, chrom, fluorescencja chlorofilu, fotosynteza. 

Key words: Callitriche, chlorophyll fluorescence, chromium, photosynthesis, photosynthetic 

pigments. 

Streszczenie 

Celem prezentowanej pracy była analiza zmian w aparacie fotosyntetycznym Callitriche 

cophocarpa (rzęśl długoszyjkowa) eksponowanej na działanie wysokich stężeń Cr tróji 

sześciowartościowego. Ten szeroko rozprzestrzeniony na świecie wodny makrofit został 

ostatnio zidentyfikowany jako niezwykły fitoremediator Cr [Augustynowicz i in. 2010]. 

W poniższej pracy pędy C. cophocarpa, pozyskane z naturalnego stanowiska rośliny, były 

inkubowane przez 5 dni w 1 mM (52 mg·l -1 ) roztworach Cr(VI) lub Cr(III), w warunkach semi-naturalnych. 

Na podstawie zarejestrowanych krzywych indukcji fluorescencji chlorofilu wyliczono parametry 

przepływu energii w fotosystemie II. Przeprowadzono również wizualizację przestrzennego 

zróżnicowania potencjalnej, maksymalnej wydajności fotosyntetycznej konwersji 

energii świetlnej w pędach roślin. Ponadto, określono zawartość chlorofili i karotenoidów. 

* Dr Joanna Augustynowicz, dr Anna Kołton – Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin, Wydział 

Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; 

e-mail: augustyn@ogr.ur.krakow.pl; koltona@ogr.ur.krakow.pl 

** Dr Andrzej Waloszek – Zakład Fizjologii i Biochemii Roślin, Wydział Biochemii, Biofizyki 

i Biotechnologii, Uniwersytet Jagielloński, ul. Gronostajowa 7, 30-387 Kraków; 

e-mail: andrzej.waloszek@uj.edu.pl 

98

Wpływ specjacji związków chromu na stan aparatu fotosyntetycznego Callitriche... 

Stwierdzono korelację między wartościami niektórych parametrów fotosyntezy a specjacją 

Cr. Rośliny poddane działaniu Cr(VI) wykazywały istotny, w porównaniu z kontrolą, spadek 

zawartości chlorofilu a, jak również znaczące zmniejszenie wydajności świetlnej fazy fotosyntezy. 

Na podstawie przeprowadzonych analiz dowiedziono jedynie nieznaczną toksyczność 

Cr(III) przy zastosowanym stężeniu. 

Summary 

The aim of the present work was the analysis of changes in photosynthetic apparatus 

of Callitriche cophocarpa (water starwort) exposed to high concentration of trivalent or hexavalent 

Cr. This worldwide-distributed aquatic macrophyte was recently identified as an 

outstanding Cr phytoremediator [Augustynowicz et al. 2010]. In the study reported here 

shoots of C. cophocarpa collected from the natural stands were incubated in 1 mM (52 

mg·l -1 ) Cr(VI) or Cr(III) solutions for five days, in semi-natural conditions. 

Chlorophyll fluorescence induction curves were recorded following calculations of the parameters 

of the energy flow in photosystem II. Spatial variation of the potential maximal 

photosynthetic efficiency of light energy conversion in whole plant shoots was visualized. 

Additionally, chlorophyll a, b and carotenoid contents were evaluated. 

Differences in some parameters of photosynthesis were shown to be dependent on the Cr 

oxidation state. As compared with control, plants influenced by Cr(VI) exhibited significant 

decline in chlorophyll a content as well as pronounced decrease in photosynthesis quantum 

efficiency. At applied concentration, according to the presented analysis, only some 

symptoms of Cr(III) toxicity were shown. 


Chrom (Cr) jest pierwiastkiem należącym do grupy VI B układu okresowego. Jego właściwości 

fizyczne, w tym ciężar właściwy, przyporządkowują go do tzw. metali ciężkich. Należy 

jednak podkreślić, że w odniesieniu do roślin, które nie pobierają metali w postaci elementarnej 

(na zerowym stopniu utlenienia) lecz w postaci rozpuszczonych jonów, określenie 

„metale ciężkie” wychodzi z użycia [Appenroth 2010]. Chrom jest typowym pierwiastkiem 

oksyfilnym, posiadającym szereg stopni utlenienia – od 0 do VI – z czego tylko dwa z nich, 

tj. III oraz VI, są stabilne i powszechne [Kotaś i Stasicka 2000]. Naturalnie występujące minerały 

chromowe są odporne na erozję, stąd też głównym źródłem chromu w środowisku 

są zanieczyszczenia antropogeniczne. 

Sole chromu przybierają różną barwę. I tak sole Cr(III) mają kolor zielony lub fioletowy, 

natomiast sole Cr(VI) żółty lub pomarańczowy. W związku z tym wykorzystanie Cr wiąże 

się, m.in. z przemysłem chemicznym (farby) i włókienniczym (barwniki), a także metalurgicznym 

(stale chromowe i chromoniklowe) oraz garbarskim [Jacobs i Testa 2004]. Pozio- 

99

Joanna Augustynowicz, Anna Kołton, Andrzej Waloszek 

my toksyczności Cr(VI) i Cr(III) są znacząco różne. Cr(III) jest niezbędnym pierwiastkiem 

śladowym, którego obecność u ssaków jest konieczna w metabolizmie glukozy oraz lipidów 

[Anderson 1989]. Z drugiej strony Cr(VI), niezwykle łatwo rozpuszczalny, bez trudu 

przechodzi przez błony biologiczne ujawniając swoje silne własności toksyczne. Ekspozycja 

ludzi na związki Cr(VI) może powodować nowotwory oskrzeli, z utajonym okresem objawów 

[Manahan 2010]. 

Wpływ pierwiastków metalicznych na procesy biochemiczne i fizjologiczne roślin jest 

szeroko udokumentowany. Prowadzone badania mają na celu poszerzenie wiedzy dotyczącej 

funkcjonowania organizmu na różnych poziomach jego organizacji. Mogą też mieć 

znaczenie aplikacyjne związane z odpowiednim doborem materiału roślinnego pod kątem 

jego optymalnego wykorzystania w remediacji skażeń. W naszej opinii prace dotyczące fizykochemicznych 

aspektów remediacji pierwiastków metalicznych przez układy biologiczne 

powinny być jednocześnie osadzane w kontekście metabolizmu żywego organizmu. 

Uważamy, że jest to warunek konieczny przy opracowywaniu efektywnych strategii bioremediacyjnych. 

Przeprowadzone w niniejszej pracy eksprymenty dotyczyły wpływu wysokich stężeń 

Cr(VI) i Cr(III) na aktywność aparatu fotosyntetycznego wodnej rośliny wyższej Callitriche 

cophocarpa. Gatunek ten został wytypowany do badań ze względu na swój niezwykle wysoki 

potencjał fitoremediacyjny względem jonów Cr [Augustynowicz i in. 2010]. Doświadczenie 

prowadzono przez 5 dni, co odpowiadało warunkom, w których wcześniej określono 

poziom fitoekstrakcji Cr przez badaną roślinę. Ponadto, pozostałe warunki doświadczenia 

naśladowały warunki naturalne (pH, skład chemiczny wody, natężenie światła), a użyte stężenia 

oraz postaci jonowe Cr odpowiadały formom występującym w ściekach. Przeprowadzone 

analizy dotyczyły pomiarów stężenia barwników fotosyntetycznych oraz przez pomiar 

fluorescencji chlorofilu a parametrów przepływu energii przez fotosystem II. Zarówno 

parametry fluorescencji chlorofilu: (F V 

/F M 

, F V 

/F 0 

, PI, A M 

, RC/Abs), jak i koncentracje chlorofilu 

i karotenoidów, są uznawane za znaczące wskaźniki zmian zachodzących w aparacie 

fotosyntetycznym pod wpływem czynników stresowych [Kalaji i Łoboda 2010; Naumann 

2007; Maxwell i Johnson 2000]. 

2. CEL BADAŃ 

Celem niniejszej pracy była analiza aktywności aparatu fotosyntetycznego rzęśli długoszyjkowej. 

Praca ta jest kontynuacja badań [Augustynowicz i in. 2011] nad opracowaniem 

schematu dotyczącego doboru odpowiedniej jakości materiału roślinnego pod kątem jego 

zastosowania w biotechnologii skażonych wód. 

100


3. MATERIAŁY I METODY 

3.1. Materiał roślinny oraz inkubacja w roztworach Cr(VI) i Cr(III) 

Do badań wykorzystano pędy Callitriche cophocarpa, pobrane z rzeki Dłubni (Małopolska 

– 50º16’N/19º56’E). Rośliny po przewiezieniu do laboratorium natychmiast dokładnie, 

wielokrotnie płukano w wodzie wodociągowej, a na koniec w wodzie destylowanej i delikatnie 

suszono. 0,75 g pędów o długości około 10 cm umieszczano w roztworze o objętości 75 

ml. Medium do inkubacji stanowiły 1 mM (52 mg·l -1 ) roztwory soli Cr(VI) (K 2 

Cr 2 

O 7 

; POCh) lub 

Cr(III) (Cr 2 

(SO 4 

) 3 

; POCh). Sole rozpuszczano w filtrowanej (filtry antybakteryjne j 0,2 mm, 

Supelco) wodzie rzecznej, pochodzącej z naturalnego stanowiska rośliny. Analizę składu 

chemicznego wody oznaczono z wykorzystaniem metod ICP-OES (Perkin Elmer Optima 

7300 DV), TOC (analizator całkowitego węgla organicznego TOC typ 1200, Thermo Elektron) 

oraz miareczkowych. W składzie pierwiastkowym wody wyróżniono, w mg·l -1 : C nieorganiczny 

(HCO 3- 

) 279,33; C organiczny 4,65; N 6,70; P 0,06; S 27,55; K 2,19; Fe 0,11; Mg 

5,62; Mn 0,01; Ca 86,41. Zawartość metali ciężkich takich jak Cr, Ni, Pb, Cd i Zn nie przekraczała 

dopuszczalnych norm, pH wody wynosiło 7,6, przewodnictwo elektryczne 0,65 

(mS·cm -1 ), a potencjał redoks -33,0 mV. Przed dodaniem soli Cr(III) obniżano pH roztworu 

do wartości 5,5, aby zapobiec precypitacji Cr(III) zachodzącej spontanicznie w roztworach 

alkalicznych. Ostatecznie pH roztworów, po dodaniu soli Cr, wynosiło 7,3 lub 4,8, odpowiednio 

dla Cr(III) i Cr(VI). Warunki świetlne opisano w pracy Augustynowicz i in. [2011]. 

3.2. Analiza zawartości barwników fotosyntetycznych 

Zwartość barwników fotosyntetycznych oznaczono metodą podaną przez Welburn’a 

[1994], z pewnymi modyfikacjami. Barwniki ekstrahowano z prób o masie 0,25 g przy 

użyciu 80% acetonu (POCh), z dodatkiem CaCO 3 

oraz czystego piasku (Sigma). Uzyskany 

ekstrakt wirowano (ROTINA 380R, Hettich Zentrifugen, Niemcy): 4000 g, 15 min, a nadsącz 

uzupełniano do 15 ml roztworem acetonu (jak wyżej). Zawartość barwników fotosyntetycznych: 

chlorofilu a, chlorofilu b oraz sumy karotenoidów, oznaczano jednocześnie na 

podstawie pomiarów absorbancji ekstraktu przy trzech długościach fal: 470, 646 oraz 663 

nm (spektrofotometr UV-Vis, Hitachi U-2900). Końcowy wynik (w mg barwników na 100 g 

świeżej masy pędów) obliczono na podstawie stosownych równań empirycznych. 

3.3. Parametry przepływu energii w świetlnej fazie fotosyntezy 

Fluorescencję chlorofilu a rejestrowano z wykorzystaniem spektrofluorymetru Handy-PEA 

(Hansatech) w oparciu o standardową procedurę aparatu. Warunki pomiaru opisano w pracy 

Augustynowicz i in. [2011]. Na podstawie zarejestrowanych kinetyk indukcji fluorescencji wyli- 

101


czono następujące parametry: maksymalną efektywność rozszczepienia wody po donorowej 

stronie fotosystemu II (PS II), F V 

/F 0 

(F V 

(=F 0 

- F M 

) – fluorescencja zmienna, F – fluorescencja 

0 

zerowa po adaptacji ciemnościowej, F M 

– fluorescencja maksymalna); maksymalną, potencjalną 

wydajność kwantową fotosystemu II, F V 

/F M 

; wskaźnik witalności PSII, PI (ang. Performance 

Index); powierzchnię nad krzywą indukcji fluorescencji chlorofilu a, A M 

(ang. Area) oraz względną 

gęstość centrów reakcji PSII w stosunku do całkowitego chlorofilu, RC/Abs. 

Wizualizację przestrzennego rozkładu F V 

/F M 

w pędach rośliny rejestrowano przy użyciu 

systemu do wizualizacji parametrów fotosyntezy, na podstawie fluorescencji chlorofilu 

(Open FluorCam, Photon System Instruments, Czechy), przy wysycającym świetle czerwonym 

(600–660 nm, 1800 µmol m -2·s-1 ). 

4. WYNIKI 

Przedstawione wyniki zostały poddane analizie statystycznej z wykorzystaniem modułu 

ANOVA oraz NIR-Fishera, przy założonym poziomie istotności α = 0,05. 

Makroskopowa analiza szczytowych, rozwijających się części pędów Callitriche 

ujawniła zmiany morfologiczne widoczne po 5-dniowej inkubacji roślin w roztworach 

Cr(III) oraz Cr(VI) (fot. 1). 

Fot. 1. Makroskopowa struktura szczytowych części pędów C. cophocarpa poddanych działaniu 

chromu na VI i III stopniu utlenienia. Obrazy wykonano z wykorzystaniem lupy binokularnej 

Nikon SMZ 1500 

Phot. 1. Macroscopy structure of the apex shoots of C. cophocarpa exposed to chromium at VI 

and III oxidation state. Pictures taken under binocular microscopy Nikon SMZ 1500 

Symptomy toksyczności Cr(III) to przede wszystkim skrócenie międzywęźli, zaburzenie 

wzrostu młodych liści oraz wysoka kruchość tkanek. Pod wpływem Cr(VI) doszło 

do znacznie poważniejszych nieprawidłowości w rozwoju pędów, co ujawniało się chlorozą, 

skróceniem międzywęźli, spadkiem turgoru, całkowitym zahamowaniem wzrostu 

młodych liści oraz charakterystycznym skręceniem liści już wykształconych. 

Analiza zawartości barwników fotosyntetycznych pędów poddanych działaniu Cr została 

przedstawiona w tabeli 1. Z analizy tej wynika, że chlorofil a był najbardziej podatny na 

102


działanie Cr, co więcej jego zawartość była skorelowana ze specjacją tego pierwiastka. Zawartość 

chlorofilu a w próbach poddanych działaniu Cr(VI) zmniejszyła się o ok. 24% w stosunku 

do kontroli i była istotnie statystycznie mniejsza niż w pędach po inkubacji w roztworze 

Cr(III), gdzie spadek ten wynosił ok. 13%. Karotenoidy były wrażliwe na obecność Cr 

w roztworze w mniejszym stopniu niż chlorofil a, jak również niezależnie od specjacji pierwiastka. 

Chlorofil b okazał się odporny na działanie Cr. 

Tabela 1. Zawartość barwników fotosyntetycznych [mg·g -1 świeżej masy] oraz stosunek zawartości 

chl a do chl b, w pędach C. cophocarpa poddanych działaniu chromu na VI i III 

stopniu utlenienia. Różne litery oznaczają różnice istotne statystycznie; n = 6 

Table 1. Content of photosynthetic pigments [mg·g -1 fresh weight] and a ratio of chl a to chl b 

content in shoots of C. cophocarpa exposed to chromium at VI and III oxidation state. 

Different letters indicate significant statistical differences; n = 6 

Zawartość barwników fotosyntetycznych 

Rodzaj próby chl a chl b chl a/chl b karotenoidy 

kontrola 0,63 (c) 0,20 (a) 3,21 (b) 0,18 (b) 

Cr VI 0,48 (a) 0,17 (a) 2,82 (a) 0,14 (a) 

Cr III 0,55 (b) 0,18 (a) 3,03 (ab) 0,15 (a) 

Wszystkie parametry fluorescencji chlorofilu a zmierzone w liściach rośliny, określające 

fotochemiczną efektywność fotosystemu II, jednoznacznie wskazują na toksyczny wpływ 

Cr(VI) na przebieg jasnej fazy fotosyntezy. Wartości wyliczonych współczynników po inkubacji 

w roztworze Cr(VI) są w każdym wypadku istotnie statystycznie niższe niż wartości 

kontrolne. W przeciwieństwie do Cr(VI), Cr(III) nie wpłynął ujemnie na żaden z mierzonych 

parametrów (tab. 2). Przestrzenne obrazowanie aktywności fotosyntetycznej pędów Callitriche 

potwierdza wyniki uzyskane w pomiarach punktowych (rys. 1). Jakkolwiek, w zarejestrowanych 

obrazach rozkładu parametru F V 

/F M 

, widać niewielki, negatywny wpływ Cr(III) 

na maksymalną potencjalną wydajność kwantową PSII. 

Tabela 2. Parametry fluorescencji chlorofilu a. Różne litery oznaczają różnice istotne statystycznie; 

n = 24 

Table 2. Chlorophyll a fluorescence parameters. Different letters indicate significant statistical 

differences; n = 24 

Parametry fluorescencji chlorofilu a 

Rodzaj próby F V 

/F M 

F V 

/F 0 

PI A M 

RC/Abs 

kontrola 0,77 (b) 3,44 (b) 0,66 (b) 12633 (ab) 0,52 (b) 

Cr VI 0,55 (a) 1,75 (a) 0,21 (a) 8495 (a) 0,29 (a) 

Cr III 0,72 (b) 2,92 (b) 0,64 (b) 15965 (b) 0,49 (b) 

103


kontrola Cr(VI) Cr(III) 

Rys. 1. Przestrzenny rozkład emisji fluorescencji pędów Callitriche poddanych działaniu Cr(VI) 

i Cr(III). Barwna skala odpowiada wartości parametru F V 

/F M 

- od wartości 0,4 oznaczonej 

kolorem granatowym do wartości 0,9 oznaczonej kolorem czerwonym. Standardowo 

F V 

/F M 

@ 0,8 oznacza rośliny w optymalnej kondycji fizjologicznej 

Fig. 1. Spatial distribution of fluorescence emission of Callitriche shoots exposed to Cr(VI) and 

Cr(III). The colored scale corresponds to the value of F V 

/F M 

- from 0.4 marked deep blue 

up to 0.9 marked red. The standard value of F V 

/F M 

@ 0.8 indicates plants in optimal physiological 

conditions 

5. DYSKUSJA WYNIKÓW I WNIOSKI 

W literaturze brak konkretnych dowodów dotyczących roli Cr u roślin. Również wyniki 

badań związanych z transportem i akumulacją Cr nie są jednoznaczne. Na przykład poziomy 

akumulacji Cr, po inkubacji w roztworze zawierającym jony Cr o danej specjacji, są ściśle 

związane z gatunkiem rośliny. Zayed i współpracownicy wykazali, że rośliny z rodziny 

Brassicaceae wykazują większe powinowactwo, mierzone ilością zakumulowanego pierwiastka, 

w stosunku do formy sześciowartościowej aniżeli do formy trójwartościowej [Zayed, 

Terry 2003]. Z kolei w przypadku Leersia hexandra, hiperakumulatora Cr pochodzącego 

z południowych Chin a także C. cophocarpa, poziom akumulacji Cr był większy, jeżeli 

inkubację prowadzono w roztworze Cr(III) aniżeli jeżeli inkubację prowadzono w roztworze 

Cr(VI) [Zhang i in. 2007] [w przygotowaniu do druku]. 

Obserwowane w prezentowanej pracy makroskopowe symptomy toksyczności Cr odpowiadają 

występującym również u innych gatunków roślin [Panda i Choudhury 2005] i są 

związane z jego kompleksowym oddziaływaniem na fizjologię badanej rośliny. Chrom wpływa 

na zaburzenia gospodarki wodnej i mineralnej roślin [Prasad i Strzałka 2002]. Należy 

jednak podkreślić, że obserwowana toksyczność formy trójwartościowej była znacznie 

mniejsza aniżeli formy sześciowartościowej, zarówno w odniesieniu do składu, jak i funkcjonowania 

aparatu fotosyntetycznego Uzyskane wyniki można wiązać z odrębnymi własnościami 

fizykochemicznymi oraz innymi mechanizmami transportu i akumulacji chromu 

104


trój- i sześciowartościowego przez rośliny. Wydaje się, że Cr(VI) jako znacznie bardziej biodostępny 

oraz reaktywny niż Cr(III) może uszkadzać aparat fotosyntetyczny bezpośrednio 

dostając się do wnętrza komórek, np. przy udziale nośników anionów – fosforanów i siarczanów 

[Shanker i in. 2005; Chandra i Kulshreshtha 2004]. Problemy, z jakimi boryka się 

komórka roślinna po inkubacji z Cr, wynikają w dużej mierze z jego własności oksydoredukcyjnych. 

W szczególności, wysoki potencjał redox Cr(VI), oznaczający, że jest on silnym 

utleniaczem, prowadzi do bezpośredniego lub pośredniego powstawania reaktywnych 

form tlenu (ROS; Recative Oxygen Species). Obecność H 2 

O 2 

, OH·, O2·, po ekspozycji na 

Cr(VI) została stwierdzona u wielu roślin. Aktywność ROS skutkuje przede wszystkim peroksydacją 

lipidów, a także dysfunkcjami dotyczącymi kwasów nukleinowych oraz białek 

[Panda i Choudhury 2005]. 

W przeprowadzonych przez nas badaniach fotosyntetyczny transport elektronów był 

bardzo silnie zaburzany przez Cr(VI), znacznie słabiej natomiast przez Cr(III). Sądząc po 

wyliczonych parametrach przepływu energii przez PSII, działanie Cr(VI) wpływało bezpośrednio 

na aktywność centrum reakcji tego fotosystemu (znaczące zmiany we wszystkich 

mierzonych parametrach, w tym zmniejszenie A M 

). Natomiast działanie Cr(III) powodowało 

mało wyraźne zmiany w funkcjonowaniu strony akceptorowej centrum reakcji, 

prawdopodobnie układu rozszczepiającego wodę (ang. OEC; Oxygen Evolving Complex) 

– zmniejszenie F V 

/F 0 

przy wyraźnym zwiększeniu A M 

. Bezpośrednie oddziaływanie Cr(VI) 

na aparat fotosyntetyczny przez wywołanie stresu oksydacyjnego, fotodestrukcji centrum 

reakcji PSII i peroksydacji lipidów obserwowali np. Hörcsik i wsp. [2007]. Cr(VI) zaburza 

aktywność fotosyntetyczną PSII m.in. przez oddziaływanie z systemem membran komórkowych, 

układem rozszczepiającym wodę i białkiem D1 (fotoinhibicja PS II) oraz w mniejszym 

stopniu z systemami zbierającymi światło (LHC; Light Harvesting Complex) [Ait Ali 

i in. 2006; Appenroth i in. 2003]. Spadek zawartości barwników fotosyntetycznych – obserwowany 

pod wpływem Cr(VI) również w innych roślinach [np. Vernay i in. 2007] – może 

być następstwem fotodestrukcji związanej z fotoinhibicją PSII i dezorganizacją transferu 

energii [por. z Ruban i in. 2007]. Przyczyną spadku zawartości chlorofili może być ponadto 

również zahamowanie aktywności enzymów zaangażowanych w ich biosyntezę, zawierających 

w swej budowie cysteinę, np. dehydratazy kwasu δ-aminolewulinowego [Panda 

i Choudhury 2005]. 

Uzyskane wyniki potwierdzają znacznie większą toksyczność chromu w postaci sześciowartościowej 

aniżeli w postaci trójwartościowej [Panda i Choudhury 2005]. Zwraca 

jednak uwagę bardzo duża odporność aparatu fotosyntetycznego Callitriche na stres wywołany 

obecnością Cr(III), który był stosowany w ekstremalnie wysokich, niefizjologicznych 

stężeniach. Średnia zawartość Cr w rzekach wynosi ok. 0,7 mg·l -1 [Kabata-Pendias 

i Mukherjee 2007], natomiast stężenia zastosowane w tej pracy, wynoszące 52 mg·l -1 , 

odpowiadały występującym w wodach popłucznych i ściekach. Cr(III) jest trudniej transportowany 

przez rośliny niż Cr(VI) i łatwo ulega sorpcji na powierzchni ścian komórko- 

105


wych, np. przez oddziaływanie z ujemnie nadładownymi grupami funkcyjnymi [Mohan 

i Pittman 2006, Kotaś i Stasicka 2000]. Stąd też ściany komórkowe rośliny mogą stanowić 

barierę zabezpieczającą aparat fotosyntetyczny przed toksycznym wpływem tej 

formy metalu. 

Jak wykazano we wcześniejszych badaniach, w warunkach zastosowanych w niniejszej 

pracy C. cophocarpa akumulowała ok. 20 000 mg·kg -1 s.m., przy jednoczesnym usuwaniu 

jonów Cr(III) z roztworu o stężeniu dochodzącym do 80% (dane przedstawione do 

druku). Biorąc pod uwagę wyniki uzyskane w tej pracy, wskazujące na bardzo wysoką odporność 

aparatu fotsyntetycznego C. cophocarpa na działanie jonów Cr(III), wykorzystanie 

tego gatunku do fitoremediacji wód skażonych wysokimi stężeniami związków Cr(III) ma 

poważne uzasadnienie. 

Dziękujemy Pani Magdalenie Piotrowskiej za pomoc techniczną w trakcie wykonywania 

analiz. Wyrażamy również wdzięczność Pani Barbarze Augustynowicz za pomoc 

przy opracowywaniu zdjęć oraz Panu dr Michałowi Pniakowi za użyczenie lupy. 


AIT ALI N., DAWEZ D., DIDUR O., POPOVIC R. 2006. Inhibition of photosystem II photochemistry 

by Cr is caused by the alteration of both D1 protein and oxygen evolving 

complex. Photosynth. Res. 89: 81–87. 

ANDERSON R.A. 1989. Essentiality of chromium in humans. Sci. Tot. Environ. 86: 

75-81. 

APPENROTH K.J. 2010. What are “heavy metals” in Plant Sciences? Acta Physiol. Plant 

32: 615-619. 

APPENROTH K.J., KERESZTES A., SAVARI E., JAGLARZ A., FISCHER W. 2003. Multiple 

effect of chromate on Spirodela polyrhiza: Electron microscopy and biochemical 

investigations. Plant Biol. 5: 315-323. 

AUGUSTYNOWICZ J., GROSICKI M., HANUS-FAJERSKA E., LEKKA M., WALOSZEK A., 

KOŁOCZEK H. 2010. Chromium(VI) bioremediation by aquatic macrophyte Callitriche 

cophocarpa Sendtn. Chemosphere 79: 1077-1083. 

AUGUSTYNOWICZ J., KOŁTON A., BARAN A., ŚWIDERSKI A. 2011. Bioremediacja metali 

w kontekście stanu fizjologicznego roślin. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 

49: 61-70. 

CHANDRA P., KULSHRESHTHA J. 2004. Chromium accumulation and toxicity in aquatic 

vascular plants. The Botanical Review 70: 313-327. 

HÖRCSIK Z.T., KOVÁCS L., LÁPOSI R., MÉSZÁROS I., LAKATOS G., GARAB G. 2007. 

Effect of chromium on photosystem 2 in the unicellular green alga, Chlorella pyrenoidosa. 

Photosynthetica 45: 65-69. 

106


JACOBS J., TESTA S.M. 2004. Overview of Chromium(VI) in the Environment: Background 

and History. W: GUERTIN J., JACOBS J.A., AVAKIAN C.P. (Ed.), Chromium(VI) Handbook. 

CRC Press: 1-22. 

KABATA-PENDIAS A., MUKHERJEE A.B. 2007. Trace Elements from Soil to Human. 

Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg. 

KALAJI M.H., ŁOBODA T. 2010. Fluorescencja chlorofilu w badaniach stanu fizjologicznego 

roślin. Wydawnictwo SGGW, Warszawa. 

KOTAŚ J., STASICKA Z. 2000. Chromium occurrence in the environment and methods of 

its speciation. Environ. Poll. 107: 263–283. 

MANAHAN S.E. 2010. Toksykologia Środowiska. Aspekty chemiczne i biochemiczne. Wydawnictwo 

naukowe PWN, Warszawa. 

MAXWELL K., JOHNSON G.N. 2000: Chlorophyll fluorescence – a practical guide. Journal 

Exp. Bot. 51: 659-668. 

MOHAN D., PITTMAN Jr., CH.U. 2006. Activated carbon and low cost adsorbents for remediation 

of tri- and hexavalent chromium form water. J. Hazard. Mater. 137: 762–811. 

NAUMANN B., EBERIUS M., APPENROTH K.J. 2007. Growth rate bases dose-response 

relationships and EC-values of ten heavy metals using the duckweed growth inhibition 

test (ISO 20079) with Lemna minor L. clone St. J. Plant Physiol. 164: 1656–1664. 

PANDA S.K., CHOUDHURY S. 2005. Chromium stress in plants. Braz. Journal Plant Physiol. 

17: 95–102. 

PRASAD M.N.V., STRZAŁKA K. 2002. Physiology and Biochemistry of Metal Toxicity and 

Tolerance in Plants. Kluver Academic Publishers, London. 

RUBAN A.V., BERERA R., ILIOAIA C., VAN STOKKUM I.H.M., KENNIS J.T.M., PASCAL 

A.A., VAN AMERONGEN H., ROBERT B., HROTON P., VAN GRONDELLE R. 2007. 

Identification of a mechanism of photoprotective energy dissipation in higher plants. 

Nature 450: 575–578. 

SHANKER A.K., CERVANTES C., LOZA-TAVERA H., AVUDAINAYAGAM S. 2005. Chromium 

toxicity in plants. Environ. Int. 31: 739– 753. 

VERNAY P., GAUTHIER-MOUSSARD C., HITMI A. 2007. Interaction of bioaccumulation of 

heavy metal chromium with water relation, mineral nutrition and photosynthesis in developed 

leaves of Lolium perenne L. Chemosphere 68: 1563–1575. 

WELLBURN A.R. 2004. The spectral determination of chlorophylls a and b, as well as total 

carotenoids, using various solvents with spectrophotometers of different resolution. 

Journal Plant Physiol. 144: 301–313. 

ZAYED A.M., TERRY N. 2003. Chromium in the environment: factors affecting biological 

remediation. Plant and Soil 249: 139–156. 

ZHANG X.-H., LIU J., HUANG H.-T., CHEN J., ZHU Y.-N., WANG D.-Q. 2007. Chromium 

accumulation by the hyperaccumulator plant Leersia hexandra Swartz. Chemosphere 

67: 1138–1143. 

107


Joanna Jarmuł-Pietraszczyk*, Marta Kamionek*, 

Elżbieta Budzińska-Wrzesień **, Robert Wrzesień***, 

Łukasz Milczarek**** 

The effect of variable soil fertilisation 

on entomopathogenic nematodes Steinernema 

carpocapsae (Weiser 1955) 

Wpływ zmiennego nawożenia na nicienie 

entomopatogeniczne Steinernema carpocapsae 

(Weiser 1955) 

Key words: entomopathogenic nematodes, Steinernema carpocapsae, fertilisation, NPK, 

manure. 

Słowa kluczowe: nicienie entomopatogeniczne, Steinernema carpocapsae, nawożenie, 

NPK, obornik. 

Summary 

The aim of this study was to estimate the effect of variable fertilisation with mineral and 

organic fertilisers on entomopathogenic nematodes used in organic farming to control 

plant pests. 

* Dr inż. Joanna Jarmuł-Pietraszczyk, dr hab. Marta Kamionek prof. SGGW – Katedra 

Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Zoologii, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego (SGGW), ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 28; 

e-mail: joanna_jarmul@sggw.pl 

** Dr Elżbieta Budzińska-Wrzesień – Katedra i Zakład Patologii Ogólnej i Doświadczalnej, 

Warszawski Uniwersytet Medyczny (WUM), ul. Krakowskie Przedmieście 26/27, 00-927 

Warszawa; tel.: 602 663 453. 

*** Dr Robert Wrzesień – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Higieny Zwierząt 

i Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego (SGGW), ul. Ciszewskiego 8, 

02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 21. 

**** Mgr Łukasz Milczarek, student – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Zoologii, 

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego (SGGW), ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa. 

108

The effect of variable soil fertilisation on entomopathogenic nematodes Steinernema... 

Soil samples were taken from experimental plots in Chylice in 2007. Samples were divided 

into groups according to fertilisation protocol: NPK mineral fertiliser, ½ NPK + ½ cattle manure 

and a control non-fertilised soil. The experiment consisted of three stages. In the first 

stage caterpillars were placed directly after nematode application to soil, in the second it 

was done after 7 days and in the third stage – after 14 days since the application of invasive 

larvae. Only soil fertilised with manure positively affected nematodes. In other cases 

the invasiveness of nematodes decreased with time the nematodes spent in fertilised soil 

without host insects. 

Streszczenie 

Celem pracy było określenie wpływu zmiennego nawożenia nawozem mineralnym i organicznym 

na nicienie entomopatogeniczne, używane w rolnictwie ekologicznym do zwalczania 

szkodników upraw. 

Glebę pobrano z poletek doświadczalnych w Chylicach w 2007 roku. Próbki zostały podzielone 

pod kątem sposobu nawożenia: obornik bydlęcy, nawóz mineralny NPK, ½ NPK + 

½ obornik bydlęcy oraz próba kontrolna nie zawierająca żadnego nawozu. Doświadczenie 

podzielone było na trzy etapy. W pierwszym etapie gąsienice wkładano od razu po aplikacji 

nicieni na glebę, w drugim odczekano 7 dni, a w trzecim 14 dni od aplikacji larw inwazyjnych. 

Obornik, jako jedyny wpływał korzystnie na nicienie przetrzymywane w glebie z jego 

dodatkiem. W pozostałych przypadkach inwazyjność nicieni zmniejszała się wraz z czasem, 

w którym nicienie przebywały w nawożonej glebie bez owadów żywicieli. 

1. INTRODUCTION 

Organic farming has recently become a popular discipline and sometimes a fashion 

in many countries. Earlier, in the years of pesticide (DDT) and mineral fertilisers’ boom, 

people lost awareness of how it might affect the environment. The effects of chemical 

treatments, which were not or couldn’t be tested in the lab, often revealed many years 

later. Now, more and more popular becomes the application of organic fertilisers like manure 

which do not alter environmental equilibrium and are 100% environmental-friendly 

[Krzywy 2000; Lenart 2004; Mercik and Stępień 2006]. 

Much hope is also pinned up on the application of natural control of crop pests. Vertebrates 

like frogs or toads are used to control the populations of snails or millipedes 

and application of predatory larvae of ladybugs may limit the number of aphids grazing 

on crops. The use of entomopathogenic nematodes to control pests becomes also very 

popular. Best specialised in infecting insects are the species of the family Steinernematidae 

and Heterorhabditidae [Bednarek and Gaugler 1997; Ropek 2005; Mracek et 

al. 2005]. 

109

Joanna Jarmuł-Pietraszczyk i in. 

Representatives of these families are often successfully used as natural means of 

controlling pests like the horse-chestnut leafminer, thrips and dark-wing fungus gnats in 

greenhouses. One should, however, remember to provide nematodes with optimum growth 

conditions, to avoid using nematocides and apply optimum fertilisation. Organic or mineral 

fertilisation may have an important effect on the populations of entomophilous nematodes 

in soils. Balanced fertilisation with mineral fertilisers may positively affect the growth of soil 

microflora and consequently, the growth of entomopathogenic nematodes [Dmowska 1982; 

Sosnowska 2004]. The use of fertilisers with a high concentration of urea or ammonium 

saltpetre may cause the decline of nematode populations in soils [Witkowski 1972; Krzywy 

2000; Mercik and Stępień 2006]. 

2. MATERIAL AND METHODS 

Study material consisted of soil samples collected three times in 2007 from experimental 

plots in Chylice fertilised with mineral fertiliser and/or manure. The following fertilisation 

was applied in the year of soil sampling: 

● manure – 250 kg, 

● NPK – 1.25 kg of ammonium saltpetre, 0.9 kg superphosphate and 2.5 kg of 60% potassium 

salt per 62.5 m 2 plot, 

● ½ NPK + ½ manure – 0.62 kg of ammonium saltpetre (34% N), 0.45 kg of double superphosphate 

(46% P 2 

O 5 

), 1.25 kg of potassium salt (60% K 2 

O) + 125 kg of manure. 

The number and invasiveness of nematodes S. carpocapsae were determined using 

the caterpillars of the greater wax moth (Galleria mellonella) from the own culture of the 

Department of Zoology which are excellent trap insects. Soil with NPK, manure, ½ manure 

and ½ NPK and control (non-fertilised) soils were placed in boxes. Soil samples were heated 

in a drying oven to get rid of microflora that might falsify the results. Relatively large caterpillars 

of the greater wax moth and a solution containing minimum 5000 invasive larvae 

of S. carpocapsae were placed in each box. Entomopathogenic nematodes were placed in 

boxes which received the first caterpillars of G. mellonella directly after nematode application 

and after 7 and 14 days. 

Boxes with soil and invasive larvae of S. carpocapsae were then incubated at 25 o C. 

Controls were performed every second day for 21 days. Dead caterpillars were transferred 

on Petri dishes lined with wet filter paper. Dead caterpillars were replaced by live ones. 

Males and females of entomopathogenic nematodes in dissected caterpillars were counted 

every second day. ANOVA and SPSS programme were used to assess the effect of variable 

fertilisation on nematodes S. carpocapsae. 

110


3. RESULTS 

The use of biopreparation with invasive larvae of entomophilous nematodes and application 

of mineral fertilisers decreased the ability of these animals to search for host and to 

infect it in soil. NPK, however, markedly decreased these abilities but only when nematodes 

spent 14 days in soil without the larvae of the greater wax moth (Tab. 1). 

Table 1. The effect of fertilisation type on the number of entomopathogenic nematodes 

Tabela 1. Wpływ rodzaju nawożenia na nicienie entomopatogeniczne 

Variable soil fertilisation 

Invasive larvae application 

directly with G. 

mellonella 


to soil or 7 days later 


to soil or 14 days later 

Manure 13.1 4.5 4.5 

NPK 19.1 14.6 14.4 

½ NPK + ½ manure 22.5 9.3 9.3 

Control 22.2 15.2 15.2 

When nematodes had an access to caterpillars in the moment of their application to soil 

or 7 days later, many of them attacked the moths but after 14 days the number of nematodes 

infecting the host (both males and females) decreased over two times. Hence, one should consider 

the effect of time the nematodes spend in NPK fertilised soil on their infection abilities. 

The same situation was observed with respect to NPK+ ½ manure. After preliminary 

increase of invasiveness the number of nematodes systematically decreased with time of 

their exposition to fertiliser. The effect pertained only to females since the number of males, 

if only nematodes had an access to caterpillars, was the same in soils treated with various 

fertilisers (Tab. 1). 

Bonferroni test showed that the number of females in the control group was significantly 

(p


[Krzywy 2000; Mercik et al. 2006]. Additional problems are associated with other biotic and 

abiotic factors that may directly or indirectly affect the number of nematodes, including entomopathogenic 

ones. Ropek [2005] demonstrated that entomopathogenic nematodes subjected 

to mineral fertilisers might have limited pathogenicity. It is noteworthy, however, that 

the decreased number of nematodes in NPK fertilised soil was observed in comparison with 

those found in sol fertilised with manure or with a mixture of manure and NPK. This might 

suggest a modifying effect of manure which under such circumstances favourably affected 

the number of nematodes (Tab. 1). Jarmuł et al. [2009] in his study on the effect of a longterm 

fertilisation on entomophilous nematodes observed that the soils fertilised with NPK or 

a combination of ½ NPK + ½ manure had no effect on the ability of infection of G. mellonella 

insects by soil nematodes. It was shown in the experiment that the number of males and 

females markedly decreased with the time they spent in soil with these fertilisers. This was 

because elemental composition, mainly nitrogen content, resulted in more abundant plant 

growth. Larger plants are more attractive for their pests – hosts for nematodes. If the former 

become more numerous that one may expect the higher number of their natural enemies. 

Kozłowska [1977] concluded that NPK exerts such an indirect effect on entomophilous 

nematodes. Equilibrated fertilisation with NPK and manure introduces mineral components 

to soils in forms more available to plants [Sienkiewicz 2003]. According to Bednarek [1990] 

mineral fertilisers may have a negative effect on nematodes, mainly those of the families 

Steinernematidae and Heterorhabditidae in the host’s body. Together with Gaugler they 

performed a study in 1997 which showed that NPK fertilisers might differently affect representatives 

of these families. A higher ability to infect insect host and an increased abundance 

was found in S. feltiae as opposed to H. bacteriophora whose larvae showed a decrease 

of both features. Bednarek and Gaugler [1997] demonstrated a positive effect of 

manure, thanks to which nematode larvae can survive in soil. On the other hand, Ishibashi 

and Kondo [1986] found that manure negatively affected the number of entomophilous nematodes. 

My results would rather support the conclusions of Bednarek and Gaugler [1997], 

though not directly. At simultaneous application of nematodes and moths, the number of 

nematodes that attacked the caterpillars was low and lower than in the control. When nematodes 

had to survive 7 days in soil, their number decreased further on but after 14 days it 

increased significantly and overcame the number of nematodes in samples of soil fertilised 

with NPK (Tab. 1). 

Jarmuł et al. [2009] in his study on the effect of long-term fertilisation on nematodes arrived 

at the conclusion that the application of manure and mineral fertiliser (in 1:1 ratio) could 

increase the number of soil nematodes. Bednarek [1990] studied the effect of the MIS – 3 

fertiliser on entomopathogenic nematodes in a short-term exposure and found an increase of 

larval invasiveness. When the exposure prolonged in time he observed a decrease of nematode 

invasiveness. Bednarek [1990] found also the increased number of nematodes in soil 

with manure as compared with soils not fertilised with this organic fertiliser. Ropek [2005] 

112


showed that the number and condition of entomopathogenic nematodes was indirectly affected 

by entomophilous fungi which could earlier find and kill the host before nematodes 

and that their spores hampered the finding and infecting the host by invasive larvae. 

Season, atmospheric conditions and cultivated plant species play an important role under 

field conditions. Fertilisation of soils may affect soil animals not only directly; indirect effects 

of fertilisation are equally important. Fertilisation by changing the soil structure may interfere 

in nematode habitats. Long-term mineral and organic fertilisation significantly alters 

soil microstructure [Lenart 2004]. In this author’s opinion, manure may favourably change 

the soil by affecting its aggregate structure. The aggregate soil structure determines many 

physical processes like water and air transport or porosity. Such structure may exert beneficial 

effect on the development of root zone of plants and on the growth of soil organisms 

[Hassink et al. 1994, Mercik and Stępień 2006]. 

5. CONCLUSIONS 

1. The number of nematodes, both males and females, significantly decreased with time 

they spent in soil fertilised with mineral NPK or a combination of ½ NPK + ½ manure. 

2. The greatest decline of nematode population was observed in samples of soil fertilised 

with NPK as opposed to that fertilised with manure, which exerted favourable effect on 

nematodes. 

REFERENCES 

BEDNAREK A. 1990. Ekologiczne uwarunkowanie aktywności biologicznej nicieni entomofilnych 

w środowisku glebowym agrocenoz. Wyd. SGGW. 

BEDNAREK A., GAUGLER R. 1997. Compatibility of soil amendments with entomopathogenic 

nematodes. Journal of Nematology 29(2): 220–227. 

DMOWSKA E. 1982. Wpływ niektórych czynników biotycznych na nicienie glebowe, 

Wiadomości ekologiczne XXVIII, 3/4: 209–215. 

HASSINK J., MATUS F., CHENAU C., DALENBERG J. 1994. Interaction between soil biota, 

soil organic matter and soil structure. Soil ecology in sustainable agricultural systems. 

Proceeding of sympososium held at the 15 th International Congress of Soil Science, 

Acapulco, Mexico: 15–35. 

ISHIBASHI N., KONDO E. 1986. Steinernema feltiae nad S. glaseri persistence in soil and 

bark compost and their influence on native nematodes. Journal of Nematology 18: 

310–316. 

JARMUŁ-PIETRASZCZYK J., KAMIONEK M., WILKOWSKI P. 2011. The effect of long 

fertilisation on seasonal variablity of occurence of entomopathogenic nematodes and 

fungi, Ecological Chemistry an Engineering in press. 

113


KOZŁOWSKA J., DOMURAT K. 1977. The effect of Basic mineral fertilizers on nematode 

communities insulflower cultivation. Polnish Ecology Studies 3: 15–22. 

KRZYWY E. 2000. Nawożenie gleb i roślin. Wydawnictwo Akademii Rolniczej w Szczecinie: 

49–51, 53–74. 

LENART S. 2004. Wpływ wieloletniego nawożenia, zmianowania i uprawy roli na 

mikrofaunę gleby. Annales Universitas Mariae Curie-Sklodowska LIX, 2: 1–8. 

MERCIK S., STĘPIEŃ W. 2006. Wpływ wieloletniego nawożenia obornikiem na plonowanie 

roślin oraz wybrane właściwości gleby. Nawozy i nawożenie 4(29): 141–150. 

ROPEK D. 2005. Wplyw wybranych czynników środowiska na owadobójczą aktywność 

nicieni i związanych z nimi bakterii symbiotycznych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej 

im. Kołłątaja w Krakowie 422, 306; 1–189. 

SIENKIEWICZ S. 2004. Oddziaływanie obornika i nawozów mineralnych na kształtowanie 

żyzności i produktywności gleby. Wyd. UWM. 

SOSNKOWSKA D. 2004. Trojtroficzne interakcje pomiędzy roślinami, grzybami nicieniobójczymi 

nicieniami. Kosmos 53, 1(262): 51–58. 

114


Joanna Jarmuł-Pietraszczyk*, Marta Kamionek*, 

Elżbieta Budzińska-Wrzesień **, Robert Wrzesień***, 

Adam Kołodziejski**** 

The effect of lead, manganese and cadmium ions on 

entomopathogenic nematodes Steinernema carpocapsae 

(Weiser 1955) 

Wpływ jonów ołowiu, manganu i kadmu na nicienie 

entomopatogeniczne Steinernema carpocapsae 

(Weiser 1955) 

Key words: S. carpocapsae, heavy metals, lead, cadmium, manganese, soil. 

Słowa kluczowe: S. carpocapsae, metale ciężkie, ołów, kadm, mangan, gleba. 

Summary 

The effect of heavy metal ions (Pb, Cd, Mn) on survival and reproduction of entomopathogenic 

nematodes S. carpocapsae was presented in this paper. The study was also focussed 

on the influence of these ions on sex structure of nematode population, on survival 

of invasive larvae and on the infection of Galleria mellonella caterpillars by larvae treated 

by heavy metal ions. A negative effect of these ions increased with their concentration and 

the time of their action. 

* Dr inż. Joanna Jarmuł-Pietraszczyk, dr hab. Marta Kamionek, prof. SGGW – Katedra Biologii 

Środowiska Zwierząt, Zakład Zoologii, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego (SGGW), 

ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 28; e-mail: joanna_jarmul@sggw.pl 

** Dr Elżbieta Budzińska-Wrzesień – Katedra i Zakład Patologii Ogólnej i Doświadczalnej, 

Warszawski Uniwersytet Medyczny (WUM), ul. Krakowskie Przedmieście 26/27, 00-927 

Warszawa; tel.: 602 663 453. 

*** Dr Robert Wrzesień – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Higieny Zwierząt 

i Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego (SGGW), ul. Ciszewskiego 8, 02- 

786 Warszawa; tel.: 22 593 66 21. 

**** Mgr Adam Kołodziejski, student – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Zoologii, 

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego (SGGW), ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa. 

115


Streszczenie 

W niniejszej pracy przedstawiono wpływ roztworów jonów metali ciężkich (Pb, Cd i Mn) 

na żywotność oraz rozrodczość nicieni entomopatogenicznych S. carpocapsae. W pracy 

zwrócono uwagę na wpływ jonów metali ciężkich na strukturę płciową populacji nicieni, 

śmiertelność larw inwazyjnych oraz porażenie gąsienic owadów G. mellonella przez larwy 

poddane działaniu triady jonów metali ciężkich. 

Efekt negatywnego działania jonów ołowiu, manganu i kadmu wzrastał wraz ze wzrostem 

stężeń roztworów i długością czasu i ich działania. 


Nematodes are cosmopolitan organisms present worldwide practically in every habitat 

(fresh and sea waters, soil, litter, plant and animal tissues). They colonised deserts, polar 

areas, caves, mountains, hot springs or oceanic abyssal [Hominick et al. 1996, Hazir et al. 

2001, Jura 2004]. Due to their high numbers and adaptation to various conditions nematodes 

play a great role in the cycling of matter. Parasitic species developed many adaptations 

that enable them to attack plant and animal hosts. 

Thanks to the ability to anabiosis and encystment nematodes are able to survive many 

years (even up to 30) under unfavourable conditions. The eggs of some species are also 

adapted to such conditions [Jura 2004]. Many nematode species, whose application in biological 

control of harmful insects in plant production arise much interest and creates new 

possibilities, belong to the family Steinernematidae [Stock et al. 1999, Susurluk 2006]. 

Biotic and abiotic factors may have a positive or negative effect on soil organisms. 

Abiotic factors include temperature, soil structure and many others like e.g. heavy metals. 

The source of heavy metals may be parent rocks, natural dusts, atmospheric precipitation 

and organic deposition [Jarmuł 2002]. Human activity also increases the content of 

heavy metals in the natural environment through e.g. the exhausts from motor vehicles 

or industrial waste waters delivered to surface waters. Many of these pollutants penetrate 

the soil affecting soil organisms including nematodes [Jaworska et al. 1999, Jarmuł 

et al. 2001, 2003]. 

2. MATERIAL AND METHODS 

Nematodes Steinernema carpocapsae (black strain) and caterpillars of Galleria mellonella 

from the culture of the Department of Zoology SGGW in Warsaw were used in this 

study. The experiment was carried out with the use of three solutions of manganese, lead 

and cadmium as nitrate salts (Mn(NO 3 

) 2 

∙4H 2 

O, Pb(NO 3 

) 2 

and Cd(NO 3 

) 2 

∙4H 2 

O) in the following 

concentrations: 

116

The effect of lead, manganese and cadmium ions on entomopathogenic nematodes... 

Solution I: 

●● 

Pb(NO 3 

) 2 

– 40mg Pb·dm -3 , 

●● 

Cd(NO 3 

) 2 

∙4H 2 

O – 1mg Cd·dm -3 , 

●● 

Mn(NO 3 

) 2 

∙4H 2 

O –200mg Mn·dm -3 . 

Solution II: 

●● 

Pb(NO3)2 – 100mg Pb·dm -3 , 

●● 

Cd(NO3)2∙4H2O – 2mg Cd·dm -3 , 

●● 

Mn(NO3)2∙4H2O – 500 mg Mn·dm -3 . 

Solution III: 

●● 

Pb(NO3)2 – 500mg Pb·dm -3 , 

●● 

Cd(NO3)2∙4H2O – 3mg Cd·dm -3 , 

●● 

Mn(NO3)2∙4H2O – 1000mg Mn·dm -3 , 

●● 

Water solutions were made with distilled water. 

Experiments, each in three repetitions, were carried out at 25 o C which is optimum for 

S. carpocapsae. Observations were made every second day. Dead caterpillars infected 

by nematodes were dissected to count the number and estimate the sex of nematodes. 

Nematode mortality was determined based on the number of dead invasive larvae. The effect 

of heavy metals on pathogenicity of S. carpocapsae was checked with the test insect 

G. mellonella. 

Three double pots were used in the experiment; one with the bottom made of a net was 

placed inside the other. Internal pots were filled with 100 cm 3 of dry roasted sand and 100 

cm 3 of prepared solutions of heavy metal mixture. Five thousand nematodes were placed 

in each pot. Three caterpillars of G. mellonella were placed in the external pot – immediately 

after nematode application to the internal pot in the first repetition, 7 days later in the 

second and 14 days later in the third repetition. Control was performed in the same conditions, 

for the same time period but without heavy metal solutions. Obtained results were 

processed using the SPPS 14 statistical software. 

3. RESULTS 

Tests of the effect of heavy metals on nematode population and mortality of the infected 

caterpillars of G. mellonella showed different rates of nematode movement in sand between 

particular repetitions. 

At simultaneous introduction of nematodes and the host insect the former started migration 

6 days after the set up of experiment (Fig. 1). 

117


migration of S. carpocapasae 

900 

800 

700 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

Serie1 

Serie2 

Serie3 

0 

control solution I solution II solution III 

Fig. 1. The effect of heavy metals on the migration of nematodes S. carpocapsae 

Rys. 1. Wpływ jonów metali ciężkich na migracje nicieni S. carpocapsae 

Higher concentration of heavy metals in solution II markedly stimulated nematodes to 

migration through sand. The number of migrating nematodes was over 40% higher than in 

the control. Similar effect had the time period spent by nematodes in contaminated sand 

without host. In solution III the introduction of host insects 14 days after the placement of 

nematodes resulted in the highest migration of nematodes to insect’s body (Fig. 1). 

Results of performed experiment demonstrate an important effect of heavy metals on 

sex structure in nematode populations (Tab. 1). 

Table 1. Sex structure of S. carpocapsae infecting the caterpillars of G. mellonella 

Tabela 1. Struktura płciowa nicieni S. carpocapasae porażających gąsienice G. mellonella 

Control Solution I Solution II Solution III 

Repeat 

female male female male female male female male 

1 277 119 345 251 746 202 276 136 

2 168 121 341 22 455 363 764 389 

3 396 146 169 155 194 99 247 85 

118


The number of females in solution I was lower by 31.5% than in the control. Greater 

contamination and prolonged time of the contact with polluted environment had the most unfavourable 

effect on nematodes (Tab. 1). Test insects were reached by only half of released 

nematodes in this solution. The time of their migration was also prolonged. 

First, both males and females migrated in all repetitions, later on – only females. Reproduction 

increased when females dominated over males in numbers as compared with 

the situation of the equal number of females and males. 

In all cases the time of exposition under given environmental conditions correlated with 

the number of migrating individuals and the number of invasive larvae. Appropriate regressions 

showed that the time of exposition of S. carpocapsae invasive larvae to heavy metal 

ions had an effect on migration and invasiveness of nematodes and on the sex ratio of invasive 

larvae found in caterpillars. 

4. DISCUSSION 

Studies on practical application of nematodes in controlling insect pests have been 

carried out since the finding of entomopathogenic properties of some nematodes. The efficiency 

of entomopathogenic nematodes against these pests decreased the use of plant 

protection chemicals. Nematodes of the family Steinernematidae found particularly wide application 

in pest control. Studies on the effect of heavy metals on nematodes have been carried 

in the recent years because of the systematic increase of their concentrations in soils. 

Many authors were of the opinion that manganese at low concentrations stimulated the 

increase of nematode pathogenicity [Ishibashi et al. 1987, Mracek et al. 2005]. Increased 

pathogenicity was observed in this study when two solutions were applied: 

200 ppm Mn + 40 ppm Pb + 1 ppm Cd and 500 ppm Mn + 100 ppm Pb + 2 ppm Cd. 

The effect of lead on entomopathogenic nematodes has also been studied. The metal 

was found to limit migration and viability of nematodes. It also affected the survival of nematodes 

in soil habitat. Lead ions used in the present experiment had similar effects [Jaworska 

et al. 1999, Jarmuł et al. 2001, 2003]. Already at low concentrations the changes in sex 

structure were observed. Ropek [2005] analysed the pathogenicity and mortality of invasive 

larvae of S. feltiae kept for a long time in solutions of lead salts. Apart from the effect 

of concentration, he found the role of the exposition time of nematodes. 

Cadmium ions had the most pronounced effect on nematodes. Already at low concentrations 

they worsened the reproductive abilities of nematodes. 

Based on literature data and own studies one may conclude that the groups of metals 

exert an effect on entomopathogenic nematodes of the family Steinernema. Performed 

experiments showed that a mixture of heavy metals negatively affected sex structure and 

migration ability. At low concentrations of Pb and Cd manganese ions may play a protec- 

119


tive role. Manganese had a positive effect by stimulating nematodes’ migration. However, 

at high concentrations of lead and cadmium such effect was not observed [Jaworska et al. 

1999, Jarmuł et al. 2005, Pezowicz et al. 2005]. 

5. CONCLUSION 

1. Females of nematodes showed a higher resistance and tolerance to unfavourable effects 

of heavy metal ions. 

2. Under the stronger stress (solutions II and III) nematodes accelerated their migration 

through sand. 

3. Fewer males than females create better conditions for the reproduction of nematodes. 

REFERENCE 

HAZIR S., STOCK P., KAYA H.K., KOPPENHOFER A.M., KESKIN N. 2001. Development temperature 

effects on five geographic isolates of the entomopathogenic nematode Steinernema 

feltiae (Nematoda: Steinerneamtidae). Journal of Invertebrates Pathology 75: 81–92. 

HOMINICK W.M., REID A.P., BOHAN D.A., BRISCOE B.R. 1996. Entomopathogenic nematodes: 

biodiversity, geographical distribution and the convention of biological diversity. 

Biology Science Technology 6: 317−331. 

ISHABASHI N., KONDO E. 1987. Dynamics of the entomogenus nematode Steinernema 

feltiae applied to soil with and without nematicide treatment. Journal of Nematology 

19:404– 412. 

JARMUL J.K. 2002. Wplyw jonów ołowiu i kadmu na nicienie entomopatogeniczne Steienernema 

feltiae (Filipjev). SGGW, praca doktorska: 19−24, 117−118,130. 

JARMUŁ J., KAMIONEK M. 2001. The effect of cadmium ions on growth of S. feltiae in the 

host’s (Galleria mellonella) body. Chemistry for Agriculture, Interenational Scientic – research 

seminar. Velke Losiny. Czech Republic: 367–368. 

JARMUŁ J., KAMIONEK M. 2003. Survival and migration abilities of entomopathogenic nematode 

Steienernema feltiae Filipjev in a habitat contaminated by lead ions. Ecological 

Chemistry and Engineering 10(3–4): 28–284. 

JARMUŁ J., KAMIONEK M., PEZOWICZ E. 2005. Mortality of the invasive larvae (IJs) of 

S. feltiae Filipjev after their contact with lead and cadmium ions. Ecological Chemistry 

and Engineerin 12(8): 1084−1088. 

JAWORSKA M., POPEK D., GORCZYCA A. 1999. Żywotność i patogeniczosc owadobójczych 

nicieni w glebie skażonej metalami ciężkimi. Ecological Chemistry and Engineering 

6(5–6): 47–475. 

JURA CZ. 2004. Bezkregowce – podstawy morfologii funkcjonalnej, systematyki i filogenezy. 

PWN, Warszawa: 54–55, 285−294. 

120


PEZOWICZ E., KAMIONEK M., JARMUŁ J. 2005. Effect of zinc and cadmium on pathogenicity 

and fertility on entomopathogenic nematodes. Ecological Chemistry and Engineering 

12(8): 841–845. 

ROPEK D. 2008. Wpływ wybranych czynników środowiska na owadobójczą aktywność nicieni 

i związanych z nimi bakterii symbiotycznych. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej 

im. Kołłątaja w Krakowie: 422, 306, 1–189. 

STOCK S.P., PRYOR B.M., KAYA H.K. 1999. Distribution of entomopathogenic nematodes 

(Steinernematidae and Heterorhabditidae) in natural habitats in California. USA, Biodivision 

Conservation 8: 535–549. 

SUSURLUK A. 2006. Effectiveness of the entomopathogenic nematodes Heterorhabditis 

bacteriophora and Steinernema feltiae against Tenebrio molitor (Yellow mealworm) 

larvae in different soil types at different temperatures. Turkish Journal Biology 30: 

199−205. 

121


Andrzej Sapek*, Barbara Sapek* 


PHOSPHORUS IN ATMOSPHERIC DEPOSITION 

Słowa kluczowe: eutrofizacja, fosfor, jeziora, opad atmosferyczny, pył eoliczny. 

Key words: aeolian dust, atmospheric deposition, eutrophication, phosphorus, lakes. 

Streszczenie 

Opad atmosferyczny odgrywa istotną rolę w obiegu fosforu w środowisku. Globalny ładunek 

fosforu wnoszony rocznie z atmosfery na Ziemię oceniono współcześnie na 1,15 mln t 

P·r -1 . Głównym źródłem fosforu w opadzie są pyły eoliczne zawierające przeciętnie 1,1 

g P·kg -1 . Mniejszym lecz ważniejszym źródłem są pyły pochodzenia biologicznego, ponieważ 

zawierają fosfor szybciej przyswajalny dla roślin. Udział innych źródeł fosforu nie 

przekracza 10%, źródłami tymi są lotne popioły ze spalania kopalnych zasobów energetycznych 

oraz współczesnej biomasy. Około 15% fosforu w opadzie występuje w postaci 

fosforanów rozpuszczonych w wodzie zawartej w powietrzu i w aerozolach. Wszystkie te 

postacie fosforu powracają z atmosfery na Ziemię z opadem atmosferycznym, mokrym tj. 

z deszczem i śniegiem oraz z opadem suchym tj. z cząstkami materialnymi (PM). Fosfor 

jest obecny również w opadzie rosy, mgły i osadzanych kroplach z chmur. Fosfor z opadu 

nie stwarza większych zagrożeń środowiskowych w ekosystemach lądowych, stwarza je 

natomiast w zbiornikach wód stojących, co opisano w przytaczanym piśmiennictwie. Ładunek 

fosforu wnoszony z opadem atmosferycznym jest niewielki i przeciętnie oceniany 

na 0,30 kg P·ha -1·r-1 , co odpowiadałoby 9,4 tys. t P·r -1 opadającemu na całą powierzchnię 

Polski. Jest to tyle ile rocznie wprowadza się z Polski rzekami do Morza Bałtyckiego, a po 

stronie przychodu w krajowym bilansie fosforu ładunek z opadu stanowi tylko 5%. 

* Prof. dr hab. Andrzej Sapek, prof. dr hab. Barbara Sapek – Instytut Technologiczno- 

-Przyrodniczy w Falentach, Falenty, Al. Hrabska 3, 05-090 Raszyn; tel.: 22 735 75 65, 

e-mail: a.sapek@itep.edu.pl; b.sapek@itep.edu.pl 

122


Summary 

The atmospheric deposition plays a significant role in the phosphorus cycling in the environment. 

The global load of this element deposited from atmosphere on the Earth surface 

was is evaluated as 1.15 mln t P·y -1 nowadays. The main sources of phosphorus is 

are aeolian dust containing in average 1.1 g P·kg -1 , secondary, but important as well, dust 

of biological origination, while the contained phosphorus is easy available. The participation 

of other sources does not excide 10%, they comprise of fly ashes from fires of natural 

and anthropogenic origin. About of 15% of phosphorus in deposition is in the form phosphate 

dissolved in atmospheric water and aerosols. All this form of phosphorus is precipitating 

with atmospheric depositions – wet in the form of rain and snow – and dry mostly in 

the particulate matter (PM). Phosphorus is also present in the depositions of dew, fog and 

cloud droplets. Phosphorus does not produce a risk to terrestrial ecosystems, but does 

to lakes and estuaries. The phosphorus load from atmospheric deposit is low, valuated 

approximately as 0.30 kg P·ha -1·r-1 , that is an equivalent to 9.4 thousand t P·r -1 deposited 

each year on the territory of Poland. It is the same load, which is flowing in to the Baltic 

Sea from our country. 


Opad atmosferyczny nie zawsze odgrywa zauważalną, lecz istotną rolę w obiegu fosforu 

w środowisku. Zainteresowanie fosforem wnoszonym do atmosfery i z niej opadającym 

na Ziemię osiągnęło apogeum w latach 70. i 80. ubiegłego wieku, by skupić się na emisji 

azotu w latach 90., a obecnie na emisji dwutlenku węgla. Fosfor wprowadzony do atmosfery 

dociera z opadem atmosferycznym do wszystkich ekosystemów lądowych i wodnych. 

Ilość fosforu wnoszona z atmosfery nie przekracza na ogół 0,3 kg P·ha -1·r-1 , co nie powoduje 

eutrofizacji w większości ekosystemów lądowych, lecz może się do niej przyczyniać 

w jeziorach i estuariach morskich. Ładunek ten może być nawet pożądany w niektórych lasach, 

położonych na glebach ubogich w ten składnik. 

Zamiarem niniejszego opracowania jest omówienie źródeł pochodzenia fosforu w atmosferze 

i w opadzie atmosferycznym oraz postaci jego w nim występowania oraz dróg 

jego powrotu na Ziemię, a także wywoływanych skutków w środowisku, zwłaszcza w zbiornikach 

wód powierzchniowych. 

2. Postacie fosforu w atmosferze 

Większość fosforu występującego w atmosferze jest zawarta w mineralnych i organicznych 

aerozolach cząstek materialnych (PM) zawieszonych w powietrzu. Angielski termin 

PM odpowiada terminowi „pył zawieszony” stosowanemu w nazewnictwie GUS. Mniejsze 

123

Andrzej Sapek, Barbara Sapek 

ilości fosforu występują w atmosferze w postaci rozpuszczonej w aerozolach i wodzie atmosferycznej, 

a tylko śladowe w postaci gazowych fosforowodorów. 

W cząstkach mineralnych fosfor znajduje się głównie w postaci fosforanów wapnia, 

żelaza i glinu, z których tylko część może ulec łatwemu rozpuszczeniu w wodzie. W materiałach 

pochodzenia biologicznego fosforany występują w większości w postaci łatwo rozpuszczalnych 

soli lub estrów z substancjami organicznymi, co powoduje, że po opadnięciu 

na powierzchnię Ziemi są one łatwo dostępne dla roślin. W odróżnieniu od związków 

węgla i azotu stężenie gazowych związków fosforu jest minimalne. W powietrzu występują 

gazowe związki fosforoorganiczne (fosfiny), a najważniejszym z nich jest fosforiak (PH 3 

), 

analog amoniaku, którego stężenie w dolnej troposferze nocą mieści się w wyższym przedziale 

– ng·m -3 , a w godzinach południowych w dzień w przedziale niższym – pg·m -3 . Promieniowanie 

słoneczne inicjuje fotochemiczne reakcje utleniania fosforowodorów do fosforanów 

[Zhu i in., 2006]. 

3. Pochodzenie fosforu w atmosferze 

Największe ilości fosforu w opadzie atmosferycznym występują w pyłach różnego 

pochodzenia, wśród których najwięcej tego pierwiastka zawiera pył materiału glebowego, 

wnoszony do atmosfery w wyniku erozji eolicznej (wietrznej). Na znaczenie pyłów 

eolicznych w obiegu pierwiastków w przyrodzie zwrócił uwagę Karol Darwin [1846] już 

w połowie XIX w. Dwa procesy uczestniczące w erozji eolicznej powodują rozbicie agregatów 

glebowych i uwalnianiu pyłu. Pierwszym z nich jest saltacja polegająca na podrywaniu 

przez wiatr agregatów i uderzanie nimi o powierzchnię gleby, co powoduje ich 

rozbicie i uwolnienie z nich pyłów oraz podrywanie ziaren piasku, które opadając rozbijają 

owe agregaty. Uwolnione do powietrza cząstki gleby są unoszone w wyniku cyrkulacji 

atmosferycznych i są przenoszone nawet na duże odległości. Na przykład Grousset 

i in. [2003] stwierdzili, że pyły z pustyń wschodnioazjatyckich przemieszczają na odległość 

ok. 20 000 km, by osiadać na śniegu Alp Francuskich, natomiast z chmur zalegających 

nad Puerto Rico wydzielono pyły pochodzące z Sahary w Afryce [Reyes-Rodríguez 

i in. 2009]. Lawrence i Neff [2009] ocenili, że globalny opad pyłów eolicznych mieści 

się w granicach od 800 do 2000 mln t·r -1 , z tego na obszary położone w odległości 10 

do 1000 km od pierwotnego źródła opada od 10 do 500 kg·ha -1·r -1 , a w dalszych odległościach 

od 0,5 do 10 kg·ha -1·r -1 . 

Skład mineralny pyłów jest zdominowany przez fyllokrzemiany, wśród których przeważają 

illit i kaolinit. Pyły wynoszone z wielkich pustyń stanowią główne źródło cząstek 

materialnych o średnicach > 2 μm. Współczesna działalność człowieka może przyczyniać 

się do nasilania emisji pyłów eolicznych przez zwiększanie powierzchni gleb narażonych 

na erozję wietrzną na skutek procesów pustynnienia, a w rolnictwie w wyniku poszerzania 

powierzchni pól użytków ornych. Przeciętna zawartość fosforu w eolicznych pyłach wy- 

124


nosi 1,087 g P·kg -1 i jest o ok. 1,6 razy większa od jego średniej zawartości w powierzchniowej 

skorupie ziemskiej wynoszącej średnio 0,70 g P·kg -1 [Taylor i McClennan 1995], co 

wskazuje, że opad pyłów eolicznych może wzbogacać niektóre ekosystemy w ten pierwiastek 

(tab. 1). 

Tabela 1. Zawartość podstawowych pierwiastków w opadzie pyłów eolicznych wg Lawrenca 

i Neffa [2009] 

Table 1. Content of the main elements in Aeolian dust deposition according to Lawrence and 

Neff [2009] 

Pierwiastek Zawartość, g·kg -1 Średnie wzbogacenie* 

Si 285 0,9 

Al 71 0,9 

Si 36 1,2 

Ca 36 1,2 

Mg 1,2 0,9 

K 2,3 0,8 

Na 1,2 0,5 

P 1,087 1,6 

Objaśnienie: * Względne wzbogacenie wobec średniej zawartości pierwiastków w powierzchniowej 

skorupie ziemskiej. 

W pyłach eolicznych dominuje materiał mineralny, lecz zawierają one również materię 

organiczną, głównie glebowe substancje próchniczne. Pyły wulkaniczne składają się wyłącznie 

z materiału mineralnego, zatem zawierają mniej fosforu, ponieważ nie zawierają 

materii organicznej. 

Mniejsze ilości fosforu zawierają także pyły pochodzące z różnych innych źródeł naturalnych 

i antropogenicznych (tab. 2). Ze źródeł naturalnych rozpylane są lotne popioły powstające 

w czasie pożarów w przyrodzie i erupcji wulkanicznych oraz w trakcie rozpylania 

wody morskiej. Ze źródeł antropogenicznych pochodzą popioły lotne – produkty spalania 

kopalnych zasobów energetycznych oraz współczesnej biomasy. Pyły są także emitowane 

w procesach produkcyjnych w przemyśle i w rolnictwie. Źródłem pyłów jest także transport, 

zwłaszcza drogowy, a także bytowa i komunalna działalność ludności. Z obydwóch źródeł 

pochodzą też bogate w fosfor aerozole pochodzenia biologicznego. 

125


Tabela 2. Globalne źródła fosforu w atmosferze, mln t P·r -1 [ Mahowald 2008] 

Table 2. Global Sources of Atmospheric Phosphorus, mln t P·y -1 [Mahowald 2008] 

Źródło fosforu Fosfor całkowity P-PO4 

Pył 1,150 0,115 

Pierwotne cząstki biologiczne 0,164 0,082 

Spalanie biomasy 0,025 0,012 

Spalanie paliw kopalnych 0,024 0,012 

Spalanie biopaliw 0,021 0,010 

Działalność wulkanów 0,006 0,003 

Sól moska 0,0049 0,0049 

Źródła antrpogeniczne 4,8% 14,3% 

Zawartość fosforu w lotnych popiołach, które powstają w czasie pożarów w przyrodzie 

oraz spalania w celach pozyskania energii zależy od zawartości fosforu w spalanym materiale 

(tab. 3). Pyły lotne pochodzące ze spalania węgla kamiennego mogą np. zawierać od 

0,60 do 0,88% P w suchej masie [Pathan i in. 2003]. Ładunek fosforu wnoszony z pyłami 

wulkanicznymi okazał się wbrew wcześniejszym przypuszczeniom niewielki. 

Tabela 3. Zawartość fosforu (P) w drobnych i grubych cząstkach materialnych rozpraszanych 

z różnych źródeł spalania, g P·kg -1 s.m. [Mahowald 2008] 

Table 3. Phosphorus (P) content in fine and coarse particulate matter emitted by various combustion 

sources, g P·kg -1 DM [Mahowald 2008] 

Źródło 

Cząstki materialne 

drobne 

grube 

Spalanie węgla 15 2 

Spalanie oleju 10 2 

Spalanie odpadów 6,3 9 

Aerozole powstające z piany morskiej w wyniku podrywania jej przez wiatr mają duże 

znaczenie w przemieszczaniu się na ląd soli zawartych w wodzie morskiej, a wraz z nimi fosforu. 

Kiedy tylko poderwana piana znajdzie się na wysokości 15 cm nad poziomem wody, to 

jest unoszona z wiatrem nawet na większe odległości. W czasie jej przemieszczania zawarta 

woda ulega częściowemu wyparowaniu i powstają aerozole soli o średnicy cząstek od 2 do 

20 μm [Sharp 1983]. Stężenie fosforanów w wodzie morskiej mieści się w granicach od 0,002 

do 0,109 mg P·dm -3 , w tym ok. 0,006 mg P·dm -3 wiązanego organicznie [Mahowald 2008]. 

Aerozolami pochodzenia biologicznego są zawieszone w powietrzu czynne lub obumarłe 

insekty, drobnoustroje, grzyby i pyłki roślin oraz obumarłe fragmenty roślin i zwierząt. 

Naturalna zawartości fosforu w tym materiale mieści się w granicach od 2,0 do 5,0 g 

P·kg -1 suchej masy. Materiał ten dociera na powierzchnię Ziemi z opadem suchym, a w opa- 

126


dzie mokrym część zawartego w nim fosforu ulega rozpuszczeniu. Natężenie opadu fosforu 

z materiałem biologicznym jest największe z początkiem lata, kiedy aktywność biologiczna 

jest najsilniejsza. Lewis i in. [1985] badali zmiany stężenia reaktywnych fosforanów 

w wodzie deszczowej spadającej do jeziora Dillon w górach stanu Colorado. Stwierdzili, że 

w czasie kilkunastu dni na przełomie czerwca i lipca 1982 r. stężenie reaktywnych fosforanów 

było wielokrotnie większe niż stężenie przeciętne spotykane w okresie letnim, a ładunek 

fosforu w tym opadzie osiągał wtedy 0,150 kg P·ha -1 na tydzień. Ważnym materiałem 

biologicznym w opadzie fosforu są pyłki roślin. Badania nad opadem pyłków sosny (Pinus 

strobus i Pinus resinosa) przeprowadzili w północnej Wirginii Doskey i Ugoagwu [1989]. 

Stwierdzili, że w latach 1979–1981 opad tych pyłków do jeziora Crystal w stanie Wirginia 

wynosił od 3,5 do 80 kg·ha -1·r-1 , co przy zawartości w nich fosforu ok. 2,8 g·kg -1 [Lewis in. 

1985] opowiadałoby opadającemu ładunkowi fosforu od 0,010 do 0,228 kg·ha -1·r -1 . Największa 

wartość fosforu w tym ładunku jest bliska uznanemu, przeciętnemu ładunkowi fosforu 

w opadzie atmosferycznym. Opad fosforu z innymi materiałami pochodzenia biologicznego 

jest jednak w niewielkim stopniu rozpoznany i uzasadniony. 

Ponad 80% fosforu w atmosferze znajduje się w mineralnych i organicznych cząstkach 

materialnych (aerozolach) zawieszonych w powietrzu. Około 15% fosforu w opadzie występuje 

w postaci fosforanów rozpuszczonych w wodzie zawartej w powietrzu i aerozolach. 

Wszystkie te formy fosforu powracają z atmosfery na Ziemię z opadem atmosferycznym 

mokrym oraz suchym. Fosfor jest obecny również w opadzie rosy, mgły i w osadzanych 

kroplach wody z chmur. 

4. Ładunek fosforu w opadzie atmosferycznym 

Globalny ładunek fosforu wnoszony z atmosfery na Ziemię z opadem cząstek materialnych 

(aerozoli) oceniono współcześnie na 1,15 mln t P (tab. 2) [Mahowald 2008], 

w którym ok. 82% stanowią różne postacie pyłu, głównie eolicznego, 12% to pierwotne 

cząstki pochodzenia biologicznego. Niewielką rolę przypisano innym rodzajom opadu, 

co nie zawsze znajduje potwierdzenie przy rozpatrywaniu wyników z poszczególnych 

badań. Opad rozpuszczonych fosforanów stanowi tylko 0,15 mln t P. W odróżnieniu od 

azotu udział źródeł antropogenicznych w atmosferycznym opadzie fosforu jest znacznie 

mniejszy i jest oceniany na 5% w ładunku fosforu całkowitego i 15% w ładunku rozpuszczonych 

fosforanów. Prócz rozpylonej wody morskiej prawie wyłącznym źródłem 

fosforu w atmosferze są ekosystemy lądowe, z których tą drogą trafia do oceanów ok. 

0,56 mln t P·r -1 . 

Występujące w opadzie atmosferycznym formy fosforu podzielono na cztery kategorie 

(tab. 4): 

●● 

fosfor występujący w związkach nieorganicznych, 

●● 

fosfor występujący w związkach organicznych, 

127


●● 

●● 

fosfor rozpuszczony, 

fosfor zawarty w cząstkach materialnych. 

Tabela 4. Kategorie postaci fosforu występujących w atmosferze 

Table 4. Category of phosphorus forms present in atmosphere 

Kod kategorii 

Postać 

Opad fosforu (P), 

-1 

kg P·ha-1·r SRP rozpuszczony fosfor reaktywny 0,0542 

SUP rozpuszczony fosfor niereaktywny 0,0236 

PIP nieorganiczny w cząstkach materialnych 0,0420 

POP organiczny w cząstkach materialnych 0,123 

TP fosfor całkowity 0,243 

Objaśnienia: kg P·ha -1·r -1 – kilogramy potasu na hektar na rok. 

W celu łatwiejszego zrozumieniu sensu tego podziału w tabeli 4 zestawiono także dane 

analityczne otrzymane przez Tsukudę i in. [2006] w badaniach prowadzonych w leśnej stacji 

doświadczalnej Ashiu w Japonii. Badania te wykazały, że 68% fosforu w opadzie jest 

zawarte w cząstkach materialnych oraz że dominuje w nim fosfor związany organicznie, 

stanowiący aż 60% fosforu całkowitego. 

Przyjmuje się, że w Europie przeciętny ładunek fosforu w opadzie atmosferycznym na 

systemy lądowe nie przekracza 0,3 kg P·ha -1·r-1 , co również potwierdzają 20-letnie obserwacje 

prowadzone w Falentach [Sapek i Nawalany 2006]. Twaroski i inni [2007] na przykładzie 

głównych zlewni w Minnesota wykazali, że opad fosforu zależy od sposobu zagospodarowania 

powierzchni. 

Największy średni ładunek fosforu opadał na miasta, mniejszy na tereny wiejskie, a najmniejszy 

na lasy – odpowiednio 0,31, 0,27 i 0,114 kg P·ha -1·r-1 . Przeciętny udział opadu 

mokrego w tym ładunku stanowił 33%. Ilości te nie mają większego wpływu na żyzność 

ekosystemów lądowych. Najwięcej zatem badań skupiło się nad ładunkiem fosforem wnoszonym 

z atmosfery do zbiorników stojących wód powierzchniowych, zwłaszcza jezior i estuariów. 

Większość tych badań przeprowadzono w latach 1970–1990, a wybrane wyniki 

zestawiono w tabeli 5. Ładunek większy niż 1 kg P·ha -1·r-1 opadał tylko do nielicznych jezior. 

Największy średni ładunek 2,7 kg P·ha -1·r-1 całkowitego fosforu był wnoszony do jeziora Wiktoria 

we wschodniej Afryce. Ponad 75% fosforu tego ładunku pochodziło z opadu suchego, 

lecz w opadzie mokrym stężenie rozpuszczalnego, reaktywnego fosforu było 2,5 raza 

większe niż w opadzie suchym. W całkowitym opadzie ładunek tej rozpuszczalnej postaci 

fosforu wynosił 0,81 kg P·ha -1·r-1 . 

128


Tabela 5. Wybrane przykłady opadu całkowitego fosforu (TP) z atmosfery do zbiorników wód 

powierzchniowych 

Table 5. Selected data total phosphorus (TP) deposition from the atmosphere to surface water 

basin 

Opad całkowity (TP) 

Zbiornik 

mm 

-1 

kg·ha-1·r Źródła danych 

Jezioro Wiktoria, Afryka – 2,700 Tamatamah i in. [2005] 

Jezioro Walencia, Wenezuela 750 1,683 Lewis [1981] 

Crown Estate, Berkshire, UK 882 1,221 Alcock i Morton [1985] 

Jezioro Thunderbird, Oklahoma USA 0,862 1,073 Johnson i Risser [1974] 

Jezioro Merlewood, UK 1050 1,001 Allen i in. [1968] 

Zatoka Tampa, Floryda – 0,910 Dixon i in. [1996] 

Jezioro Carl Blackwell, Oklahoma Oklahoma, 

USA 

– 0,605 Sober i in. [1979] 

Jezioro Walker Branch, Tennessee, USA 1530 0,552 Swank i Henderson [1976] 

Pitt County, North Carolina, USA 1050 0,490 Brinson i in. [1980] 

Jezioro Stechlin, Niemcy – 0,453 Mothes i in. [1985] 

Zbiornik wodny na Wisłoce – 0,450 Koszelik [2007] 

Rzeka Rhode, Maryland, USA 1098 0,409 Jordan i in. [1995] 

Southen Basin, Lake Michigan, USA 568 0,363 Eisenreich i in. [1977] 

Piburger See, Austria – 0,360 Psenner [1984] 

Lake Tahoe, California, USA 976 0,326 Jassby i in. [1994] 

Rawson Lake, Ontario, Kanada 790 0,326 Schindler i in. [1976] 

Jezioro Okeechobee, Floryda Everglades 

Lake, USA Okeechobee 

– 0,321 Ahn i James [1999] 

Jezioro Rıo Seco, Hiszpania – 0,317 Morales-Baquero i in. [2006] 

Południowo-wschodnie morze Śródziemne 

Southeast Mediterranean, Israel 

– 0,310 Herut [2002] 

Zbiornik Rimov, Czechy 502 0,240 Kopacek i in. [1997] 

Jezioro Parkgate, Irlandia 1000 0,230 Jordan [1987] 

Jezioro Loughgrave, Irlandia 1661 0,220 Gibson i in. [1995] 

Jezioro Gardsjon, Szwecja 974 0,079 Persson i Broberg [1985] 

Objaśnienia: – nie oznaczono; kg·ha -1·r -1 – kilogramy na hektar na rok. 

5. Skutki w środowisku 

Przeciętny ładunek fosforu w opadzie atmosferycznym, wynoszący ok. 0,300 kg P·ha -1·r-1 , 

nie stanowi istotnego zagrożenia eutrofizacją ekosystemów lądowych, wręcz przeciwnie 

może stanowić uzupełnienie ilości tego składnika wymywanej z gleby. Stanowi natomiast 

zagrożenie eutrofizacją wód stojących w zbiornikach naturalnych – jeziorach i estuariach. 

129


Przeciętny ładunek fosforu z opadu atmosferycznego jest oceniony w Polsce na 

0,300 kg P·ha -1·r-1 , którego losy po wniesieniu do zbiornika wody stojącej zależą od postaci 

fosforu w opadzie. Fosfor w pyle mineralnym i pochodzenia biologicznego trafi ostatecznie 

do osadu dennego, lecz uprzednio przejdą do roztworu zawarte w nim postacie rozpuszczalne. 

W sumie ok. 25% fosforu w opadzie jest w postaci rozpuszczalnej, co odpowiada 

0,075 kg P·ha -1·r-1 , która to ilość rozpuszczona w 1 m warstwie wody zbiornika spowoduje 

zwiększenie stężenia fosforu w wodzie w zbiorniku o 0,0075 g P·m -3 , co odpowiada 7,5% 

wartości dopuszczalnego stężenia całkowitego fosforu w wodach stojących, ustalonego 

w tzw. Dyrektywie azotanowej na


ny. W obydwu mechanizmach transportowane są podobne ilości tego składnika, aczkolwiek 

największym zainteresowaniem obdarzono przemieszczanie z wodą, ponieważ w tym 

ośrodku są najłatwiej widoczne bezpośrednie ujemne skutki wzbogacenia wody w fosfor. 

Fosfor w atmosferze nie pogarsza jakości powietrza, opadający natomiast może pogarszać 

jakość wody stojącej. W niektórych ekosystemach, gdzie gleby są ubogie w ten składnik 

opad atmosferyczny dostarcza fosfor w niewielkich ilościach, lecz stymulujących rozwój 

czynności biologicznych. 


Ahn H., James R.T. 1999. Outlier detection in phosphorus dry deposition rates measured 

in South Florida. Atmospheric Environment 33: 5123–5131. 

Alcock M.R., Morton A.J. 1985. Nutrient content of throughfall and stem-flow in woodland 

recently established on heathland. Journal of Ecology 73: 625–632. 

Allen S.E., Carlisle A., White E.J., Evans C.C. 1968. The plant nutrient content of 

rainwater. Journal of Ecology 56: 497–504. 

Brinson M.M., Bradshaw H.D., Holmes R.N., Elkins J.B.J. 1980. Litterfall, stemflow, 

and throughfall nutrient fluxes in an alluvial swamp forest. Ecology 61: 827–835. 

Darwin C.R. 1846. An account of the fine dust which often falls on vessels in the Atlantic 

Ocean. Quarterly Journal of the Geological Society of London 2: 26–30. 

Dixon L.K., Murray S., Perry P.S., Minotti M.S., Pierce R.H. 1996. Assessment 

of bulk atmospheric deposition to the Tampa Bay watershed, Tampa Bay National estuary 

program, Final Report September 25: 1–100. 

Doskey P.V., Ugoagwu B.J. 1989. Atmospheric deposition of macronutrients by pollen 

at a semi-remote site in northern Wisconsin. Atmospheric Environment: 2761–2766. 

Eisenreich S.J., Emmling P.J., Beeton A.M. 1977. Atmospheric loading of phosphorus 

and other chemicals to lake Michigan. Journal of Great Lakes Researches 3: 

291–304. 

Gibson C.E., Wu Y., Pinkerton D. 1995. Substance budgets of an upland catchment: 

the significance of atmospheric phosphorus inputs. Freshwater Biology 33: 385–392. 

Grousset F.E., Ginoux P., Bory A., Biscaye P.E. 2003. Case study of a Chinese 

dust plume reaching the French Alps. Geophysical Research Letters 30, 6: 124–130. 

Herut B., Collier R., Krom M.D. 2002. The Role of Dust in Supplying Nitrogen and Phosphorus 

to the Southeast Mediterranean. Limnology and Oceanography 47, 3: 870–878. 

Jassby A.D., Reuter J.E., Axler R.P., Goldman C.R., Hackley S.H. 1994. Atmospheric 

deposition of nitrogen and phosphorus in the annual nutrient load of Lake 

Tahoe (California-Nevada). Water Resources Researches 30: 2207–2216. 

Johnson F.L., Risser P.G. 1974. Biomass, annual net primary production, and dynamics 

of six mineral elements in a post oak-blackjack oak forest. Ecology 55: 1246–1258. 

131


Jordan C. 1987. The precipitation chemistry at rural sites in Northern Ireland. Records of 

Agricultural Researches 35: 53–66. 

Kopacek J., Prochazkowa L., Hejzlar J. 1997. Trends and seasonal patterns of bulk 

deposition of nurient in the Czech Republic. Atmopheric Environment 31, 6: 797–808. 

Koszelnik P. 2007. Atmospheric deposition as a source of nitrogen and phosphorus 

loads into the Rzeszow reservoir, SE Poland. Environment Protection Engineering 33, 

2: 157–164. 

Lawrence C.R., Neff J.C. 2009. The contemporary physical and chemical flux of aeolian 

dust: A synthesis of direct measurements of dust deposition. Chemical Geology 

267: 46–63. 

Lewis W.M., Jr. 1981. Precipitation chemistry and nutrient loading by precipitation in 

a tropical watershed. Water Resources Research 17, 1: 169–181. 

Lewis W.M., Jr., Grant M.C., Hamilton S.K. 1985. Evidence that filterable phosphorus 

is a significant atmospheric link in the phosphorus cycle. Oikos 45: 428–432. 

Mahowald N., Jickells T.D., Baker A.R., Artaxo P., Benitez-Nelson C.R., Bergametti 

G., Bond T.C., Chen Ying, Cohen D.D., Herut B., Kubilay N., Losno 

R., Luo Chao, Maenhaut W., McGee K.A., Okin G.S., Siefert R.L., Tsukuda 

S. 2008. Global distribution of atmospheric phosphorus sources, concentrations 

and deposition rates, and anthropogenic impacts, Global Biogeochemical Cycles 22, 

GB4026. 

Morales-Baquero R., Pulido-Villena E., Romera O., Ortega-Retuerta E., 

Conde-Porcuna J.M., Pérez-Martínez C., Reche I. 2006. Significance of atmospheric 

deposition to freshwater ecosystems in the southern Iberian Peninsula. Limnetica 

25: 1–2, 171–180. 

Mothes G., Koschel R., Proft G. 1985. The chemical environment. W: Lake Stechlin. 

A Temperate Oligotrophic Lake. Casper S.J. (red.). Lancaster: 87–125. 

Ocena wyznaczonych w Polsce stref wrażliwych na zanieczyszczenie związkami 

azotu. 2007. Alterra, Wagenigen: 107. 

Pathan S.M., Aylmore L.A.G., Colmer T.D. 2003. Properties of Several Fly Ash Materials 

in Relation to Use as Soil Amendments. Journal of Environmental Quality 32: 

687–693. 

Persson G., Broberg O. 1985. Nutrient concentrations in the acidified Lake Gardsjon: 

The role of transport and retention of phosphorus, nitrogen and DOC in watershed and 

lake. Ecological Bulletin 37: 158–175. 

Psenner R. 1984. The proportion of empneuston and total atmospheric inputs of carbon, 

nitrogen Intern. Review Hydrobiology 69: 23–39. 

Reyes-Rodríguez G.J., Gioda A., Mayol-Bracero O.L., Collett Jr J. 2009. Organic 

carbon, total nitrogen, and water-soluble ions in clouds from a tropical montage 

cloud forest in Puerto Rico. Atmospheric Environment 43, 27: 4171–4177. 

132


Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 23 grudnia 2002 r. w sprawie kryteriów 

wyznaczania wód wrażliwych na zanieczyszczenie związkami azotu ze źródeł 

rolniczych (Dz. U. 2002. nr 241. roz. 2093). 

Sapek A., Nawalany P. 2006. Ładunek składników nawozowych wnoszonych z opadem 

atmosferycznym na powierzchnię ziemi na przykładzie pól doświadczalnych w Falentach. 

Woda, Środowisko, Obszary Wiejskie 6 (17 Zeszyt specjalny): 23–27. 

Schindler D.W., Newbury R.W., Beaty K.G., Campbell P. 1976. Natural water and 

chemical budgets for a small precambrian lake basin in Central Canada. Journal Fishery 

Researches B, 33: 2526–2543. 

Sharp J.H. 1983. The distributions of inorganic nitrogen and dissolved and particulate nitrogen 

in the sea. W: Nitrogen in the Marine Environment, Carpenter, E.G. and D.G. 

Capone (Eds.). Academic Press, New York: 1–35. 

Sober R.F., Bates M.H. 1979. The atmospheric contribution of phosphorus to an aquatic 

ecosystem. Water Air Soil Pollution 11: 63–69. 

Swank W.T., Henderson G.S. 1976. Atmospheric input of some cations and anions to 

forest ecosystems in North Carolina and Tennessee. Water Resources Research 12: 

541–546. 

Tamatamah R.A., Hecky R.E., Duthie H.C. 2005. The atmospheric deposition of phosphorus 

in Lake Victoria (East Africa). Biogeochemistry 73, 2: 325–344. 

Taylor S.R., McClennan S.M. 1995. The geochemical evolution of the continental 

crust, Rev. Geophys. 33: 241–265. 

Tsukuda S., Sugiyama M., Harita Y., Nishimura K. 2006. Atmospheric phosphorus 

deposition in Ashiu, Central Japan – source apportionment for the estimation of true 

input to a terrestrial ecosystem. Biogeochemistry 77: 117–138. 

Twaroski C., Czoschke N., Anderson T. 2007. Detailed Assessment of Phosphorus 

Sources to Minnesota Watersheds. Technical Memorandum, Barr Engineering Company, 

Minneapolis MN: 1–60. 

Zhu R., Kong D., Sun L., Geng J., Wang X., Glinndermann D. 2006. Tropospheric 

Phosphine and Its Sources in Coastal Antarctica, Environment Science Technology 

40: 7656–7661. 

133


Barbara Sapek*, Andrzej Sapek* 


Calcium and magnesium in atmospheric deposition 

Słowa kluczowe: magnez, ładunek, opad atmosferyczny, opad mokry, opad suchy, stężenie, 

wapń, wpływ na środowisko. 

Key words: atmospheric deposition, calcium, concentration, dry deposition, environment 

effect, load, magnesium, wet deposition. 

Streszczenie 

Celem opracowania była próba oceny wpływu zawartości wapnia i magnezu w opadzie atmosferycznym 

– mokrym i suchym, a także wielkości wnoszonego ładunku tych składników 

na ich rozproszenie oraz skutki w środowisku. Podstawą oceny były liczne publikacje literatury 

światowej, włączając w to własne wyniki długoletnich doświadczeń łąkowych. Z badań 

tych wynika, że głównym źródłem wapnia i magnezu w atmosferze jest rozpylanie cząstek 

materialnych (PM), w tym gleby i fragmentów materii organicznej, a także soli pochodzenia 

morskiego, z których obydwa składniki ulegają rozpuszczaniu w wodzie atmosferycznej. 

Opad atmosferyczny, jako źródło składników niezbędnych do zachowania produktywności 

gleb i rozwoju ekosystemów, nabiera znaczenia w skrajnych warunkach ich braku po wyczerpaniu 

składników pokarmowych z gleby. W tym aspekcie oceniono oddziaływania stężenia 

oraz ładunku tych składników wnoszonych w opadach atmosferycznych w rejonie Falent, 

w województwie Mazowieckim na ich pobranie z plonem roślinności łąkowej. 

Na podstawie wyników długoletnich doświadczeń łąkowych oraz badań opadu atmosferycznego 

w latach 1988–2003 stwierdzono zmniejszenie stężenia Ca w opadzie, co skutkowało 

jego zakwaszeniem, oraz istotne zwiększenie ładunku Mg wraz z upływem lat. Stwierdzono 

też istotne zmniejszenie pobierania Ca z plonem wraz z upływem lat oraz wykazano, 

że w tych warunkach wniesiony z opadem ładunek Ca może stanowić znaczne uzupełnienie 

* Prof. dr hab. Barbara Sapek, prof. dr hab. Andrzej Sapek – Instytut Technologiczno- 

-Przyrodniczy w Falentach, Falenty, Al. Hrabska 3, 05-090 Raszyn; e-mail: b.sapek@itep. 

edu.pl; a.sapek@itep.edu.pl 

134


jego niedostatku w glebie o małej zasobności w ten składnik (Ca og 

= 1,44 g·kg -1 ) i ubogiej 

w węgiel organiczny (C org 

= 19 g·kg -1 ). 

Summary 

The aim of paper was an attempt to estimate the effect of calcium and magnesium content in 

atmospheric deposition – wet and dry, as well as a magnitude the load of these elements on 

their dispersion in the to environment. The estimation was made on the base of the review of 

numerous articles from the literature as well as on our own results of some long-term meadow 

experiments. There was proved that the main source of calcium and magnesium in the atmosphere 

are the aerosol of particular matter (PM) consisted soil material and fragments of organic 

matter as well as salts of marine origin. The atmospheric deposition, as a source of elements 

necessary for maintenance of soil productivity and ecosystems development, shown the importance 

of its lack in the extreme conditions, after exhaustion of nutrients from the soil. In this aspect, 

there were estimated the effect of concentration and load of both elements set down with 

the precipitation on its uptake with the yield of herbage on the example of Falenty area in region 

of Mazowieckie. On the results of long-term experiments performed there in 1988–2003 was 

stated that the Ca concentration in precipitation was reduced at time, which effected with acidification 

of rain, but a significant increase of Mg load with elapse of years was observed. Moreover, 

it was shown that Ca load in the precipitation can considerable neutralize the Ca deficiency 

in soils with the low content of it (Ca tot 

= 1.44 g·kg -1 ) and poor in organic carbon (C org 

= 19 

g·kg -1 ), where was shown a significant decrease of Ca uptake with the crops in elapsing years. 

1. WROWADZENIE 

Zwiększający się w drugiej połowie XIX wieku niedobór azotu w rolnictwie spowodował 

poszukiwanie dodatkowego źródła tego składnika nawozowego. Zwrócono wtedy uwagę na 

opady deszczu i śniegu, co zainspirowało badania opadu atmosferycznego i przyczyniło się 

do rozwoju i gromadzenia wiedzy o ładunku azotu nieorganicznego wnoszonego z opadem. 

W miarę rozwoju badań zainteresowano się innymi, poza deszczem i śniegiem, składowymi 

opadu atmosferycznego, a także pozostałymi składnikami nawozowymi oraz innymi pierwiastkami 

zawartymi w opadzie atmosferycznym [Sapek 2011]. Wśród nich, wapń i magnez 

wchodzą w skład opadu atmosferycznego mokrego – w postaci deszczu i śniegu oraz opadu 

suchego – w postaci rosy, mgły, kropli chmur i cząstek materialnych [Van Loon i Duffy 

2007]. Głównym źródłem tych pierwiastków w atmosferze jest rozpylanie gleby i fragmentów 

materii organicznej, z których obydwa składniki ulegają rozpuszczaniu w wodzie 

atmosferycznej [Carrillo i in. 2002, Mace i in. 2003, Rubio i in. 2002, Tsukuda i in. 2006]. 

Udział wapnia oraz magnezu w wymienionych rodzajach (składowych) opadu atmosferycznego 

jest ważny, ponieważ odczyn tzw. kwaśnego deszczu zależy, obok innych czyn- 

135

Barbara Sapek, Andrzej Sapek 

ników, od stężenia tych składników w opadzie mokrym, a także od ich zawartości w cząstkach 

materialnych (PM) suchego opadu [Fisak i in. 2002, Schroeder 1989]. Stwierdzane 

na wielu obszarach zakwaszenie gleb oraz związane z tym wymywanie z nich zasad, 

zwłaszcza wapnia i magnezu, zwraca uwagę na wielkość ładunków wnoszonych z opadem 

atmosferycznym na powierzchnię ziemi [Chadwick i in. 1999, Sapek 2009]. Zarówno 

stężenie tych składników w rożnych rodzajach opadu, a zwłaszcza ich ładunki, są silnie 

zróżnicowane i zależne od wielu zmiennych czynników przyrodniczych: położenia geograficznego, 

wysokości n.p.m., klimatu, roślinności [Błaś i in. 2010, Carrillo i in. 2002, Orange 

i in. 1993, Polkowska i in. 2008] oraz antropogenicznych: uprzemysłowienia, komunikacji, 

urbanizacji, gospodarki rolniczej [Beysens i in. 2006, Chu Ch-Ch. i in. 2008, Kopacek i in. 

1997, Lohse i in. 2008]. Mimo ograniczenia emisji kwasotwórczych gazów i jednocześnie 

zobojętniających je pyłów przemysłowych zakwaszenie opadu deszczu nie zmniejszyło się 

w skali globalnej [Van Loon i Duffy 2007]. Niezbyt liczne dane, głównie fragmentaryczne, 

w literaturze światowej dotyczące wapnia i magnezu w opadzie atmosferycznym inspirują 

dalsze badania i poświęcenie szczególnej uwagi temu zjawisku, zakwaszenie wód i gleby 

bowiem kształtuje m.in. obieg wapnia i magnezu w środowisku [Bogdał i Ostrowski 2007, 

Sapek i in. 2005, Van Loon i Duffy 2007]. 

Na podstawie przeglądu licznych publikacji powoływanych w artykule i zamieszczonych 

w wykazie piśmiennictwa oraz z uwzględnieniem własnych wyników długoletnich doświadczeń 

łąkowych dokonano próby oceny wpływu zawartości wapnia i magnezu w mokrym 

i suchym opadzie atmosferycznym, a także wielkości wnoszonego ładunku tych składników, 

na ich rozproszenie oraz skutki w środowisku. 

2. Stężenie wapnia i magnezu w poszczególnych rodzajach opadu 

Jak wynika z dostępnego piśmiennictwa stężenie wapnia w opadzie atmosferycznym 

mokrym – w postaci deszczu i śniegu, oraz w opadzie atmosferycznym suchym – w postaci 

rosy (również szronu), mgły, kropli z chmur i cząstek materialnych jest na ogół większe niż 

stężenie magnezu, bez względu na czynniki przyrodnicze oraz antropogeniczne. Podobny 

udział stężenia obu składników stwierdzano w wyróżnionych przez Sapka [2011] takich rodzajach 

opadu, jak: opad całkowity, opad podkoronowy oraz opad surowy, które traktuje się 

jako opad mokry. Wielkość natomiast ich stężenia w poszczególnych rodzajach opadu jest 

znacznie zróżnicowana, co ilustrują średnie wartości stężenia Ca i Mg obliczone na podstawie 

wyników zawartych w dostępnych publikacjach prezentujących badania opadu atmosferycznego 

na świecie (tab. 1). 

Stężenie wapnia. Największe stężenia wapnia stwierdzano w opadzie rosy (12,4 

mg∙dm -3 ) i mgły (9,79 mg∙dm -3 ), a także w deszczu, które to oznaczenia były najliczniej reprezentowane 

w omawianych publikacjach (tab.1). Można sądzić, że zagęszczenie wapnia 

w tych dwóch rodzajach opadu, zaliczanych do opadu suchego, wynika z dużej konden- 

136


sacji nośnika, jakim jest woda [Watanabe i in. 2001, Wilkinson i in. 1997, Singh i in. 2006]. 

Wśród porównywanych stężeń, najuboższy w Ca okazał się szron (0,39 mg∙dm -3 ), którego 

badania dotyczy tylko jedna publikacja [Błaś i in. 2010]. Stężenie Ca w deszczu, kroplach 

z chmur oraz w opadzie podkoronowym, prezentujących różne rodzaje opadu, okazało się 

zbliżone (3,32–3,44 mg∙dm -3 ). Podobne stężenia Ca, obliczonego na podstawie wyników 

zawartych w tabeli 1 (8,24 mg∙dm -3 ) oraz w wydzielonym rodzaju opadu całkowitego (8,60 

mg∙dm -3 ) wskazywałyby na pewną reprezentatywność tego ostatniego. 

Tabela 1. Średnie wartości stężenia wapnia i magnezu w różnych rodzajach opadu atmosferycznego 

Table 1. Mean values of calcium and magnesium concentration in different kind of atmospheric 

deposition 

Lp. 

Rodzaj opadu 

Kind of deposition 

Liczba publikacji 

1/ mg·dm 

Średnia SD Min. Max. 

-3 

Ca 

1 Rosa 12 12,42 11,78 0,24 34,70 

2 Mgła 21 9,79 11,32 0,17 38,30 

3 Całkowity 1 8,60 2,30 0,31 4,40 

4 Deszcz 23 3,44 3,99 0,05 14,20 

5 Chmura 6 3,33 3,06 0,50 9,30 

6 Podkoronowy 3 3,32 0,70 2,58 3,97 

7 Surowy 3 1,75 2,30 0,31 4,40 

8 Szron 1 0,39 – – – 

Razem 70 8,24 14,26 0,05 101,00 

Mg 

1 Całkowity 1 5,47 

2 Chmura 6 2,24 1,46 0,40 4,20 

3 Mgła 21 2,04 2,73 0,04 11,80 

4 Rosa 12 1,60 1,18 0,25 3,53 

5 Surowy 3 0,95 1,31 0,10 2,46 

6 Podkoronowy 3 0,94 0,45 0,67 1,46 

7 Deszcz 23 0,81 1,20 0,03 3,90 

8 Szron 1 0,15 – – – 

Razem 70 1,58 1,97 0,03 11,80 

Objaśnienia: 1/ Liczba publikacji, w których cytowane stężenia Ca oraz Mg były podstawą do obliczenia 

średniej wartości w tabeli 1. SD – odchylenie standardowe, – nie oznaczono. 

Uwaga: Wyniki podane w tabeli 1 obliczono na podstawie danych wg: Beiderwieden [2004] , Beiderwieden 

i in. [2005], Beysens i in. [2006], Beysens i in. [2009], Błaś i in. [2010], Bogdał, Ostrowski [2007], Carrillo i in. 

[2002], Chu Ch-Ch. i in. [2008], Fisak i in. [2002], Hora i in. [2007], Kopacek i in. [1997], Lange i in. [2003], 

Lekouch i in. [2010], Lohse i in. [2008], Mayol-Bracero, Lewis [1981], Minami, Ishizaka [1996], Olivier, 

Rautenbach [2002], Orange i in. [1993], Pierson, Brachaczek [1990], Polkowska i in. [2005], Polkowska i in. 

[2008], Ramsperger i in. [1998], Raport PIOŚ [2001], Reynolds i in. [1996], Rubio i in. [2002], Rubio i in. 

[2008], Singh i in. [2006], Schroeder [1989], Tsukuda i in. [2006], Wilkinson i in. [1997], Watanabe i in. [2001], 

Watanabe i in. [2006, 2002], Walna i in. [2009], Walna, Siepak [2005], Zapletal i in. [2007]. 

137


Zawartość wapnia w tym samym rodzaju opadu determinuje miejsce pobrania próbki 

– rodzaju obszaru i jego zagospodarowania. Największe stężenie Ca stwierdzone w rosie 

z obszarów miejskich, zwłaszcza w głębi kraju oraz w mgle w górach, w kontynentalnej 

części Andów, wskazuje na główne źródło tego składnika, jakim jest rozpylana gleba. 

Zaskoczeniem może być stosunkowo niewielkie stężenie Ca w wodzie deszczowej 

z tak odległych miejsc, jak Santiago, Rampur i Poznań [Polkowska i in. 2008, Rubio i in. 

2002, Rubio i in. 2008, Singh i in. 2006, Watanabe i in. 2006]. Stężenie w opadzie mokrym 

z rejonu Falent (województwo Mazowieckie), który można uznać za obszar wiejski, 

jest podobne do stężenia Ca w rosie z takich obszarów (rys. 1) [Sapek i in. 2003, Sapek 

i Nawalany 2006]. Woda deszczowa z górzystego obszaru Japonii zawierała znacznie 

więcej Ca, a jego stężenie, większe w mgle, zwiększało się z wysokością n.p.m. (rys. 2) 

[Watanabe i in. 2006]. 

Stężenie Ca, mg∙dm -3 

20 

15 

10 

5 

Ca 

Mg 

r(Ca x Mg) = 0,57* 

r(Ca x Mg "mgła") = 0,998*** 

rosa 

rosa 

8 

rosa 

rosa 

rosa 

6 rosa 

deszcz 

deszcz 

deszcz 

4 mgła 

mgła 

mgła 

chmura 

2 

Stężenie Mg, mg.dm -3 

C 

Santiago (cen 

Santiago 

Rampur 

Obszar wiejsk 

Obszary miejs 

Obszary miejs 

Santiago 

Rampur 

WPN Poznań 

Zakopane 

Andy (contyne 

Andy (Pacyfik 

Jmorze Japoń 

0 

Santiago (centrum) 

Santiago 

Rampur 

Obszar wiejski 

Obszary miejskie (przybrzeżn ybrzeżne) 

Obszary miejskie (w głębi kraju) 

Rys. 1. Stężenie wapnia (Ca) i magnezu (Mg) w niektórych rodzajach opadu atmosferycznego 

w zależności od rodzaju obszaru pobrania próbki [dane wg.: Rubio M.A, Lissi E., Villena G, 2008. ; 

Rubio M.A., Lissi E., Villona G. 2002. ; Singh S.P., Khare P., Kumari K.M., Srivastava S.S. 2006. ; 

Polkowska Ż., Błaś M., Klimaszewska K., Sobik M., Małek S., Namieśnik J. 2008. ; Walna B., Siepak J. ....... 

Beiderwieden E., Wrzesinsky T., Klemm O. 2005.; Watanabe K., Ishizaka Y., Takenaka Ch. 2001, 

Sapek B, Nawalany P, Barszczewski, 2006] 

Santiago 

Rampur 

WPN Poznań 

Zakopane 

Andy (contynent ontynent) 

Andy (Pacyfik) 

Jmorze Japońskie 

0 

rosa rosa rosa rosa rosa rosa deszcz deszcz deszcz mgła mgła mgła chmura 

Miejsce pobrania probki, rodzaj opadu 


w zależności od rodzaju obszaru pobrania próbki [dane wg: Polkowska i in. 2008, Rubio 

i in. 2002, Sapek i in. 2006, Singh i in. 2006, Walna i in. 2009, Watanabe i in. 2001] 

Fig. 1. Concentration of calcium (Ca) and magnesium (Mg) in several kind of atmospheric deposition 

depending on kind of area of the sampling [data according to: Polkowska i in. 2008, 

Rubio i in. 2002, Sapek i in. 2006, Singh i in. 2006, Walna i in. 2009, Watanabe i in. 2001] 

138


Stężenie magnezu. Wśród powyżej omówionych rodzajów opadu opad całkowity zawierał 

najwięcej magnezu (5,47 mg∙dm -3 ). Jego stężenie w kroplach z chmur oraz w mgle 

i rosie było wyraźnie większe od stężenia Mg w pozostałych rodzajach opadu. Szron zawierał 

podobnie jak Ca, najmniej tego składnika – 0,15 mg∙dm -3 (tab.1) [Błaś i in. 2010]. 

Przyjmując średnią wartość stężenia obu składników Mg i Ca w porównywanych rodzajach 

opadów, można stwierdzić, że stężenie wapnia przewyższało około 5-krotnie stężenia magnezu 

(Ca:Mg = 5,2). Obliczony, dla najliczniej prezentowanych opadów – mgły i deszczu – 

stosunek stężeń obu składników okazał się zbliżony: Ca:Mg = 4,8 i 4,2 (tab. 1). 

Podobnie jak stężenie wapnia stężenie magnezu w tym samym rodzaju opadu determinują 

cechy obszaru i miejsce, z którego opad pochodził. Wśród opadów rosy najbogatsza 

w magnez była rosa pochodząca z Rampuru i obszarów miejskich, zarówno z głębi kraju, 

jak i z obszarów przybrzeżnych (rys.1) [Beysens i in. 2009, Polkowska i in. 2008, Singh i in. 

2006]. W odpadach mgły największe stężenie Mg stwierdzono w mgle pochodzącej z Andów, 

zwłaszcza z jej kontynentalnego obszaru, a także w kroplach z chmur znad Morza Japońskiego 

[Beiderwieden i in. 1996, Watanabe i in. 2001, Wilkinson i in. 1997]. Te ostatnie 

dane wskazują na silne oddziaływanie wody morskiej na stężenie Mg w opadzie [Watanabe 

i in. 2001, Wilkinson i in. 1997]. W przeciwieństwie do rosy i mgły, deszcz z obszaru Rampuru 

oraz Santiago i Poznania, a także Falent, zawierał znacznie mniej Mg, co może być 

skutkiem znacznie większego rozcieńczenia tego „roztworu” wodą (rys. 1). 

Współzależność stężenia wapnia i magnezu. Rozważając wzajemne oddziaływanie 

dwóch składników zawartych w opadach na zwrócenie uwagi zasługuje wysoce istotna, 

dodatnia korelacja liniowa Pearsona między stężeniem Ca i Mg w opadzie mgły (r = 

0,998***), a także statystycznie istotna współzależność stężenia tych składników wykazana 

dla powyżej prezentowanych obszarów opadu (r = 0,57*) (rys. 1). Porównanie stężeń 

Ca i Mg w deszczu oraz w mgle z obszaru Japonii wskazuje na odmienny wpływ położenia 

n.p.m. na stężenie Mg w tych opadach. Wraz z wysokością, deszcz wzbogaca się w Mg 

mgła natomiast ubożeje. Wpływ ten na stężenie Mg w opadzie mgły determinuje położenie 

geograficzne, co potwierdzają wyniki dla Zakopanego oraz Szrenicy – górskich obszarów 

w Polsce [Błaś i in. 2010]. Wśród porównanych opadów i ich obszarów występowania, najwięcej 

Mg zawierał aerozol z terenu Japonii. Ten rodzaj opadu zawiera w znacznej części 

cząstki materialne (PM), a także sole pochodzące z odparowania i krystalizacji bryzy wody 

morskiej (rys. 2) [Watanabe i in. 2006]. 

139


Stężenie Ca, mg.dm -3 

20 

15 

10 

Ca 

Mg 

r(Ca x Mg) - ni. (1–7); 

r(Ca x Mg) = 0,889** (1–6) 

Ca 

deszcz (1) 8 Japonia1300 8,2 

deszcz (2) Mt. Fuji 3776 14,2 

mgła (3) Japonia1300 17,5 

mgła (4) Mt. Fuji 3776 17,6 

mgła( 5) 6 Zakopane, 91 5,2 

mgła (6) Szrenica, 133 2,0 

aerozol (7) Japonia2770 6,1 

4 

Stężenie Mg, mg.dm -3 

5 

2 

Rys.2. Stężenie wapnia (Ca) i magnezu (Mg) w niektórych rodzajach opadu atmosferycznego 

w zależności 0 od miejsca pobrania próbki i jego położenia nad poziomem morza [dane wg. 

Watanabe K., Takebe Y., Sode N., Yasuhito Igarashi Y., Takahashi H., Dokiya Y. 2006; 

Błaś M., Polkowska Ż., Sobik M., Klimaszewska K., Nowiński K., Namieśnik J. 2010]. 

Japonia1300 a1300 m 

Mt. Fuji 3776 m 


Mt. Fuji 3776 m 

Zakopane, 911m 

Szrenica, 1330.m 


0 

deszcz (1) deszcz (2) mgła (3) mgła (4) mgła (5) mgła (6) aerozol (7) 

Miejsce pobrania próbki i wysokosć n.p.m. 

Objaśnienia: ni. – nieistotne; r – istotne na poziomie istotności 0,01; **. 


w zależności od miejsca pobrania próbki i jego położenia nad poziomem morza (n.p.m.) 

[dane wg: Błaś i in. 2010, Watanabe i in. 2006] 

Fig. 2. Concentration of calcium (Ca) and magnesium (Mg) in several kind of atmospheric deposition 

depending on place of the sampling and its location over the sea level [data according 

to: Błaś i in. 2010, Watanabe i in. 2006] 

Na podstawie średnich wartości stężeń wapnia i magnezu w liczniejszych populacjach 

wyników omawianych rodzajów opadu oraz ich średnich stężeń w opadach z niektórych 

krajów, obliczono współczynniki korelacji Pearsona miedzy stężeniem Ca i Mg (tab. 2). Wykazano 

statystycznie wysoce istotną korelację między stężeniem Ca i Mg w opadzie deszczu 

(r = 0,86***) oraz również istotną taką współzależność w opadzie rosy (0,67*), opadach 

pochodzących z rożnych obszarów, także geograficznych (tab. 1 i 2). W warunkach 

Polski, takiej korelacji nie udowodniono dla samego opadu deszczu, natomiast wystąpiła 

ona w przypadku populacji obejmującej stężenia Ca i Mg w 4 badanych rodzajach opadu 

(0,82***). Podobna, istotna korelacja wystąpiła w grupach opadów z obszaru Czech i Ekwadoru. 

Takiej współzależności nie wykazano dla obszaru Japonii (tab. 2). 

140


Tabela 2. Współczynniki korelacji liniowej Pearsona (r) między stężeniem wapnia i magnezu 

(mg·dm -3 ) w rożnych rodzajach opadu atmosferycznego; przykłady niektórych krajów 1/ 

Table 2. Coefficient of Pearson’s linear correlation (r) between calcium and magnesium concentration 

(mg·dm -3 ) in different kinds of atmospheric deposition; examples of some 

countries 

Rodzaj opadu Liczba publikacji 1/ r- Pearsona 

Ca x Mg 

Rosa 12 0,667* 

Deszcz 22 0,860** 

Mgła 21 0,292 ni. 

Wszystkie rodzaje 

Polska – deszcz, mgła, rosa, szron, opad podkoronowy 19 0,816** 

Polska – deszcz 7 0,557 ni. 

Czechy – chmura, mgła, deszcz, opad surowy 7 0,866** 

Ekwador – deszcz, mgła 6 0,996** 

Japonia – chmura, deszcz, mgła, aerozol, opad surowy 8 0,148 ni. 

Objaśnienia: * poziom istotności 0,05; ** poziom istotności 0,01; ni. – nieistotne. 

1/ 

Współczynniki korelacji Pearsona obliczone na podstawie stężeń Ca oraz Mg w rodzajach opadu 

podanych w tabeli 1, dla których liczba danych była >5. 

Źródła danych – jak w tabeli 1. 

W prezentowanych w literaturze badaniach korelacji stężenia wapnia oraz magnezu 

z innymi składnikami opadu atmosferycznego wykazano, że istotna statystycznie współzależność 

Ca, a także Mg występuje najczęściej z azotanami (NO 3 

) oraz siarczanami (SO 4 

) 

i zależy od rodzaju badanego opadu (tab. 3). 

141


Tabela 3. Współczynniki korelacji liniowej Pearsona między stężeniem wapnia, a także magnezu 

oraz stężeniem azotanów (NO 3 

) i siarczanów (SO 4 

) w wybranych rodzajach opadu 

atmosferycznego 

Table 3. Coefficient of Pearson’s linear correlation between calcium as well as magnesium 

concentration and concentration of nitrates (NO 3 

) and sulfates (SO 4 

) in several kinds 

of atmospheric deposition 

Lp 

Rodzaj opadu 

Współczynnik korelacji Pearsona 

Ca x 

Mg x 

Źródło 

NO 3 

SO 4 

NO 3 

SO 4 

1 Opad mokry 0,47** 0,58** 0,40** 0,33* Chu Ch-Ch. i in. [2008] 

2 Opad suchy ni. 0,61** ni. 0,61** Chu Ch-Ch. i in. [2008] 

3 Deszcz 0,66** ni. – – Mace i in. [2003] 

4 Rosa (ob.przybrzeż.) ni. 0,93** ni. 0,93** Polkowska i in. [2008] 

5 Rosa (ob.wewn. kraju) ni. 0,96** ni. 0,96** Polkowska i in. [2008] 

6 Rosa 0,76** 0,47** 0,63** Singh i in. [2006] 

7 Mgła 0,46** ni. 0,46** 0,73** Ali i in. [2004] 

8 Aerozol 0,56** ni. – – Mace i in. [2003] 

9 Obszary wiejskie 0,97** ni. ni. 0,97** Polkowska i in. [2008] 

Objaśnienia: * poziom istotności 0,05, ** poziom istotności 0,01, ni. – nieistotne. 

Taką zależność wykazano w opadzie mokrym, natomiast w opadzie suchym, w tym 

również w opadzie rosy, to siarczany są głównie skorelowane zarówno z wapniem, jak 

i z magnezem. Z przytoczonych w tabeli 3 współczynników korelacji wynika większa, w porównaniu 

z Ca, współzależność Mg i SO 4 

w opadzie atmosferycznym. 

3. Ładunki wapnia i magnezu wnoszone na powierzchnię ziemi 

Literatura dotycząca badań oraz oznaczeń wielkości ładunków wapnia i magnezu 

wnoszonych z opadem atmosferycznym na powierzchnię ziemi jest znacznie mniej liczna 

niż odnosząca się do stężeń tych składników w wyróżnionych rodzajach opadu. Jak 

wskazują dostępne wyniki badań, najwięcej danych w tym zakresie odnosi się do ich ładunków 

wnoszonych z deszczem, a także z opadem całkowitym, w tym z opadem suchym 

(tab. 4 i 5). 

142


Tabela 4. Średnie wartości ładunku wapnia i magnezu wnoszonego z różnymi rodzajami opadu 

atmosferycznego na powierzchnię Ziemi 

Table 4. Mean values of calcium and magnesium load bring into surface of earth with different 

kinds of atmospheric deposition 

Lp. Rodzaj opadu 

Liczba 

publikacji 1/ Średnia SD Min. Max. 

kg·ha -1 

Wapń (Ca) 

1 Całkowity 3 26,0 5,9 22,2 32,8 

2 Suchy (całkowity) 2 15,0 3,2 12,8 17,3 

3 Mgła 1 11,0 

4 Deszcz 7 8,2 8,4 1,8 5,0 

5 Cząstki materialne (PM) 1 7,0 – – – 

6 Chmura 1 2,6 

Razem 15 12,4 9,7 1,4 32,8 

Magnez (Mg) 

1 Mgła 1 15,0 

2 Cząstki materialne (PM) 1 6,2 – – – 

3 Całkowity 3 4,6 3,6 2,4 8,8 

4 Chmura 1 4,2 

5 Deszcz 7 3,4 2,8 0,58 8,4 

6 Suchy (całkowity) 2 3,4 1,8 5,0 2,2 

Razem 15 4,6 3,8 0,58 15,0 

Objaśnienia: – nie oznaczono; SD – odchylenie standardowe; 1/ Liczba publikacji, w których cytowane 

stężenia Ca oraz Mg były podstawą do obliczenia średniej wartości. 

Tabela 5. Ładunki wybranych składników wnoszone z opadem atmosferycznym na obszary krain 

przyrodniczo-leśnych Polski; średnie z 2001 r. [według danych PIOŚ] 

Table 5. Loads of selected elements brings into areas of the natural-forestry region of Poland; 

average values from the year 2001 

Kraina przyrodniczo-leśna 

-1 

Ładunek, kg·ha-1·rok Ca 2+ Mg 2+ K + + 

N-NH 4 

- 

N-NO 3 

2- 

S-SO 4 

Bałtycka 11,9 1,75 6,27 10,3 4,43 9,28 

Mazursko-Podlaska 23,8 2,00 4,53 12,1 3,53 10,3 

Wielkopolsko-Pomorska 10,2 1,75 459 13.6 5,13 11,4 

Mazowiecko-Podlaska 9,6 1,40 4,57 12,7 4,53 11,5 

Śląska 24,2 3,41 445 6,80 3,71 15,4 

Małopolska 36,0 3,59 6,88 14,7 5,18 18,6 

Sudecka 5,0 1,16 2,63 8,50 4,54 7,53 

Karpacka 56,7 8,69 11,84 15,3 5,41 26,4 

UWAGA: Wyniki podane w tabeli 5 obliczono na podstawie danych zamieszczonych w następujących 

publikacjach: Carrillo i in. [2002], Chu Ch-Ch. i in. [2008], Lewis [1981], Kopacek i in. [1997], Orange i in. 

[1993], Tsukuda i in. [2006], Ramsperger i in. [1998], Raport PIOŚ [2001], Wilkinson i in. [1997]. 

143


Wśród porównywanych ładunki Ca zawarte w opadzie całkowitym, w tym w opadzie 

suchym, są największe a najwięcej magnezu jest natomiast wnoszone z opadem mgły 

(tab. 4). Z obliczeń stosunku ilościowego Ca do Mg w prezentowanych rodzajach opadu 

wynika znaczna, ilościowa przewaga wapnia nad magnezem w opadzie całkowitym, 

również w suchym (Ca:Mg = 5,6 i 4,4). Tymczasem w mgle, w opadach cząstek materialnych 

oraz w kroplach z chmur ten stosunek jest bliski jedności (Ca:Mg = 0,7; 1,1 i 0,6), co 

wskazuje na podobny udział obu składników w opadach zaliczanych do tzw. opadu suchego. 

Można przypuszczać, że ich wzbogacenie w magnez jest związane z oddziaływaniem 

wody morskiej na obszarze, gdzie te opady zbierano, a także z metodyką pobierania 

próbek i analizy chemicznej [Sapek 2011]. Obliczony dla deszczu stosunek Ca:Mg = 2,4 

wskazuje, że wnosi on na Ziemię, podobnie jak opad całkowity, większy ładunek wapnia 

niż magnezu (tab. 4). 

Wpływ obszaru, na którym zbierano próbki opadu atmosferycznego, na wielkość ładunku 

zawartych w nim składników ilustrują między innymi wyniki badań odnoszących się 

do 8 krain przyrodniczo-leśnych Polski [PIOŚ 2001]. Ładunek wapnia oraz magnezu, a także 

niektórych z pozostałych składników (oznaczonych w 2001 r.) opadu atmosferycznego 

badanego w aspekcie jego zanieczyszczeń, znacznie różnił się na obszarze Polski, nawet 

o rząd wielkości. Największe ładunki składników, w tym wapna (Ca) i magnezu (Mg), były 

wnoszone na obszary Krainy Karpackiej i Małopolskiej, a najmniejsze dotyczyły Krainy 

Sudeckiej, również obszaru górskiego (tab. 5, rys. 3) [PIOŚ 2001]. Jest to z pewnością 

związane z wielkością sumy opadów na tych obszarach w roku badań. 

Obliczone współczynniki korelacji Pearsona między ładunkiem wapnia i magnezu oraz 

ładunkami pozostałych składników prezentowanych w tabeli 5 wskazały na dodatnią, istotną, 

współzależność wzajemną oraz współzależność obu tych składników tylko z ładunkiem 

siarki siarczanowej – S-SO 4 

(rys. 3). 

144


Objaśnienia: r – istotne na poziomie istotności 0,001; ***. 

Rys. 3. Zależność ładunku wapnia (Ca), magnezu (Mg) i siarki siarczanowej (S-SO 4 

) wnoszonego 

z opadem atmosferycznym na powierzchnię Ziemi od rodzaju Krainy przyrodniczo-leśnej 

Polski; współczynniki korelacji liniowej Pearsona: Ca x Mg, Ca x S-SO 4 

, Mg 

x S-SO 4 

[dane wg PIOŚ 2001] 

Fig. 3. Dependency of the load of calcium (Ca) as well as magnesium (Mg) and sulphate sulphur 

(S-SO 4 

) bring on the surface of the earth with atmospheric deposition from the natural-forestry 

region of Poland; coefficients of Pearson’s linear correlation: Ca x Mg, Ca 

x S-SO 4 

, Mg x S-SO 4 

[data according to PIOŚ 2001] 

4. Wpływ wapnia i magnezu z opadu atmosferycznego na środowisko 

W niniejszym opracowaniu, poza rozważeniem wpływu rodzajów opadu na stężenie 

i ładunek wapnia i magnezu w różnych obszarach ich występowania, podjęto również próbę 

oceny oddziaływania opadu atmosferycznego na środowisko. Znaczenie opadu atmosferycznego, 

jako źródła składników niezbędnych do zachowania produktywności gleb i rozwoju 

ekosystemów w skrajnych warunkach ich braku, na przykładzie danych obejmujących 

zmiany źródeł tych składników w warunkach wysp Hawajskich w kolejnych okresach 

geologicznych obejmujących okres 4 milionów lat, opisali Chandwik i inni [1999]. Autorzy 

ci wykazali, że po wyczerpaniu składników pokarmowych z silnie zwietrzałych gleb dalszy 

rozwój ekosystemów mogły umożliwiać kationy pochodzące z morskich aerozoli oraz fosfor 

z depozytu pyłu z centralnej Azji. 

145


Jak wynika z wielu innych badań niedostatek kationów zasadowych, w tym wapnia 

i magnezu, w opadzie atmosferycznym jest – oprócz nadmiaru azotu i siarczanów – przyczyną 

tzw. kwaśnego deszczu, a jego skutkiem degradacja obszarów leśnych w wyniku 

nadmiernego wymycia zasad z gleby [Bogdał i Ostrowski 2007, Lekouch i in. 2010, Wilkinson 

i in. 1997, Zapletal i in. 2007]. W tym aspekcie w niniejszej pracy próbowano ocenić 

oddziaływanie stężenia oraz ładunku wapnia i magnezu we wnoszonym opadzie w rejonie 

Falent, w województwie Mazowieckim, na ich pobranie z plonem roślinności łąkowej. 

Do oceny posłużyły wyniki dwóch, długoletnich doświadczeń łąkowych, zlokalizowanych 

w miejscowościach Janki i Laszczki oraz wyniki oznaczeń stężenia Ca i Mg i ich ładunków 

w opadzie mokrym w latach 1988–2003 [Sapek i in. 2003, Sapek, Nawalany 2006]. Do porównania 

wielkości ładunków wapnia i magnezu wnoszonych z mokrym opadem z ich pobraniem 

z rocznym plonem suchej masy roślinności łąkowej wybrano najsilniej zakwaszoną 

glebę z obiektów niewapnowanych i nawożonych azotem w ilości 240 kg N∙ha -1 , w formie 

saletry amonowej zakwaszającej glebę (Ca 0 

N 2 

) [Sapek 2006, Sapek 2009]. W warunkach 

wymienionych wyżej doświadczeń średni roczny opad atmosferyczny, równy 537 mm, istotnie 

zwiększał się w latach 1988–2003, lecz jego odczyn był stosunkowo stabilny w tym 

okresie, na co wskazuje linia trendu zmian (tab. 6, rys. 4 a i c). 

Tabela 6. Średnie wartości rocznego opadu atmosferycznego w rejonie Falent, ładunku wapnia 

(Ca) i magnezu (Mg) wnoszonego na powierzchnię Ziemi w rejonie Falent i średnie, 

roczne pobranie tych składników z plonem suchej masy roślinności łąkowej z doświadczeń 

w Jankach i Laszczkach 1/ oraz pH opadu i 0–10 cm warstwy gleby (pH KCl 

) 

w latach 1988–2003 

Table 6. Mean values of annually atmospheric precipitation in Falenty area, calcium (Ca) and 

magnesium (Mg) load bring into the surface of earth in Falenty area and mean annually 

uptake of this element with the yeald of dry matter herbage from Jankach i Laszczkach 

1/ experiments as well as pH of precipitation and 0–10 cm soil layer in the years 

1988–2003 

Wartość 

Opad 

Ładunek składnika 

2/ , kg∙ha -1 -1 

Roczne pobranie składnika z plonem s.m., kg∙ha 

Falenty Janki Laszczki 

mm pH Ca Mg Ca Mg pH KCl 

Ca Mg pH KCl 

Średnia 537,0 5,3 17,9 2,4 28,4 9,0 3,6 43,1 16,8 3,7 

SD 79,8 0,9 8,1 0,9 13,4 4,0 0,25 18,9 4,2 0,35 

Min 445,3 2,9 7,9 1,9 11,5 3,3 3,2 19,5 11,2 3,2 

Max 667,2 8,8 36,9 4,1 64,2 16,0 3,9 96,4 27,0 4,1 

Objaśnienia: SD – odchylenie standardowe; min. max. – wartości minimalne i maksymalne; 1/ Z obiektu 

Ca 0 

N 2 

gleby niewapnowanej, nawożonej 240 kg N∙ha -1 ; 2/ Dane wg Sapek i Nawalany [2006]. 

146


Jednak zmniejszenie stężenia wapnia w opadzie, wprawdzie statystycznie nieistotne, 

z upływem lat skutkowało jego zakwaszeniem, co dokumentuje istotny współczynnik korelacji 

liniowej Pearsona [r(pH x Ca-st = 0,49*] (rys. 4b). Nie stwierdzono natomiast wpływu 

stężenia magnezu w opadzie na jego odczyn w badanym okresie. 

a 

b 

147


c 

Rys. 4. Roczny opad atmosferyczny w rejonie Falent w latach 1988–2003: a – zmiany pH oraz 

stężenia wapnia i magnezu w opadzie; b – ładunek wapnia (Ca) i magnezu (Mg) wnoszony 

z opadem atmosferycznym na powierzchnię ziemi; c – w rejonie Falent w latach 

1988–2003 

Fig. 4. Annually atmospheric precipitation i Falenty area in the years 1988–2003: a – changes of 

pH and calcium (Ca) and magnesium (Mg) concentration; b – load of Ca and Mg bring to the 

surface of earth with atmospheric deposition; c – in Falenty area in the years 1988–2003 

Średni roczny ładunek wapnia wnoszony z opadem, równy 17,9 kg∙ha -1 , około 7-krotnie 

większy od ładunku magnezu, wykazał również większą zmienność, co z pewnością wpłynęło 

na brak udowodnionej korelacji z latami badań. W przeciwieństwie do stężenia wapnia, 

wykazano natomiast istotny wzrost ładunku magnezu wnoszonego z opadem wraz z upływem 

lat (tab. 5, rys. 4 c). Wnoszony ładunek wapnia stanowi około 63% średniego pobrania 

tego składnika z rocznym plonem roślinności łąkowej z doświadczenia Janki (28,4 kg·ha -1 ) 

oraz około 42% z doświadczenia Laszczki (43,1 kg·ha -1 ) w warunkach silnie kwaśnej gleby 

(tab. 6). Wynika z tego, że wniesiony z opadem ładunek wapnia w doświadczeniu Janki 

może stanowić znaczne uzupełnienie niedostatku tego składnika w glebie o małej zasobności 

w wapń (Ca og 

= 1,44 g·kg -1 ) i ubogiej w węgiel organiczny (C org 

= 19 g·kg -1 ), gdzie wykazano 

istotne zmniejszenie pobrania wapnia z plonem wraz z upływem lat. W glebie z doświadczenia 

Laszczki, zasobniejszej w wapń (2,58 g·kg -1 ) i C org 

(38 g·kg -1 ), jego ładunek 

wniesiony z opadem wpływał w mniejszym stopniu na pobranie wapnia z plonem, mimo 

statystycznie istotnego zmniejszania jego pobierania przez roślinność wraz z upływem lat 

(rys. 5 a, b) [Sapek 2006, Sapek 2009]. 

148


a 

b 

Rys. 5. Współzależność pobrania wapnia (Ca1) i magnezu (Mg1) z plonem roślinności łąkowej 

i wnoszonego ładunku tych składników z opadem atmosferycznym (Ca2, Mg2) na 

doświadczeniu: a – w Jankach; b – i w Laszczkach; r – współczynniki korelacji liniowej 

Pearsona 

Fig. 5. Correlation between the uptake of calcium (Ca1) as well as magnesium (Mg1) with the 

yield of herbage and the load of this elements entered with the atmospheric deposition 

(Ca2, Mg2) experiments: a – in on Janki; b – and in Laszczki; r – coefficient of Pearson’s 

linear correlation 

149


Podobnie jak w odniesieniu do wapnia wykazano statystycznie istotne zmniejszenie 

pobrania Mg z plonem na obu doświadczeniach w latach badań. Z porównania wielkości 

ładunku magnezu wnoszonego z opadem z ilością jego pobrania przez roślinność łąkową 

wynika znacznie mniejszy, w porównaniu z wpływem wapnia, wpływ Mg z opadu na jego 

pobranie z plonem, zwłaszcza w warunkach żyźniejszej gleby. Jednakże tylko w doświadczeniu 

Laszczki stwierdzono ujemną statystycznie istotną współzależność ładunku magnezu 

w opadzie i jego pobrania z plonem r (tab. 6, rys. 5 b). Ta współzależność wskazywałaby, 

że w warunkach tego doświadczenia, mimo wniesienia z opadem większego ładunku 

magnezu na powierzchnię roślin i gleby, jego pobieranie przez rośliny zmniejsza się. Być 

może wpływa na to również silne wymywanie z gleby rozpuszczalnych związków magnezu, 

wykazano bowiem w innych badaniach z rejonu Falent i długoletnich doświadczeń łąkowych, 

dodatni wpływ ładunku magnezu z mokrego opadu na jego stężenie w wodzie 

gruntowej [Sapek i in. 2005]. 

5. Podsumowanie 

Z przeglądu licznych publikacji literatury światowej wynika, że głównym źródłem wapnia 

i magnezu w atmosferze jest rozpylanie cząstek materialnych (PM), w tym gleby i fragmentów 

materii organicznej, a także soli pochodzenia morskiego, z których obydwa składniki 

ulegają rozpuszczaniu w wodzie atmosferycznej. Zarówno stężenie tych składników 

w różnych rodzajach opadu atmosferycznego – opadzie mokrym w postaci deszczu i śniegu 

oraz opadzie suchym w postaci rosy (również szronu), mgły, kropli z chmur i cząstek materialnych, 

a zwłaszcza ich ładunki są silnie zróżnicowane i zależne od wielu zmiennych. 

Wśród nich należy wymienić czynniki przyrodnicze – położenie geograficzne, wysokość 

n.p.m., klimat i roślinność oraz czynniki antropogeniczne – uprzemysłowienie, urbanizacja, 

komunikacja i gospodarka rolnicza. 

Ważny wpływ na wielkość stężenia i ładunku wapnia i magnezu ma określony rodzaj 

opadu atmosferycznego, który determinują techniczne metody jego zbierania, reprezentatywność 

analizowanej próbki opadu oraz metody analizy chemicznej, z pewnością związane 

oraz zależne od ośrodków badawczych monitorujących opady w różnych krajach i na różnych 

kontynentach. Z większości badań wynika wspólny wniosek, że bez względu na czynniki 

przyrodnicze oraz antropogeniczne, stężenie wapnia zarówno w opadzie mokrym, jak 

i w opadzie suchym jest przeważnie większe niż stężenie magnezu. Jednakże cząstki materialne, 

zwłaszcza aerozole zawierające sole pochodzenia morskiego, są bogatsze w magnez 

i w konsekwencji jego ładunki w obszarach oddziaływania oceanów są zazwyczaj większe. 

Stężenie Ca i Mg w rosie i mgle jest z na ogół większe niż w pozostałych wyróżnionych 

rodzajach opadu, zwłaszcza w obszarach miejskich. Największy ładunek wapnia stwierdzono 

w opadzie całkowitym i opadzie suchym, a magnezu w mgle z obszarów górskich, 

który zwiększał wraz z wysokością n.p.m. 

150


Wśród badanych współzależności wapnia, a także magnezu z innymi pierwiastkami 

w opadzie, najczęściej występuje ona z azotanami (NO 3 

) oraz siarczanami (SO 4 

) i zależy 

od rodzaju badanego opadu. W opadzie suchym, w tym również w rosie, siarczany są 

głównie skorelowane zarówno z wapniem, jak i z magnezem, lecz w stopniu większym 

z magnezem. 

Przytoczone na poczatku rozdziału 4 badania Chadwicka i in. [1999] wpisują się w zakres 

zagadnienia dotyczącego wpływu opadu atmosferycznego na szeroko pojęte środowisko. 

Zdaniem tych autorów opad jest źródłem wielu składników niezbędnych do zachowania 

produktywności gleb i rozwoju ekosystemów w skrajnych warunkach ich braku, czego 

przykładem są dane obejmujące zmiany źródeł tych składników w warunkach wysp Hawajskich, 

w kolejnych okresach geologicznych obejmujących okres 4 milionów lat. Chadwick 

i in. [1999] wykazali, że po wyczerpaniu składników pokarmowych z silnie zwietrzałych gleb 

dalszy rozwój ekosystemów mogły zachowywać kationy pochodzące z morskich aerozoli 

oraz fosfor z depozytu pyłu z centralnej Azji. 

Jak wynika z wielu badań niedostatek kationów zasadowych w opadzie atmosferycznym, 

w tym wapnia i magnezu, jest oprócz nadmiaru azotu i siarczanów przyczyną tzw. 

kwaśnego deszczu, a jego skutkiem jest degradacja obszarów leśnych w wyniku nadmiernego 

wymycia zasad z gleby. W badaniach prezentowanych w niniejszym opracowaniu, na 

podstawie wyników długoletnich doświadczeń łąkowych w miejscowościach Janki i Laszczki 

w rejonie Falent, w województwie Mazowieckim, oceniano również oddziaływanie stężenia 

oraz ładunku wapnia i magnezu we wnoszonym w tym rejonie opadzie atmosferycznym 

na ich pobranie z plonem roślinności łąkowej w latach 1988–2003. 

Analiza wyników oznaczeń oraz ich ocena wykazała zmniejszenie stężenia wapnia 

w opadzie, które skutkowało jego zakwaszeniem (r(pH x Ca-st = 0,49*) oraz istotny wzrost 

ładunku magnezu wnoszonego z opadem wraz z upływem lat. Ponadto wykazano, że w warunkach 

silnie kwaśnej gleby wnoszony ładunek wapnia stanowi około 63% średniego pobrania 

tego składnika z rocznym plonem roślinności łąkowej z doświadczenia Janki (28,4 kg·ha -1 ) 

oraz około 42% z doświadczenia Laszczki (43,1 kg·ha -1 ). Dlatego, wniesiony z opadem ładunek 

wapnia może stanowić znaczne uzupełnienie jego niedostatku w glebie o małej zasobności 

w ten składnik (Ca og 

= 1,44 g·kg -1 ) i ubogiej w węgiel organiczny (C org 

= 19 g·kg -1 ), gdzie 

wykazano istotne zmniejszenie pobrania Ca z plonem wraz z upływem lat. 


Ali K., Momin G.A., Tiwari S., Safai P.D., Chate D.M., Rao P.S.P. 2004. Fog and precipitation 

chemistry at Delhi, North India. Atmospheric Environment 38: 4215–4222. 

Beiderwieden E. 2004. Chemische Zusammensetzung von Nebel und Regen am Standort 

„El Tiro“. Praca dyplomowa. Ecuador. Institut für Landschaftsökologie Westfälische 

Wilhelms-Universität Münster, August 2004. 

151


Beiderwieden E., Wrzesinsky T., Klemm O. 2005. Chemical characterization of fog 

and rain water collected at the eastern Andes cordillera. Hydrology and Earth System 

Sciences 9: 185–191. 

Beysens D., Lekouch I., Mileta M., Milimouk I., Muselli M. 2009. Dew and Rain 

Water Collection in South Croatia. International Journal of Environmental Science and 

Engineering 1, 2: 64–70. 

Beysens D., Ohayon C., Muselli M., Clus O. 2006. Chemical and biological characteristics 

of dew and rain water in an urban coastal area (Bordeaux, France). Atmospheric 

Environment 40: 3710–3723. 

Błaś M., Sobik M., Polkowska Ż., Cichała-Kamrowska K. 2010. Water and 

chemical input via hydrometeors in central European mountains with Szrenica Mt. as 

an example. 5th International Conference on Fog, Fog Collection and Dew Münster, 

Germany, 25–30 July 2010, FOGDEW 46: 1–4. 

Błaś M., Polkowska Ż., Sobik M., Klimaszewska K., Nowiński K., Namieśnik 

J. 2010. Fog composition in different geographic region of Poland. Atmospheric Research 

95: 455–469. 

Bogdał A., Ostrowski K. 2007. Wpływ rolniczego użytkowania zlewni podgórskiej 

i opadów atmosferycznych na jakość wód odpływających z jej obszaru. Woda, Środowisko, 

Obszary Wiejskie 7, 2a: 59–69. 

Carrillo J.H., Hastings M.G., Sigman D.M, Huebert B.J. 2002. Atmospheric deposition 

of inorganic and organic nitrogen and base cations in Hawaii. Global Biogeochemical 

Cycles 16, 4: 1076–1082. 

Chadwick O.A., Derry L.A., Vitousek P.M., Huebert B.J., Hemin L.O. 1999. 

Changing sources of nutrients during four million years of ecosystem development. 

Nature. Vol. 397: 491–497. 

Chu Ch-Ch., Fang G.C., Jhy-Cherng Chen, Lin I.C. 2008. Ambient air dry deposition 

and ionic species analysis by using various deposition collectors in Shalu, central 

Taiwan. Atmospheric Research 8, 3–4: 212–223. 

Fisak J., Tesar M., Rezacova D., Elias V., Weignerova V., Fottova D. 2002. 

Pollutant concentrations in fog and low cloud water at selected sites of the Czech Republic 

64: 75–87. 

Hora M., Gross G., Wasley D. 2007. Detailed Assessment of Phosphorus Sources 

to Minnesota Watersheds. Technical Memorandum. Barr Engineering Company. Minneapolis, 

MN. 

Kopacek J., Prochazkowa L., Hejzlar J. 1997. Trends and seasonal patterns of bulk 

deposition of nutrient in the Czech Republic. Atmopheric Environment 31, 6: 797–808. 

Lange Ch.A., Matschullat J., Zimmermann F., Sterzik G., Wienhaus O. 2003. Fog 

frequency and chemical composition of fog water – a relevant contribution to atmospheric 

deposition in the eastern Erzgebirge. Germany. Atmospheric Environment 37: 3731–3739. 

152


Lekouch I., Mileta M., Muselli M., Milimouk-Melnytchouk I., Šojat V., Kabbachi 

B., Bezsens D. 2010. Comparative chemical analysis of dew and rain water. 

Atmospheric Research 95: 224–234. 

Lewis W.M. Jr. 1981. Precipitation chemistry and nutrient loading by precipitation in 

a tropical watershed. Water Resources Research 17, 1: 169–181. 

Lohse K.A, Hopea D., Sponsellera R., Allend J.O., Grimma N.B. 2008. Atmospheric 

deposition of carbon and nutrients across an arid metropolitan area. Science 

of the Total Environment Vol 402: 95–105. 

Mace K.A., Kubilay N., Duce R.A. 2003. Organic nitrogen in rain and aerosol in the 

eastern Mediterranean atmosphere: An association with atmospheric dust. J. Geophys. 

Res., 108(D10), 4320. Department of Oceanography, Texas A&M University. College 

Station, Texas USA. 

Mayol-Bracero O.L., LEWIS W.M. 1981. Composition and Sources of Aerosols, Clouds 

and Rainwater in a Caribbean Tropical Montane Cloud Forest. Report: Puerto Rico 

Aerosol and Cloud Study (PRACS). Institute for Tropical Ecosystem Studies, UPR-RP. 

Minami Y., Ishizaka Y. 1996. Evaluation of chemical composition in fog water near the 

summit of a high mountain in Japan. Atmospheric Environment 30, 19: 3363–3376. 

Olivier J., Rautenbach C.J. 2002. The implementation of fog water collection systems 

in South Africa. Atmospheric Research 64: 227–238. 

Orange D., Gac J.Y., Diallo M.I. 1993. Geochemical assessment of atmospheric deposition 

including armattan dust continental West Africa. Tracers in Hydrology (Proceedings 

of the Yokohama Symposium, July 1993) IAMS Publ. no. 215. 

Pierson W.R., Brachaczek W.W. 1990. Dew Chemistry and Acid Deposition in Glendora, 

California, During the 1986. In „Carbonaceous Species Methods Comparison 

Study”. Aerosol Science and Technology 12, 1: 8–27. 

Polkowska Ż., Astel A., Walna B., Małek S., Międrzycka K., Górecki T., Siepak 

J., Namieśnik J. 2005. Chemometric analysis of rainwater and throughfall at 

several sites in Poland. 

Polkowska Ż., Błaś M., Klimaszewska K., Sobik M., Małek S., Namieśnik J. 

2008. Chemical Characterization of Dew Water Collected in Different Geographic Regions 

of Poland. Atmosphere Environment 39: 837–895. 

Ramsperger B., Peinemann N., Stahr K. 1998. Deposition rates and characteristics 

of aeolian dust in the semi-arid and sub-humid regions of the Argentinean Pampa. 

Journal of Arid Environment 39: 467–476. 

Raport PIOŚ http://www.gios.gov.pl/monlas/rok01/raport01_r06.html.Depozyt zanieczyszczeń 

na SPO II rzędu. 2001 r. 

Reynolds B., Fowler D., Thomas S. 1996. Chemistry of cloud water at an upland site 

in mid-Wales. Science of the Total Environment 188, 2: 115–125. 

Rubio M.A, Lissi E., Villena G. 2008. Factors determining the con centration of nitrite 

153


in dew from Santiago, Chile. Atmospheric Environment 42, 33: 7651–7656. 

Rubio M.A., Lissi E., Villona G. 2002. Nitrite in rain and dew in Santiago city, Chile. Its 

possible impact on the early morning start of the photochemical smog. Atmospheric 

Environment 36, 2: 293–297. 

Sapek A. 2011. Azot w opadzie atmosferycznym – Obecny stan wiedzy. Falenty Wydawnictwo 

ITP. Monografia (w druku). 

Sapek A., Nawalany P. 2006. Ładunek składników nawozowych wnoszonych z opadem 

atmosferycznym na powierzchnię ziemi na przykładzie pól doświadczalnych w Falentach. 

Woda, Środowisko, Obszary Wiejskie t. 6 z. 17: 23–28. 

Sapek A., Nawalany P., Barszczewski J. 2003. Ładunek składników nawozowych 

wnoszonych w opadzie mokrym na powierzchni ziemi w Falentach w latach 1995–2001. 

Woda, Środowisko, Obszary Wiejskie t. 3, z. 6: 69–78. 

Sapek B. 2006. Przedmowa w: azot, fosfor i potas oraz plonowanie trwałego użytku zielonego 

na długoletnich doświadczeniach łąkowych. Woda, Środowisko, Obszary Wiejskie 

t. 6, z. 17: 5–13. 

Sapek B. 2009. Zmiany odczynu mineralnej gleby łąki trwałej w wieloleciu po wapnowaniu 

zastosowanym jednorazowo. W: Badania Chemiczne w służbie rolnictwa i ochrony 

środowiska. Zesz. Edukacyjne 12/2009: 103–116. 

Sapek B., Kalińska D., Nawalany P. 2005. Stężenie składników mineralnych w wodach 

gruntowych użytków zielonych na tle ich stężenia w opadzie atmosferycznym. 

Przegląd Naukowy, Rocznik XIX, z. 1(31): 149–158. 

Schroeder L.J. 1989. The chemical composition of precipitation, dew and frost and fog 

in Denver, Colorado. Atmospheric Deposition (Proceedings of the Baltimore Symposium, 

May 1989). IAHS Publ. No 179: 85–90. 

Singh S.P., Khare P., Kumari K.M., Srivastava S.S. 2006. Chemical characterization 

of dew at a regional representative site of North-Central India Atmospheric Research 

80: 239–249. 

Tsukuda S., Sugiyama M., Harita Y., Nishimura K. 2006. Atmospheric phosphorus 

deposition in Ashiu, Central Japan – source apportionment for the estimation of true 

input to a terrestrial ecosystem. Biogeochemistry 77: 117–138. 

Van Loon G.W., Duffy S.J. 2007. Chemia środowiska. Warszawa. Wydawnictwo Naukowe 

PWN: 117–193. 

Walna B., Kurzyca I., Siepak J. 2009. 18 Lat obserwacji i badań opadów atmosferycznych 

w Wielkopolskim Parku Narodowym – dawne problemy i nowe wyzwania. 

W: Wielkopolski Park Narodowy w badaniach przyrodniczych. Walna B., Kaczmarek 

L., Lorenc M., Dondajewska R. (red.). Poznań-Jeziory: 191–204. 

Walna B., Siepak J. 2005. Aktualne problemy naukowe w badaniach opadów atmosferycznych 

na przykładzie Stacji Ekologicznej UAM w Jeziorach. VII Ogólnopolska Konferencja 

Naukowa: 1–33. 

154


Watanabe K., Ishizaka Y., Takenaka Ch. 2001. Chemical characteristics of cloud 

water over the Japan Sea and the Northwestern Pacific Ocean near the central part of 

Japan: airborne measurements. Atmospheric Environment 35: 645–655. 

Watanabe K., Takebe Y., Sode N., Yasuhito Igarashi Y., Takahashi H., Dokiya 

Y. 2006. Fog and rain water chemistry at Mt. Fuji. A case study during the September 

2002 campaign. Atmospheric Research 82: 652–662. 

Wilkinson J., Reynolds B., Neal C., Hill S., Neal M., Harrow M. 1997. Major, 

minor and trace element composition of cloudwater and rainwater at Plynlimon. Hydrology 

and Earth System Science 1, 3: 557–569. 

Zapletal M., Kuňák D., Chroust P. 2007. Chemical Characterization of Rain and Fog 

Water in the Cervenohorske Sedlo (Hruby Jesenik Mountains, Czech Republic). Water 

Air Soil Pollut 186: 85–96. 

155


Joanna Cieślewicz* 

ZRÓŻNICOWANIE WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNYCH OSADÓW 

DENNYCH PIĘCIU JEZIOR POJEZIERZA IŁAWSKIEGO (CZĘŚĆ I) 

THE DIFFERENTIATION OF THE PHYSICOCHEMICAL PROPERTIES 

OF BOTTOM SEDIMENTS FROM FIVE LAKES OF THE IŁAWA LAKE 

DISTRICT (PART I) 

Słowa kluczowe: osady denne, jeziora, właściwości fizykochemiczne, barwniki, Pojezierze 

Iławskie. 

Key words: bottom sediments, lakes, physicochemical properties, pigments, Iława Lake 

District. 

Streszczenie 

Celem pracy było porównanie właściwości fizykochemicznych osadów dennych pięciu 

jezior Pojezierza Iławskiego z uwzględnieniem ich wpływu na zawartość barwników roślinnych. 

Głównym źródłem materii organicznej osadów w jeziorze Zielone są makrofity, 

natomiast w pozostałych jeziorach jest to fitoplankton. Dodatkowo jezioro Stęgwica jest zasilane 

wodami niosącymi rozpuszczone substancje humusowe. Z każdego jeziora zostały 

pobrane 3 próbki osadów, w których oznaczono podstawowe parametry fizykochemiczne 

(TOC, IC, TN, pH). Z osadów zostały, przy użyciu acetonu, wyekstrahowane barwniki roślinne 

oraz produkty ich degradacji. Wykonano widma ekstraktów w zakresie światła widzialnego 

i na ich podstawie obliczono zawartość barwników w osadach dennych. Badane 

osady denne różniły się istotnie zawartością całkowitego węgla organicznego, węgla 

nieorganicznego i azotu ogółem. Zawartość całkowitego węgla organicznego wahała się 

w zakresie 140,0–443,9 g/kg sm 

osadu, natomiast zawartość azotu ogółem wynosiła od 

16,1 do 43,5 g/kg sm 

(jeziora Kolmowo i Zielone, odpowiednio). Osady jezior Jeziorak i Kolmowo 

charakteryzowały się stosunkowo wysokimi, wynoszącymi ponad 6, wartościami 

* Dr Joanna Cieślewicz – Katedra Chemii Środowiska, Wydział Rolnictwa i Biotechnologii, 

Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy, ul. Bernardyńska 6/8, 85-029 Bydgoszcz; tel.: 

52 374 95 42; e-mail: joanna@utp.edu.pl 

156

Zróżnicowanie właściwości fizykochemicznych osadów dennych pięciu jezior pojezierza... 

pH. Zawartość zachowanych barwników w osadach dennych badanych jezior była istotnie 

zróżnicowana. Najwyższe stężenia barwników stwierdzono w osadach jezior Jeziorak 

i Kolmowo – średnio 178,7 i 63,1 A/nm·g mo 

, odpowiednio. Na podstawie uzyskanych wyników 

stwierdzono, że obecność węglanów w osadach dennych i związane z tym wysokie 

wartości pH osadów sprzyjają zachowywaniu w nich barwników. 

Summary 

The study aimed at comparing the physicochemical properties of lake bottom sediments 

taking into account their influence on the content of plant pigments. The research covered 

five lakes situated in the Iława Lake District. Macrophytes are the main source of organic 

matter in the sediments of Lake Zielone, whereas in the other lakes - it is phytoplankton. 

Additionally, Lake Stęgwica is supplied with waters carrying dissolved humus substances. 

Three sediment samples were collected from each lake. The main physicochemical 

parameters of sediments (TOC, IC, TN, pH) were determined. Plant pigments and products 

of their degradation were extracted from sediments with the use of acetone. Spectra 

were obtained for the extracts within the range of the visible light spectrum and the content 

of pigments in bottom sediments was calculated. The conducted research revealed that 

bottom sediments differed significantly in their content of total organic and inorganic carbon, 

and total nitrogen. The content of total organic carbon fluctuated within the range of 

140.0–443.9 g/kg dw 

, whereas the concentration of total nitrogen ranged from 16.1 to 43.5 

g/kg dw 

(Lakes Kolmowo and Zielone, respectively). Sediments of Lakes Jeziorak and Kolmowo 

were characterised by relatively high pH values – above 6. The content of pigments 

preserved in bottom sediments of the studied lakes was significantly heterogeneous. The 

highest concentrations of pigments were recorded in sediments of Lakes Jeziorak and Kolmowo 

– on average 178.7 and 63.1 A/nm·g om 

, respectively. Based on the obtained results 

it was found that the presence of carbonates in bottom sediments and associated with this 

high pH values favor the preservation of sedimentary pigments. 


Głównym źródłem materii organicznej osadów dennych jest detrytus pochodzący zarówno 

z rozkładu roślin wodnych, jak i zasiedlających ląd wokół jeziora. Właściwości „wyjściowej” 

materii organicznej są modyfikowane podczas transportu do jeziora i opadania 

w słupie wody oraz po depozycji na dnie. Tempo i charakter zachodzących zmian zależy 

od właściwości chemicznych materiału organicznego oraz warunków panujących w jeziorach. 

Rozkład materii organicznej pochodzenia glonowego przebiega bardzo szybko, bogaty 

bowiem w białko fitoplankton charakteryzują niskie wartości stosunku C/N (4–10 [Meyers 

i Ishiwatri 1995]). Makrofity czy naczyniowe rośliny lądowe, które są bogate w celulozę, 

157

Joanna Cieślewicz 

charakteryzują znacznie większe wartości tego stosunku i mniejsza podatność na rozkład 

[Meyers i Lallier-Vergés 1999]. 

Integralnym składnikiem materii organicznej są barwniki roślinne. Do głównych ich 

źródeł w jeziorach zaliczyć należy zespoły glonów planktonowych i bentosowych, populacje 

fototroficznych bakterii oraz makrofity [Carpenter i in. 1986; Overmann i in. 1993; 

Leavitt i Hodgson 2001]. Barwniki łatwo podlegają procesom degradacji, które mogą zachodzić 

zarówno w słupie wody, jak i po depozycji w osadach. W zbiornikach płytkich 

materiał organiczny jest szybciej deponowany w osadach dennych i dzięki temu przez 

krótszy czas wystawiony jest na procesy utleniania zachodzące w wodzie, jednak w takich 

zbiornikach osady denne często podlegają resuspensji, co ponownie eksponuje 

cząstki materii organicznej na utlenianie. W jeziorach głębokich materiał biologiczny 

jest dłużej wystawiony na rozkład podczas opadania [Robbins i Edgington 1975], jednak 

niższe stężenia tlenu w osadach tych jezior i związana z tym mniejsza liczba organizmów 

bentosowych, które wykorzystują materię organiczną jako pokarm, a mieszając 

osady powodują ich resuspensję, sprzyja zachowywaniu barwników [Meyers i Ishiwatari 

1993]. Szybkość i kierunek zachodzących procesów degradacyjnych zależy od wielu 

czynników, takich jak zakwaszenie, pochodzenie barwników, ilość światła, stężenie 

tlenu, głębokość wody czy intensywność wyjadania przez zooplankton, ale też od stabilności 

samym barwników [Carpenter i in. 1986; Guilizzoni i in. 1992; Lami i in. 2000; 

Leavitt i Hodgson 2001]. 

Celem pracy było porównanie właściwości fizykochemicznych jeziornych osadów dennych 

pięciu jezior z uwzględnieniem wpływu tych właściwości na zawartość barwników 

roślinnych. 

2. MATERIAŁ I METODY 

Badane jeziora położone są na terenie Pojezierza Iławskiego, które stanowi zachodnią 

część Pojezierza Mazurskiego. Charakteryzowane jeziora, to zbiorniki eutroficzne, płytkie 

i polimiktyczne, o niewielkiej powierzchni, wyjątek stanowi jezioro Jeziorak, którego powierzchnia 

wynosi 3219,4 ha. Cztery spośród badanych jezior – Jeziorak, Kolmowo, Silm 

i Stęgwica – to zbiorniki fitoplanktonowe, jezioro Zielone natomiast należy do grupy jezior 

makrofitowych. Jeziora fitoplanktonowe charakteryzuje obfitość fitoplanktonu. Ze względu 

na niewielką przezroczystość wody występowanie makrofitów w tych jeziorach jest ograniczone 

do strefy przybrzeżnej. W jeziorach makrofitowych natomiast, które charakteryzuje 

niewielka ilość fitoplanktonu i znaczna przezroczystość wody, do dna dociera wystarczająca 

ilość światła, umożliwiająca rozwój makrofitów na całej ich powierzchni [Scheffer 

1990, 1998]. Podstawowe dane morfometryczne [Jańczak 1997] objętych badaniami jezior 

przedstawiono w tabeli 1. 

158


Tabela 1. Podstawowe dane morfometryczne badanych jezior [Jańczak 1997] 

Table 1. Basic morphometric data of analysed lakes [Jańczak 1997] 

Jezioro 

Powierzchnia, 

Objętość, 

Głębokość 

maksymalna, 

Głębokość 

średnia, 

Maksymalna Maksymalna Długość linii 

długość, szerokość, brzegowej, 

ha w tys. m 3 m m m m m 

Jeziorak 3219,4 141 594,2 12,0 4,1 27 450 2350 117 700 

Stęgwica 39,7 476,4 1,7 1,2 1880 290 4290 

Zielone 20,2 262,6 2,4 1,3 1375 240 3500 

Silm 58,8 1199,5 3,7 2,0 1625 800 5275 

Kolmowo 43,4 1342,7 5,7 3,1 1050 550 2850 

Jezioro Jeziorak jest szóstym pod względem wielkości jeziorem w Polsce. To rynnowy 

akwen o wyraźnie południkowym położeniu. Linia brzegowa jest bardzo dobrze rozwinięta. 

W zlewni przeważają utwory sandrowe pokryte lasami [Dobies i Planter 1998]. 

Jezioro Stęgwica to zbiornik wyraźnie wydłużony. Jezioro to jest otoczone wysokimi 

brzegami, tylko w północnej części brzegi są płaskie i podmokłe. Zlewnia zbiornika jest porośnięta 

lasami, przy północnej części jeziora położonymi na mokradłach. Wzdłuż wschodniego 

brzegu występują zbiorowiska łęgu olszowego, strome zbocza natomiast są porośnięte 

lasem grądowym. W części południowej jeziora dominuje bór mieszany świerkowy 

[Dziedzic 1979]. Charakterystyczną cechą jeziora jest intensywnie brunatna barwa wody 

i osadów spowodowana obecnością substancji humusowych, wprowadzanych do jeziora 

z wodami dopływu [Jarmuż 1987]. 

Jezioro Zielone to typowe jezioro rynnowe. Zlewnię jeziora stanowi w przeważającej 

części las mieszany, jedynie na południowym brzegu występuje łąka. Jezioro ma łagodnie 

opadające, podmokłe brzegi. Ze względu na niewielką ekspozycję wód jeziora na działanie 

wiatru, występują dogodne warunki do rozwoju roślinności o liściach pływających. Ponadto 

stosunkowo duża przezroczystość wody tego jeziora umożliwia rozwój roślinności 

zanurzonej na całej powierzchni dna. 

Jezioro Silm ma kształt wydłużony, w północno-wschodniej części jest rozdzielone na 

dwie zatoki. Około 90% powierzchni zlewni porasta nizinny las grądowy oraz od strony południowej 

łęg jesionowo-olchowy. Tylko od północno-zachodniej strony zlewni ciągną się 

pola uprawne. 

Jezioro Kolmowo charakteryzuje kształt lekko wydłużony, z kierunku północno-zachodniego 

na południowy-wschód. Linia brzegowa jest słabo rozwinięta, brzegi jeziora są płaskie 

lub łagodnie nachylone. Głównym komponentem zlewni jeziora są łąki i pastwiska oraz 

w mały stopniu grunty orne. 

Próbki osadów dennych pobrano z powierzchniowej warstwy osadów czerpakiem Ekmana, 

który umożliwia jednorazowe pobranie próbek o znacznej objętości. Próbki pobra- 

159


no w trzech punktach każdego jeziora. Wszystkie próbki podzielono na 2 części, z których 

jedną zamrożono, drugą natomiast poddano procesowi suszenia. 

Sposób dalszego postępowania był następujący: 

Etap I. Po rozmrożeniu próbki zhomogenizowano, następnie oznaczono ich wilgotność 

aktualną metodą suszarkową (materiał suszono w temperaturze 105°C do stałej masy). Ze 

zhomogenizowanych próbek wyekstrahowano barwniki roślinne. Ekstrakcję przeprowadzono 

100% acetonem w ciemności oraz w temperaturze 4°C przez 24 h. Następnie próbki odwirowano, 

a supernatant poddano analizie spektrometrycznej spektrometrem Lambda 20 

UV-VIS firmy Perkin-Elmer w zakresie 330–800 nm. Na podstawie uzyskanych wyników 

obliczono zawartość barwników w osadach wyrażoną w SPDU (Sedimentary Degradation 

Pigment Unit) w przeliczeniu na jeden gram suchej masy osadu (SPDU/g sm 

, równanie 1) 

i na jeden gram materii organicznej osadu (SPDU/g mo 

, równanie 2). 

SPDU/g sm 

=(A 662 

-A 750 

)·1/A (równanie 1) 

SPDU/g mo 

=(A 662 

-A 750 

)·1/B (równanie 2) 

gdzie: 

A – sucha masa próbki (w gramach), 

B – zawartość materii organicznej w analizowanej próbce (w gramach). 

Wartość SPDU jest obliczana na podstawie pomiaru wartości absorbancji przy długości 

fali 750 nm (absobancja linii bazowej) oraz maksimum absorpcji w zakresie od 657 

do 666 nm (662 nm jest długością fali, przy której zwykle występuje maksimum absorpcji) 

[Vallentyne 1955]. W prezentowanych badaniach maksimum absorpcji występowało przy 

długościach fal mieszczących się w zakresie 664–666 nm. 

Dodatkowo zawartość barwników obliczono na podstawie pól powierzchni pod krzywymi 

absorpcji - PKA [Manual of Lambda 20 1996]. Wyniki przestawiono w umownych 

jednostkach absorbancji, w przeliczeniu na jeden gram suchej masy osadu (A/nm·g sm 

) i na 

jeden gram materii organicznej osadu (A/nm·g mo 

). Na podstawie otrzymanych wyników obliczono 

wartość stosunku absorbancji przy długościach fal 430 i 410mn (A 430 

/A 410 

– A 4/4 

). 

Podczas rozkładu chlorofilu maksimum aborpcji przesuwa się z 430 nm charakterystycznych 

dla chlorofilu a do 410 nm związanych z obecnością feofityny a. Wartość tego stosunku, 

wynosząca około 1, świadczy, że w osadach występuje naturalna mieszanina niezdegradowanych 

barwników, z czego można wnioskować, że warunki panujące w jeziorze 

sprzyjają ich zachowywaniu [Guilizzoni i in. 1992]. 

Etap II. Po doprowadzeniu do stanu powietrznie suchego próbki zhomogenizowano 

i przesiano prze sito o średnicy oczek 1 mm. W tak przygotowanym materiale oznaczono 

zawartość węgla całkowitego (TC) i azotu ogółem (TN) analizatorem Vario Max CN firmy 

Elementar (Niemcy), natomiast zawartość węgla nieorganicznego (IC) analizatorem 

Primacs sc firmy Skalar (Holandia). Na podstawie tych wyników obliczono zawartość cał- 

160


kowitego węgla organicznego (TOC) z różnicy TOC=TC-IC, jak również wartość stosunku 

TOC/TN. Obliczono również procentowe udziały materii organicznej, węglanu wapnia 

oraz części mineralnej bezwęglanowej. Zawartość materii organicznej obliczono mnożąc 

wyrażoną w procentach zawartość całkowitego węgla organicznego przez wartość 1,74 

(przelicznik zaproponowany dla osadów dennych przez Mudroch’a i współautorów [1997] 

– TOC·1,74), procentową zawartości węgla nieorganicznego przeliczonego na udział węglanu 

wapnia korzystając z przelicznika wynoszącego 8,33 (IC·8,33). Procentową zawartość 

części mineralnej bezwęglanowej natomiast obliczono z różnicy: 100% – (procentowy 

udział materii organicznej + procentowy udział węglanu wapnia). Na podstawie procentowych 

udziałów materii organicznej, węglanu wapnia i części mineralnej bezwęglanowej 

przeprowadzono klasyfikację osadów według Markowskiego [1980]. Oznaczono również 

elektrometrycznie wartość pH osadów w wodzie (w stosunku 1:5 w/v – 10 g osadów:50 cm 3 

wody). Przeprowadzone przez Grubę i współautorów [2010] badania nad metodycznymi 

aspektami pomiaru i statystycznej analizy wartości pH gleb sugerują, że do porównywania 

populacji, które nie mają rozkładu normalnego, należy zamiast wartości średniej podawać 

wartość mediany. Dlatego też w tabeli 2, w odniesieniu do wartości pH osadów zamiast 

wartości średnich podano wartości mediany. 

Analizę statystyczną przeprowadzono metodą analizy wariancji dla doświadczeń jednoczynnikowych 

z powtórzeniami, metodą analizy skupień metodą Warda [Ward 1963] oraz 

obliczono wartości współczynników korelacji. 

3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA 

3.1. Osady denne – charakterystyka fizykochemiczna 

Najniższe wartości pH stwierdzono dla próbek osadów dennych pochodzących z jeziora 

Stęgwica, najwyższe natomiast charakteryzowały próbki osadów z jeziora Kolmowo, co 

było związane z obecnością znacznej ilości węgla nieorganicznego w osadach dennych. 

Próbki osadów charakteryzowała silnie zróżnicowana zawartość całkowitego węgla organicznego 

(TOC) i azotu ogółem (TN). Istotnie najwyższą zawartość węgla organicznego 

i azotu ogółem stwierdzono w próbkach osadów pochodzących z jeziora Zielone – średnio 

427,0 i 41,4 g/kg sm 

, odpowiednio. Dane literaturowe wskazują, że zawartości węgla organicznego 

w osadach dennych mogą wahać się w bardzo szerokich granicach od 29 g/kg sm 

[de Sousa i in. 2004] do około 460 g/kg sm 

[Cieslewicz 2005]. 

Zróżnicowanie zawartości TOC i TN w próbkach osadów odzwierciedlają obliczone 

wartości stosunku TOC/TN. Najniższe wartości tego stosunku otrzymano dla osadów jeziora 

Jeziorak, najwyższe natomiast dla próbek z jeziora Stęgwica (tab. 2). Stosunkowo niskie 

wartości stosunku TOC/TN (


1999; Meyers 2003]. Wyższe wartości tego stosunku uzyskane dla osadów jeziora Stęgwica 

spowodowane były dopływem wraz wodami zasilającymi jezioro substancji humusowych 

pochodzenia lądowego. Materię organiczną pochodzenia lądowego charakteryzują 

znacznie wyższe wartości stosunku TOC/TN, przekraczające 20. Wynika to ze składu chemicznego 

roślin lądowych, które są ubogie w białka, bogate natomiast w celulozę [Meyers 

i Ishiwatari 1995]. 

Tabela 2. Właściwości fizykochemiczne osadów dennych 

Table 2. Physicochemical properties of bottom sediments 

Jezioro 

Wartości 

TOC IC TN 

g/kg sm 

TOC/TN 

pH 

H 2 O 

Jeziorak zakres 200,1–247,8 5,0–8,9 25,6–33,8 7,34–8,77 6,09–6,40 

średnia 224,0 7,4 28,7 7,85 6,25* 

Stęgwica zakres 266,9–278,7 0,0 24,6–27,1 9,97–11,33 4,54–4,87 

średnia 271,8 0,0 25,5 10,66 4,59* 

Zielone zakres 415,1–443,9 0,0 40,1–43,5 9,55–10,96 4,98–5,28 

średnia 427,0 0,0 41,4 10,34 5,05* 

Silm zakres 282,9–317,1 0,0 28,8–32,1 9,78–9,89 4,74–5,30 

średnia 295,7 0,0 30,1 9,84 5,04* 

Kolmowo zakres 140,0–152,9 11,1–13,4 16,1–17,7 8,65–8,87 6,53–6,55 

średnia 146,4 12,4 16,8 8,74 6,54* 

NUR (p


Tabela 3. Klasyfikacja osadów dennych (udział poszczególnych frakcji w % wagowych) 

Table 3. Classification of bottom sediments (contribution of particular fractions in % by weight) 

Jezioro 

Jeziorak 

Stęgwica 

Zielone 

Silm 

Kolmowo 

Materia 

organiczna 

Węglan 

wapnia 

Część mineralna 

bezwęglanowa 

Rodzaj gytii 

39,0 4,1 56,9 drobnodetrytusowa 






73,4 0,0 26,6 (grubodetrytusowa) 

77,2 0,0 22,8 grubodetrytusowa 

72,2 0,0 27,8 (grubodetrytusowa) 


50,0 0,0 50,0 drobnodetrytusowa 

49,2 0,0 50,8 drobnodetrytusowa 

24,4 10,5 65,2 ilasta 

26,6 11,2 62,2 ilasta 

25,5 9,2 65,3 ilasta 

3.2. Barwniki roślinne w osadach dennych 

Typowe widma acetonowych ekstraktów barwników z osadów dennych charakteryzuje 

występowanie dwóch pasm absorpcji, przy długościach fal około 410 i około 662 

nm (możliwe przesunięcia długości fal, przy których występują maksima absorpcji). Intensywność 

tych pasm skorelowana jest z zawartością barwników. Na rysunku 1 przedstawiono 

przykładowe widma otrzymane w zakresie światła widzialnego dla ekstraktów 

barwników. Osady w stanie naturalnym różniły się znacznie wilgotnością, dlatego też 

widma zostały znormalizowane i przedstawione w przeliczeniu na ekstrakcję prowadzoną 

z 1 grama suchej masy osadu. Otrzymane widma charakteryzuje typowy przebieg 

dla tego typu materiału. W widmach otrzymanych dla ekstraktów acetonowych z osadów 

jeziora Jeziorak występowały dwa intensywne pasma absorpcji przy długościach fal około 

414 nm i około 666 nm. W ekstraktach z osadów jezior Stęgwica i Kolmowo pasma 

te także występowały, lecz charakteryzowała je znacznie mniejsza intensywność w porównaniu 

z wartościami otrzymanymi dla próbek z jeziora Jeziorak (rys. 1). Zwraca uwagą 

fakt, że pomimo braku węglanów i niskiego pH osadów w jeziorze Stęgwica barwniki 

charakteryzowały wysokie stężenia w porównaniu z jeziorem Silm, którego osady także 

są pozbawione węglanów. Może to być spowodowane specyfiką jeziora Stęgwica, do 

którego doprowadzane są wody z terenów bogatych w wapń [Jarmuż 1987] i prawdopodobnie 

dzięki jego buforującym właściwościom możliwe jest częściowe zachowywanie 

barwników w osadach. 

163

są dopływem wody z terenów bogatych w wapń [Jarmuż 1987] i prawdopodobnie dzięki jego 

buforującym właściwościom możliwe jest częściowe zachowywanie barwników w osadach. 


Jezioro Jeziorak 

0,70 

0,6 

0,5 

0,4 

A 

0,3 

0,2 

0,1 

0,00 

350 400 450 500 550 600 650 700 750 800 

nm 

Jezioro zielone 

0,10 

0,08 

0,06 

A 

0,04 

0,02 

0,00 

350 400 450 500 550 600 650 700 750 800 

nm 

Rys. 1. Znormalizowane widma acetonowych ekstraktów barwików z osadów dennych jezior 

rys. Fig. 1. Znormalizowane Standard spectra widma of acetonowych acetone pigment ekstraktów extracts barwików from z osadów bottom dennych sediments jezior of the lakes 

Fig. 1. standard spectra of acetone pigment extracts from bottom sediments of the lakes 

Największa zawartość barwników, zarówno w przeliczeniu na 1 gram suchej masy osadu 

(A/nm·g 

Największą sm 

), jak i na 1 gram materii organicznej (A/nm·g 

zawartością barwników zarówno w przeliczeniu mo 

), charakteryzowała osady z jeziora 

Jeziorak, wynosząca średnio 71,0 i 178,7 (tab. 4). Najmniejsza zawartość barwników 

na 1 gram suchej masy osadu 

(A/nm·g sm ), jak i na 1 gram materii organicznej (A/nm·g mo ), charakteryzowały się osady 

charakteryzowała osady z jeziora Stęgwica, średnio 4,9 A/nm·g sm 

i 10,2 A/nm·g mo 

. Jezioro 

jeziora to charakteryzuje Jeziorak i wynosiła duża zawartość ona średnio substancji 71,0 i 178,7 humusowych (tab. 4). Najmniejszą zarówno w zawartość osadach, jak i rozpuszczonych 

charakteryzowała w wodzie, oraz osady niskie jeziora pH (tab. Stęgwica, 4). Interesujące średnio 4,9 wydaje A/nm·g się sm też i 10,2 to, że A/nm·g duża za- 

mo . 

barwników 

Jezioro wartość to barwników charakteryzuje charakteryzowała duża zawartość osady substancji o najmniejszej humusowych zawartości zarówno materii w osadach, organicznej, jak i 

pochodzące z jeziora Kolmowo, osady te jednak zawierały węglan wapnia o najwyższym 

rozpuszczonych w wodzie, oraz niskim ph (tab. 4). Interesujące wydaje się też to, że duża 

stężeniu, który stabilizując pH osadów sprzyja zachowywaniu barwników. Zwraca uwagę 

bardzo 

zawartość barwników 

mała zawartości 

charakteryzowała 

barwników 

osady 

w osadach 

o najmniejszej 

jeziora Zielone, 

zawartości 

pomimo 

materii 

bardzo 

organicznej, 

dużej 

pochodzące zawartości materii z jeziora organicznej. Kolmowo, osady Jest to te jezioro jednak zawierały płytkie, toteż węglan słaba wapnia degradacja o najwyższym barwników 

stężeniu, w słupie wody który stabilizując nie może być pH czynnikiem osadów sprzyja decydującym zachowywaniu o ich niskiej barwników. zawartości. Zwraca uwagę 

bardzo 

Zachowywaniu 

mała zawartości 

barwników 

barwników 

nie 

w 

sprzyjają 

osadach 

warunki 

jeziora Zielone, 

panujące 

pomimo 

w osadach, 

bardzo 

przede 

dużej 

wszystkim 

niska wartość pH. Podczas badań osadów dennych jezior prowadzonych na terenie 

zawartości materii organicznej. Jest to jezioro płytkie, toteż słaba degradacja barwników 

Drawieńskiego Parku Narodowego stwierdzono, że w jeziorach, których zlewnię porastały 

słupie lasy, a wody osady nie charakteryzował może być czynnikiem odczyn decydującym kwaśny, pomimo o ich niskiej dużej zawartości. zawartości materii orga- 

w 

nicznej Zachowywaniu stwierdzono barwników w osadach nie małą sprzyjają zawartość warunki barwników panujące [Cieslewicz w osadach, przede 2005]. wszystkim Degradacji 

niska barwników wartość w jeziorze pH. Podczas Zielone badań może osadów też sprzyjać dennych dobre jezior natlenienie prowadzonych wód na oraz terenie docierające do 

powierzchni osadów światło słoneczne. Zachodząca w warunkach tlenowych fotooksydacja 

może bowiem powodować bardzo szybką transformację barwników do związków bez- 

Drawieńskiego Parku Narodowego stwierdzono, że w jeziorach, których zlewnię porastały 

10 

barwnych. Należy także mieć na uwadze, że głównym źródłem materii organicznej w tym 

jeziorze są makrofity, które charakteryzuje dużo mniejsze zróżnicowanie występujących 

barwników roślinnych w porównaniu z glonami, stanowiącymi podstawowy komponent osadowej 

materii organicznej w pozostałych jeziorach. 

Dominującymi barwnikami występującymi u roślin wyższych są chlorofile a i b oraz 

b-karoten, u glonów natomiast oprócz barwników wymienionych wcześniej obecne są karoteny 

i przede wszystkim liczne ksantofile, które często są charakterystyczne dla poszcze- 

164


gólnych gromad. Analizując proces degradacji barwników należy wziąć pod uwagę małą 

stabilność chlorofili, zwłaszcza w środowisku o niskim pH w porównaniu z karotenoidami 

[Leavitt i Hodgson 2001]. 

Tabela 4. Zawartość barwników w osadach dennych oraz wartość stosunku A 4/4 

Table 4. The content of pigments in bottom sediments and the value of the ratio A 4/4 

Jezioro Wartości 

SPDU·1000 

PKA 

[SPDU/gsm ] [SPDU/g mo 

] [A/nm·g sm 

] [A/nm·g mo 

] 

A 4/4 

Jeziorak zakres 15,0–148,6 39,0–334,8 48,5–108,4 124,4–251,6 0,78–0,92 

średnia 68,5 161,3 71,0 178,7 0,84 

Stęgwica zakres 3,0–5,4 7,0–11,2 4,1–5,9 8,8–12,1 0,73–0,83 

średnia 4,1 8,8 4,9 10,2 0,77 

Zielone zakres 1,0–8,8 1,3–11,4 7,0–12,1 9,5–15,6 0,71–0,81 

średnia 4,3 5,7 8,7 11,6 0,75 

Silm zakres 0,2–1,2 0,3–2,2 3,3–8,4 6,6–16,6 0,63–0,79 

średnia 0,8 1,4 6,7 12,8 0,73 

Kolmowo zakres 9,4–19,4 35,2–79,8 14,1–18,1 52,8–74,4 0,71–0,74 

średnia 14,3 55,8 16,1 63,1 0,72 

NUR (p


Tabela 5. Wartości istotnych współczynników korelacji (p



Na zachowywanie barwników w osadach dennych wpływa bardzo wiele czynników, 

wśród których wymienić należy przede wszystkim rodzaj i podatność na degradację samych 

barwników, głębokość jeziora, natlenienie wód, ilość światła, obecność zoobentosu 

powodującego mieszanie osadów i ich resuspensję, intensywność wyjadania przez zooplankton 

oraz zakwaszenie wód jeziornych i osadów dennych. Interpretację działania poszczególnych 

czynników utrudnia to, że często działają one dwutorowo z jednej strony 

zwiększając tempo degradacji, z drugiej zaś strony powodując lepsze zachowywanie barwników. 

Do czynników tak działających zaliczyć można przede wszystkim głębokość jeziora 

i wyjadanie przez zooplankton. W jeziorach płytkich sedymentująca materia organiczna 

jest stosunkowo krótko wystawiona na utlenianie w słupie wody. Po depozycji na dnie 

podlega ona dalszym przemianom. Dzięki wysokiemu stężeniu tlenu i obecności światła 

słonecznego procesy degradacyjne zachodzą stosunkowo szybko. Degradację barwników 

przyspiesza również obecność licznych gatunków zoobentosu. W jeziorach głębszych rozkład 

materii organicznej zachodzi głównie w słupie wody, natomiast procesy zachodzące 

po depozycji detrytusu na dnie mają już dużo mniejsze znaczenie. Także wyjadanie glonów 

przez zooplankton powoduje częściową degradację barwników podczas trawienia, jednak 

produkty degradacji barwników są wydalane i w ekskrementach szybko sedymentują, bez 

przechodzenia większych zmian. 

W niniejszej publikacji rozpatrywano tylko jeden z aspektów złożonego procesu zachowywania 

barwników i podjęto próbę powiązania zawartości zachowywanych barwników 

z właściwościami osadów dennych. 

Objęte badaniami jeziora istotnie różniły się właściwościami fizykochemicznymi osadów 

dennych, przede wszystkim zawartością całkowitego węgla organicznego (TOC) i nieorganicznego 

(IC) oraz wartością pH. Największą zawartość barwników zachowanych w osadach 

charakteryzowała fitoplanktonowe jezioro Jeziorak. Przeprowadzone analizy wykazały, 

że właściwości fizykochemiczne osadów dennych w sposób istotny wpływały na zawartość 

barwników roślinnych. Wysoka zawartość węglanów w osadach dennych i związane z tym 

ich wysokie pH spowodowało, że procesy degradacyjne barwników zachodziły znacznie wolniej, 

co sprzyjało ich zachowywaniu. Należy także podkreślić, że jezioro Jeziorak było wśród 

badanych jezior najgłębsze, toteż materia organiczna była najdłużej wystawiona na procesy 

degradacyjne zachodzące w słupie wody, jednak głębokość tego jeziora ograniczyła procesy 

fotooksydacyjne zdeponowanych już w osadach barwników. Stwierdzono, również że 

przy braku węglanów w osadach, pomimo wysokiej zawartości materii organicznej, stężenia 

barwników mogą być niskie (jezioro Zielone). Duża zawartość materii organicznej w osadach 

dennych, zwłaszcza w jeziorach śródleśnych, może być czynnikiem przyspieszającym degradację 

barwników. Materia organiczna wnoszona ze zlewni, zwłaszcza z terenów porośniętych 

lasami iglastymi, ze względu na swój kwaśny charakter może obniżać pH osadów dennych. 

167



CARPENTER S.R., ELSER M.M., ELSER J.J. 1986. Chlorophyll production, degradation, 

and sedimentation: Implications for paleolimnology. Limnology and Oceanography 

31(1): 112–124. 

CIESLEWICZ J. 2005. Comparison of chemical composition of sediments in lakes in catchments 

forested with beech and pine. Latvijas Universitates Raksti 692: 7–18. 

DE SOUSA W.P., VEIGA DE CARVALHO C.E., VEIGA DE CARVALHO C.C., SUZUKI M.S. 

2004. Mercury and organic carbon distribution in six lakes from the north of Rio de Janeiro 

State. Brazilian Archives of Biology and Technology 47(1): 139–145. 

DOBIES A., PLANTER M. 1998. Stan czystości wybranych jezior Parku Krajobrazowego 

Pojezierza Iławskiego. Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Olsztynie. Biblioteka 

Monitoringu Środowiska, Olsztyn. 

DZIEDZIC J. 1979. Szata roślinna i kartografia. Sprawozdanie z prac wykonanych w 1979 

roku w ramach projektu R-III-15. Zakład Taksonomii Roślin, UMK Toruń. 

GRUBA P., BŁOŃSKA E., SOCHA J. 2010. Metodyczne aspekty pomiaru i statystycznej 

analizy wartości pH gleb. Roczniki Gleboznawcze LXI(1): 29–37. 

GUILIZZONI P., LAMI A., MARCHETTO A. 1992. Plant pigment ratios from lake sediments 

as indicators of recent acidification in alpine lakes. Limnology and Oceanography 37(7): 

1565–1569. 

JAŃCZAK J. (red.) 1997. Atlas jezior Polski. Bogucki Wydawnictwo. Naukowe, Poznań, tom 

II. 

JARMUŻ M. 1987. Hydrobiologiczna charakterystyka alloiotroficznego jeziora Stęgwica. 

Praca magisterska. Zakład Hydrobiologii, UMK, Toruń. 

KAUFMAN D.S., HU F.S., BRINER J.P., WERNER A., FINNEY B.P., GREGORY-EAVES I. 

2003. A ~33,000 year record of environmental change from Arolik Lake, Ahklum Mountains, 

Alaska, USA. Journal of Paleolimnology 30: 343–362. 

LAMI A., GUILIZZONI P., MARCHETTO A. 2000. High resolution analysis of fossil pigments, 

carbon, nitrogen and sulphur in the sediment of eight European Alpine lakes: 

the MOLAR Project. W: LAMI, A., CAMERON N., KORHOLA A. (eds.) Paleolimnology 

and ecosystem dynamics at remote European Alpine lakes. Journal of Limnology 59 

(Suppl. 1): 15–28. 

LEAVITT P.R., HODGSON D.A. 2001. Sedimentary pigments. W: SMOL J.P., BIRKS H.J.B., 

LAST W.M. (eds.). Tracking environmental change using lake sediments, vol. 3. Kluwer, 

Dordrecht. 

Manual of Lambda 20 – UV/VIS Spectrometer operation and parameter description. 

1996. Perkin-Elmer Corporation, USA. 

MARKOWSKI S. 1980. Struktura i właściwości podtorfowych osadów jeziornych rozprzestrzenionych 

na Pomorzu Zachodnim jako podstawa ich rozpoznania. W: Kreda jezior- 

168


na i gytia. Materiały konferencyjne Gorzów Wielkopolski, Zielona Góra. 

MEYERS P.A. 2003. Applications of organic geochemistry to paleolimnological reconstructions: 

a summary of examples from the Laurentian Great Lakes. Organic Geochemistry 

34: 261–289. 

MEYERS P.A., ISHIWATARI R. 1993. The early diagenesis of organic matter in lacustrine 

sediments. W: Engel, M.H., Macko S.A. (eds.) Organic geochemistry, Principles and 

applications. Plenum Press, New York and London. 

MEYERS P.A., ISHIWATARI R. 1995. Organic matter accumulation records in lake sediments. 

W: LERMAN A., IMBODEN D.M., GAT J.R. (eds.) Physics and chemistry of 

lakes. Springer-Verlag Berlin, Heidelberg, New York. 

MEYERS P.A., LALLIER-VERGES E. 1999. Lacustrine sedimentary organic matter records 

of Late Quaternary paleoclimates. Journal of Paleolimnology 21: 345–372. 

MUDROCH A., AZCUE J.M., MUDROCH P. (eds.) 1997. Physico-chemical analysis of 

aquatic sediments. Lewis Publishers Boca Raton, New York, London, Tokyo. 

NAKAI N., KOYAMA M. 1987. Reconstruction of paleoenvironment from the view-points 

of inorganic constituents, C/N ratio and carbon isotopic ratio in the 1400 m core taken 

from Lake Biwa. W: HORIE S. (ed.) History of Lake Biwa. Kyoto University Contribution 

553. 

OVERMANN J., SANDMANN G., HALL K.J., NORTHCOTE T.G. 1993. Fossil carotenoids 

and paleolimnology of meromictic Mahoney Lake, British Columbia, Canada. Aquatic 

Science 55(1): 31–39. 

ROBBINS J.A., EDGINGTON D.N. 1975. Determination of recent sedimentation rates in 

Lake Michigan using Pb-210 and Cs-137. Geochimica and Cosmochimica Acta. 39: 

285–304. 

SCHEFFER M. 1990. Multiplicity of stable states in freshwater systems. Hydrobiologia 

200/201: 475–486. 

SCHEFFER M. 1998. Ecology of shallow lakes. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 

Boston, London. 

VALLENTYNE J.R. 1955. Sedimentary chlorophyll determination as a paleobotanical method. 

Canadian Journal of Botany 33: 304–313. 

WARD J.H. 1963. Hierarchical grouping to optimize an objective function. Journal of the 

American Statistical Association 58: 236–244. 

169


Wojciech Dmuchowski*, Dariusz Gozdowski**, 

Aneta H. Baczewska***, Paulina Brągoszewska*** 

THE COMPARISON BIOINDICATION METHODS IN THE ASSESSMENT 

OF ENVIRONMENTAL POLLUTION WITH HEAVY METALS 

PORÓWNANIE METOD BIOINDYKACYJNYCH W OCENIE 

ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA METALAMI CIĘŻKIMI 

Key words: biomonitoring, heavy metals, birch, Scots pine, moss bags. 

Słowa kluczowe: biomonitoring, metale ciężkie, brzoza, sosna zwyczajna, moss-bag. 

Summary 

The research applied four methods frequently used in bioindication of environmental pollution 

with heavy metals: the determination of accumulation in the exposed Sphagnum fallax 

moss - the “moss-bag” transplant method, in growing Pleurozium schreberi moss, in Betula 

pendula (Roth.) leaves and Pinus sylvestris L. needles. The research was conducted in the 

region of Olkusz, influenced by high level emissions originating from long range transport 

and from local sources, among them a zinc and lead ore mine and smelter, with mounds of 

smelter wastes 25–30 m high, covering an area of 10.9 ha. 

The objective of this work was to compare the four bioindicator methods in the evaluation 

of the environmental pollution with Cd, Pb, Zn, Cr, Fe, Cu, Ni and As. Among the factors 

differentiating the absolute result levels of metal accumulation were, first of all, the time of 

* Dr hab. Wojciech Dmuchowski, prof. nadzw. – Pracownia Ekologii Roślin, 

Polska Akademia Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; 

tel.: 22 754 14 26; e-mail: w.dmuchowski@obpan.pl oraz Wydział Rolnictwa i Biologii, 

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; 

tel: 22 593 26 89; e-mail: wojciech_dmuchowski@sggw.pl 

** Dr inż. Dariusz Gozdowski – Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 27 30; 

e-mail: darek12345@gfmail.com 

*** Mgr Aneta Helena Baczewska, mgr Paulina Brągoszewska – Pracownia Ekologii Roślin, 

Polska Akademia Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; 

tel.: 22 648 38 56; e-mail: a.h.baczewska@wp.pl; e-mail: p_jablonska1@wp.pl 

170

The comparison bioindication methods in the assessment of environmental pollution... 

exposure deriving from the specifics of the bioindicator method applied, the source of pollution 

(air, soil), and the features (morphological build) of the indicator plant. The environmental 

pollution results were presented in the form of maps, with isolines differentiating the 

zones of pollution proportionately to the metal content levels found in specific bioindicators. 

The statistical analysis of the results indicated strong dependencies of the results on the 

applied methods in the case of high levels of pollution, and showed highly differentiated results 

concerning Cd, Pb, Zn, and As. 

Streszczenie 

W badaniach zastosowano cztery często stosowane metody bioindykacji zanieczyszczenia 

środowiska metalami ciężkimi: określenie akumulacji w eksponowanym mchu Sphagnum 

fallax – metoda transplantacyjna moss-bag, w rosnącym mchu Pleurozium schreberi 

i w liściach Betula pendula (Roth.) oraz igłach Pinus sylvestris L. Badania wykonano 

w rejonie Olkusza, będącego pod wpływem dużych emisji pochodzących z dalekiego 

transportu i lokalnych źródeł, m.in. z zakładu wydobycia i przetwórstwa rud cynkowo-ołowiowych 

oraz hałdy odpadów hutniczych wysokość 25–30m i powierzchni 10,9 ha. Badania 

miały na celu porównanie czterech metod bioindykacyjnych w ocenie zanieczyszczenia 

środowiska: Cd, Pb, Zn, Cr, Fe, Cu, Ni i As. Czynnikami różnicującym bezwzględny 

wynik poziomu akumulacji metali był przede wszystkim czas ekspozycji, wynikający ze 

specyfiki zastosowanej metody bioindykacyjnej, źródło zanieczyszczenia (powietrza, gleba) 

oraz cechy (budowa morfologiczna) rośliny wskaźnikowej. Wyniki zanieczyszczenia 

środowiska przedstawiono w formie map z izoliniami, różnicującymi strefy zanieczyszczenia 

proporcjonalnie do skali zawartości metali w poszczególnych bioindykatorach. Analiza 

statystyczna wyników wykazała silne zależności wyników zastosowanych metod przy 

wysokim poziomie zanieczyszczenia i dużym zróżnicowaniu wyników. Dotyczyło to: Cd, 

Pb, Zn, i As. 


Environmental hazards, brought about by environmental pollution, are accompanied 

by the attempts to establish control programs on the national, regional and global scales. 

Deposition measurement requires long term sampling and high number of measurement 

points. The possibility of carrying out such measurements with the use of monitoring 

equipment is limited, mainly in view of high costs and lack of appropriately sensitive and 

inexpensive technologies, which would allow for the simultaneous measurement of many 

substances polluting the air [Pucket 1988]. 

In Poland, technical measurements of the air pollution deposition carried out in the 

framework of the National Environmental Monitoring, are mainly performed in towns. The 

171

Wojciech Dmuchowski i in. 

number of measurement points within the agricultural and forest areas is marginal. The 

monitoring system is focused mainly on measurement of gaseous air pollution (sulphur 

dioxide and nitrogen oxides) and air borne dusts. Within the forest monitoring system the 

measurements are performed by passive methods for air pollution measurement, however, 

only measurements of gaseous pollutants are carried out [Wawrzoniak 2004]. 

Application of the bioindication methods offers an opportunity of a significant intensification 

of studies on air pollution, especially with the trace elements. Biomonitoring in a general 

sense can be defined as the use of plants and animals with the objective of gaining quantitative 

and qualitative information on certain characteristics of the biosphere [Wolterbeek 2002]. 

The goal of this work was to evaluate different bioindication methods that provide a biologically-based 

complementary information for the mandatory environmental monitoring of 

metals. Application of four bioindication methods allowed for a more complete determination 

of environmental pollution for an area of extreme historical contamination with metals, 

originating from long-range transport as well as local sources. 

2. MATERIALS AND METHODS 

The study area is a region around the town of Olkusz and is one of the oldest European 

centers for the metallurgic industry. It is situated between three large industrial regions. 

On the west and east, it borders the Upper Silesian Industrial Region and the Cracovian 

Region, respectively, and from the south, it is under the influence of emissions from Moravia 

(Czech Republic), reaching the area through the Moravian Gate Pass (Fig. 1). These 

three regions are characterized by high concentrations of plants belonging to industries 

that are particularly harmful to the environment (power generation, steel, and non-ferrous 

industrial extraction and processing, power production, mining, chemical and cement production). 

One of the most important industrial plants in the area is the mining and metallurgical 

Bolesław complex, located in the region of Bukowno near Olkusz. This plant started 

functioning in 1952. The study area encompasses, in particular, the location of the waste 

heap from the refining process of the zinc and lead ores. The dust from this heap (height of 

25–30 m, area of 109 hectares), contributes to the contamination of the surrounding areas 

[Godzik 1993; Dmowski and Badurek 2002]. 

Four bioindicative methods were employed in the research. They encompassed the 

determination of the accumulation of metals in the following: exposed Sphagnum fallax 

moss [the moss bags method, Goodman and Roberts 1971], growing Pleurozium schreberi 

moss [Grodzińska et al. 1999], silver birch leaves Betula pendula Roth. [Dmuchowski 2005] 

and Scots Pine Pinus silvestris L. needle [Dmuchowski and Bytnerowicz 1995]. 

The materials used for the analyses (moss, needles and leaves) were collected in the 

second half of July. Bags with peat moss were left for 12 weeks. Reference samples consisted 

of Scots pine needles, silver birch leaves and P. schreberi and S. fallax mosses col- 

172


lected in the Augustów Primeval Forest, which is considered (in relative terms) the least 

polluted area in Poland. 

The study area was situated to the east of Olkusz, and its western border reached the 

suburbs of the town (Fig. 1) and was 14 km x 14 km, divided into 49 smaller squares of 2 km 

x 2 km. The sampling locations were selected to meet two criteria: the appropriate pines, 

birches and mosses (within the distance of at most 100 m) had to be present and they had 

to be at least 300 m from the main roads with heavy traffic. Four additional monitoring sites 

were selected near Bolesław complex. 

Fig. 1. Locations of the measurement points in the surroundings of Olkusz 

Rys. 1. Lokalizacja punktów pomiarowych w okolicy Olkusza 

Needles and leaves were washed for one minute in distilled water before being dried 

and ground. The powdered samples were dry-mineralized in a muffle oven. The analyses 

were performed by flame AAS (Perkin Elmer 1100A) and arsenic with generation of hydrides 

using the FIAS 200 countershaft [Perkin Elmer 1990]. 

173


The results are presented as maps of heavy metal pollution deposition. All of the maps 

were drawn digitally with the use of the specialized MapInfo software. 

Basic statistical parameters (medians, min., max.) were calculated for examined variables. 

Correlation coefficients were used for evaluation of relationships between four bioindication 

methods. Statistical analyses were performed using Statistica 7.0 (Statsoft inc.). 

Level of significance was set up at 0.05. 

3. RESULTS AND DISCUSSION 

The results of environmental pollution are presented in the form of maps with respective 

isoquants. These isoquants differentiate the zones of pollution in proportion to the scale of 

heavy metal concentration, accumulated in bioindicators. 

Table 1 summarizes the properties of the applied bioindication methods, defining what 

source of contamination the results of the measurements reflect. The main factor that determines 

the absolute values of measurements in relation to the degree of environmental 

pollution, expressed through the level of accumulation of heavy metals in the bioindicator 

plants is the time of exposure. Level of heavy metal accumulation results also from the specific 

features of the bioindication method applied, the source of contamination (air, soil) and 

the properties (morphological structure) of the biomonitoring plant. 

Table 1. Properties of the bioindication methods applied 

Tabela 1. Właściwości zastosowanych metod bioindykacyjnych 

Method Period of exposure Source of contamination 

Moss-bags method 12 weeks air 

Accumulation in the moss Pleurozium schreberi 2–3 years air 

Accumulation in birch foliage 3 months air and soil 

Accumulation in pine needles 14 months air and soil 

Table 2 provides the ranking of the biomonitors in terms of the levels of metal accumulation 

from the lowest to the highest values. The comparison accounts for: the medians 

for all the measurements, the minimum and the maximum values, the reference material 

values (for the samples collected in the Augustów Primeval Forest) and ratio median/control. 

In the polluted area in the vicinity of Olkusz the levels of accumulation of metals were 

the highest, and this applied to almost all measured metals and all the biomonitors used. 

The metals contained in the birch leaves and in the pine needles originate from the 

contamination of the air and the soil. The levels of accumulation of metals in the birch and 

pine foliage differed because of the difference in the duration of exposure and possibly due 

to differences between surface area/biomass ratio and pubescence of birch leaves help- 

174


Table 2. Comparison of heavy metal concentration in the bioindicators in the polluted and the 

control area 

Tabela 2. Porównanie zawartości metali ciężkich w bioindykatorach w obszarach zanieczyszczonych 

oraz obszarach kontrolnych 

Heavy metal Pb Cd Zn Cu Fe Cr Ni As 

Moss bags 

Median 17.3 1.33 143 3.6 425 1.64 1.2 0.48 

Minimum 7.2 0.39 54 2.6 276 1.13 0.98 0.15 

Maximum 461 18.67 2352 8.6 3630 4.59 3.47 17.1 

Control 2.5 0.16 35 3.9 252 0.98 0.95 0.11 

Median/control 6.9 8.3 4.1 0.9 1.7 1.7 1.3 4.4 

P. schreberi 

Median 158 6.41 446 12.8 2710 6.38 4.45 1.47 

Minimum 48.8 3.27 129 6.4 1176 2.37 1.5 0.23 

Maximum 1096 17.7 1990 23.6 5431 22.5 12.3 19 

Control 3.1 0.16 42 4.2 243 2.2 1.37 0.21 


Scots pine 

Median 13 1.22 101 3.5 207 0.9 0.84 0.45 

Minimum 3.7 0.28 48 2.7 83 0.37 0.39 0.13 

Maximum 255 5.78 548 5.9 614 3.31 3.27 9.05 

Control 1.3 0.12 34 2.5 67 0.35 0.36 0.11 


Silver birch 

Median 14.8 2.88 838 5.9 214 1.28 1.37 0.37 

Minimum 4.1 0.75 253 4.4 99 0.86 0.61 0.11 

Maximum 255 8.61 2436 7.8 1398 3.99 7.15 6.44 

Control 1.7 0.19 321 3 75 0.66 0.68 0.1 


ing more effective adsorption and absorption of metals. Birch leaves accumulated somewhat 

more of metals than the pine needles. This applied to the reference trees and to the 

minimum, maximum, and median values for the trees from the polluted area. Exception ally 

high accumulation was determined for zinc, whose concentration in birch leaves was 5–8 

times higher than in the pine needles. Silver birch displays an exceptional association with 

zinc for the plant kingdom [Danny and Wilkins 1987; Dmuchowski et al. 2010]. The literature 

search has not shown any publication dealing with this phenomenon and explaining it. 

However the pine needles accumulated more arsenic than the birch leaves. 

175


The metals found in the moss originated from air pollution. The period of exposure of 

moss Pleurozium schreberi growing in the field, was about three years longer than the exposure 

the moss Sphagnum fallax used in the moss-bags transplant method. Mainly this 

methodological difference resulted in the higher accumulation of metals in the growing 

moss Pleurozium schreberi than in the moss-bag exposed Sphagnum fallax. The differences 

observed were particularly pronounced in accumulation of lead, chromium and copper. 

Table 3. Correlation coefficients between contamination for heavy metals in four bioindicators 

Tabela 3. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością metali ciężkich w czterech bioindykatorach 

Bioindicators Moss bags Silver birch Scots pine 

Pb 

Silver birch 0.73 

Scots pine 0.87 0.84 

P. schreberi 0.71 0.94 0.80 

Cd 



P. schreberi 0.68 0.49 0.65 

Zn 



P. schreberi 0.65 0.44 0.78 

Cu 



P. schreberi 0.25 0.43 0.47 

Fe 



P. schreberi 0.42 0.66 0.58 

Cr 



P. schreberi 0.07 -0.04 0.11 

Ni 



P. schreberi 0.04 0.06 0.03 

As 



P. schreberi 0.58 0.39 0.72 

Significant correlations at P


The periods of exposure of moss Sphagnum fallax in the moss-bag transplant method 

and of the birch foliage were similar, roughly three months. Birch foliage accumulated less 

lead, iron, chromium, nickel and arsenic, while it accumulated more zinc, and also cadmium 

and copper. This concerned all the values for the polluted area and for the reference 

samples. 

The region of Olkusz, and especially the surroundings of the lead and zinc foundry 

in Bukowno, should be considered as extremely strongly contaminated with heavy metals, 

in particular – with lead, cadmium, zinc and arsenic. 

Table 3 presents correlations coefficients between pairs of bioindication methods for 

each heavy metal separately. On the basis of these results we can observe very strong 

correlations for Pb, Cd and Zn i.e. metals which have high level of contamination. Correlations 

for heavy metals which are of lower level are weaker. The weakest correlations were 

observed between Cr and Ni. 

Table 4. Mean values of correlation coefficients for all pairs of bioindicators for each heavy metals 

Tabela 4. Średnie wartości współczynnika korelacji wszystkich par bioindykatorów dla średniej 

zawartości metali ciężkich 

Heavy metals Pb Cd Zn As Fe Cu Ni Cr 

Mean value of correlation coefficients 0.82 0.66 0.65 0.59 0.56 0.35 0.17 0.13 

Table 4 presents the mean values of correlation coefficients between all bioindication 

methods in terms of determining contamination with particular heavy metals. The 

average values of the Pearson correlation coefficient and of the determination coefficient 

over all the pairs of the bioindication methods for the individual heavy metals, ranked 

according to the strength of relationships, are presented from the strongest to the weakest 

correlation. 

Patterns of contamination for Pb and Ni for all bioindication methods are presented in 

the maps (Fig. 2). These two heave metals were chosen because they present quite opposite 

results for bioindication methods. 

The pattern of contamination for Pb (Fig. 2A) for all bioindicatation methods is very similar 

and the level of contamination is very high while for Ni (Fig. 2B) pattern of contamination 

for each method is various and the level of contamination is very low. 

177


A 

B 

Fig. 2. Contamination of the environment with Pb (A) and Ni (B) based on the accumulated concentration 

of this element in the bioindicators 

Rys. 2. Zanieczyszczenie środowiska Pb (A) i niklem (B) w oparciu o zakumulowane zawartości 

tych elementów w bioindykatorach 

4. CONCLUSIONS 

1. It was shown that the region of Olkusz, and especially the surroundings of the mining 

and metallurgic complex “Bolesław”, should be considered as extremely strongly contaminated 

with lead, cadmium and zinc. The thresholds of toxicity for plants, which are 

less sensitive to zinc than humans, have been exceeded in this area. 

2. The time period of exposure is the primary factor that determines the expression of the 

absolute level of environmental pollution through the concentration of accumulated heavy 

metals in the bioindicators. The level of accumulation also results from the specific features 

of the bioindication methods applied, followed by the source of contamination (air, 

soil) and the properties (morphological and anatomical structure) of the indicator species. 

3. The accumulation of metals was the highest in the moss Pleurozium schreberi, as 

shown by all the statistical indices used (mean values for all measurements, medians, 

minimum and maximum values). The exception was the concentration of zinc, which 

was the highest in the birch foliage. 

178


4. The strongest correlations between four bioindication methods were observed for the 

heavy metals with high contamination level (Pb, Cd). The weakest correlations were 

observed between heavy metals with low contamination level (Ni, Cr). 

5. Relationships between rate median/control (median of contamination level divided by 

contamination in not polluted area) and mean values of correlation coefficients is strong 

and positive. The lower rate median/control was observed the lower correlation between 

results of four bioindication methods, and vice versa the higher rate median/ 

control the higher correlation between the examined methods. 

REFERENCES 

DENNY H.J., WILKINS D.A. 1987. Zinc tolerance in Betula spp. New Phytol. 106: 517–524. 

DMOWSKI K., BADUREK M. 2002. Thallium contamination of selected plants and fungi 

in the vicinity of the Bolesław zinc smelter in Bukowno (S. Poland). Preliminary Study. 

Acta Biologica Cracoviensia, Series Botanica 44: 57–61. 

DMUCHOWSKI W. 2005. Use of plant bioindicators in assessment of environmental contamination 

with heavy metals. Reports of The Botanical Garden of The Polish Academy 

of Sciences, Series: Monographs and Treatises 7: 1–116. 

DMUCHOWSKI W., BACZEWSKA A.H., GOZDOWSKI D. 2010. Silver Birch (Betula pendula 

Roth.) as Zinc Hyperaccumulator. Proceedings of 15th International Conference 

on Heavy Metals in the Environment, Gdańsk 19–23.09.2010: 346–349. 

DMUCHOWSKI W., BYTNEROWICZ A. 1995. Biomonitoring of the environmental pollution 

in Poland using chemical analysis of Scots pine (Pinus silvestris L.) needles. Environ. 

Pollut. 87: 87–104. 

GODZIK B. 1993. Heavy metals content in plants from zinc dumps and reference areas. 

Polish Bot. Stud. 5: 113–132. 

GOODMAN G.T., ROBERTS T.M. 1971. Plants and soil as indicators of metals in the air. 

Nature 231,4: 287–292. 

GRODZIŃSKA K., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., GODZIK B. 1999. Survey of heavy metal 

deposition in Poland using mosses as indicators. Sci. Total Environ. 229: 41–51. 

PERKIN ELMER 1990. Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry. 

Bodenseewerk, Pub. B. 353: 233. 

PUCKETT K.J. 1988. Bryophytes and lichens as monitors of metal deposition. Bibliotheca 

Lichenologica 30: 231–267. 

WAWRZONIAK J. 2004. Forestt condition in Poland in 2003. Inspektorat Ochrony Środowiska, 

Warszawa. Biblioteka Monitoringu Środowiska: 7–8. 

WOLTERBEEK B. 2002. Biomonitoring of trace element air pollution: principles, possibilities 

and perspectives. Environ. Pollut. 120: 11–12. 

179


Ewa Hanus-Fajerska*, Joanna Augustynowicz*, Ewa Muszyńska**, 

Aleksandra Koźmińska*** 

ORGANIZMY PRZYDATNE W OCZYSZCZANIU ŚRODOWISKA 

Z NADMIERNYCH STĘŻEŃ PIERWIASTKÓW METALICZNYCH 

ORGANISMS USEFUL IN ENVIRONMENT REMEDIATION FROM 

EXCESSIVE CONCENTRATION OF METLLIC ELEMENTS 

Słowa kluczowe: Eucaryota, Procaryota, fitoremediacja, metale ciężkie, teren zanieczyszczony, 

układy symbiotyczne. 

Key words: Eucaryota, Procaryota, phytoremediation, heavy metals, polluted land, symbiotic 

interactions. 

Streszczenie 

W niniejszej pracy dyskutowano nad wpływem zanieczyszceń metalicznych na żyjące organizmy 

prokariotyczne i eukariotyczne. Przybliżono również tematykę związą z adaptacją 

określonych organizmów do stresu wywołanego obecnością metali ciężkich w środowisku. 

Tematyka prezentowanej pracy pozwala na pogłębienie wiedzy z zakresu mechnizmów 

i technologii fitoremediacji. 

Summary 

In the following publication the influence of metallic pollutants on living prokaryotic and eucaryotic 

organisms has been discussed. The other mentioned important issues were ad- 

* Dr inż. Ewa Hanus-Fajerska, dr Joanna Augustynowicz – Katedra Botaniki i Fizjologii 

Roślin, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 

31-425 Kraków; e-mail: e.hanus@org.ur.krakow.pl; augustyn@ogr.ur.krakow.pl 

** Mgr inż. Ewa Muszyńska – Studium Doktoranckie Uniwersytetu Rolniczego w Krakowie, 

Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy 

w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; e-mail: puzoneczka@gmail.com 

*** Inż. Aleksandra Koźmińska – Biotechnologia – Studia Międzywydziałowe, Uniwersytet Rolniczy 

w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; e-mail: ola.kozminska.88@gmail.com 

180

Organizmy przydatne w oczyszczaniu środowiska z nadmiernych stężeń pierwiastków... 

aptation of given organisms to heavy metal stress, along with improved understanding of 

phytoremediation mechanisms and technologies. 


Niewątpliwe zalety, które wynikają z ciągle trwającego postępu cywilizacyjnego nie 

umniejszają związanych z nim niebezpieczeństw. Sukcesywnie następuje zanieczyszczanie, 

bądź nawet lokalne skażanie środowiska przyrodniczego, co generuje również znaczne 

anomalie klimatyczne. Wymienione procesy stanowią bezpośrednie zagrożenie dla dobrobytu 

społeczeństw oraz zdrowia człowieka, przy czym problem osiągnął już rangę zagrożenia 

globalnego. W zależności od źródła emisji dochodzi do punktowego, liniowego lub 

powierzchniowego zanieczyszczenia poszczególnych elementów środowiska, które jest 

szczególnie nasilone na obszarach uprzemysłowionych. Obszary te stanowią jednocześnie 

szczególnie zaludnione miejsca globu, przy czym liczba ludności zamieszkującej te 

miejsca stale wzrasta [Brar i in. 2000, Millis i in. 2004, Kabata-Pendias i Mukherjee 2007, 

Szewczyk 2008]. 

Większość zanieczyszczeń gromadzą rośliny, zarówno te dziko rosnące, jak i ich gatunki 

oraz odmiany uprawiane w celach użytkowych [Antosiewicz 1992, Porębska i Gworek 

1999, Clemens 2006, Chaney i in. 2007]. Jest to zjawisko bardzo niekorzystne, ponieważ 

to właśnie rośliny stanowią podstawę łańcucha troficznego, a zatem za ich pośrednictwem 

substancje szkodliwe są przekazywane do organizmu człowieka. 

Spore niebezpieczeństwo dla zdrowia człowieka wynika z powszechnego skażenia 

substancjami powstającymi na drodze syntezy z ropy naftowej (np. polichlorowanymi bifenylami, 

PCB) lub produktami ich termicznej obróbki, obejmującymi np. wielopierścieniowe 

węglowodory aromatyczne (WWA). Do substancji szczególnie niebezpiecznych należą 

również związki metali. Problem z obecnością nadmiernego stężenia jonów metali w środowisku 

polega na tym, że w przeciwieństwie do skażeń organicznych nie mogą one być 

zdegradowane. W odniesieniu do potrzeb żywieniowych roślin pierwiastki metaliczne obejmują 

zarówno pierwiastki stanowiące niezbędne makro- (Ca, Mg) i mikroelementy (Fe, Cu, 

Zn, Mn, Mo, Ni), jak i pierwiastki balastowe (Pb, Cd. Hg). Toksyczny wpływ metali ciężkich 

nie jest zatem uzależniony od potrzeb organizmów w tym zakresie i dotyczy zarówno pierwiastków 

balastowych, które zaburzają czynności życiowe, jak i mikroelementów w razie 

znacznego przekroczenia ich optymalnej koncentracji [Trap i Karlson 2001, Rybka 2007, 

Appenroth 2010, Manahan 2010]. 

Pierwiastki metaliczne mogą stanowić naturalny element ekosystemów, jeżeli ich gromadzenie 

następuje w wyniku wietrzenia określonych skał macierzystych czy w wyniku 

erupcji wulkanicznych. Zanieczyszczenia antropogeniczne natomiast, znacznie groźniejsze 

w skutkach, są generowane w trakcie bytowej, przemysłowej, a także rolniczej działalności 

człowieka. Rolnictwo może stanowić źródło metali ciężkich, jeżeli zanieczyszczenia wyni- 

181

Ewa Hanus-Fajerska i in. 

kają ze stosowania określonych nawozów, pestycydów, czy też środków używanych w celu 

konserwacji żywności. Do groźnych zanieczyszczeń są zaliczane również odpady z intensywnej 

hodowli trzody chlewnej i drobiu oraz ścieki z zakładów przetwórczych. 

Na terenach zlokalizowanych wzdłuż autostrad i trakcji kolejowych do zanieczyszczenia 

dochodzi w efekcie awarii lub braku odpowiednich zabezpieczeń przewożonych materiałów. 

Uwalnianie metali ciężkich towarzyszy także procesowi spalania benzyny, ropy 

naftowej, oleju i węgla oraz powstaje w wyniku ścierania opon, nawierzchni dróg i przewodów 

trakcji elektrycznych. 

Wskutek opadania pyłów atmosferycznych niosących ładunek zanieczyszczeń, spływu 

ścieków lub pylenia ze zwałowisk lub osadników przemysłowych może na rozległych 

obszarach stopniowo dochodzić do znacznej degradacji gleb, zanieczyszczenia powietrza 

i wód. Dlatego na wymienionych terenach wody opadowe mogą stanowić dodatkowe źródło 

zanieczyszczeń powierzchni Ziemi [Kabata-Pendias i Pendias 1999, Dziadek i Wacławek 

2005, Gruca-Królikowska i Wacławek 2006]. 

Toksyczność związków metali wynika przede wszystkim z ich zdolności do tworzenia 

wiązań z grupami funkcyjnymi licznych enzymów i białek strukturalnych wszystkich organizmów. 

Ponadto jony niektórych metali, np. Cr(VI), mogą wykazywać silną aktywność 

oksydoredukcyjną, przyczyniając się tym samym do powstawania licznych dysfunkcji na 

tle mechanizmów rodnikowych, np. peroksydacji lipidów błonowych [Manahan 2010]. Rośliny, 

grzyby, organizmy grzybopodobne, zwierzęta i człowiek niejednakowo reagują na 

poszczególne jony metali. 

2. PRZYSTOSOWANIE ORGANIZMÓW JĄDROWYCH 

I BEZJĄDROWYCH DO ŚRODOWISK ZASOBNYCH W METALE 

W wyniku procesu ewolucji doszło do wyodrębnienia gatunków, podgatunków bądź 

ekotypów roślin naczyniowych, a także określonych taksonów innych organizmów eukariotycznych 

i gatunków oraz szczepów organizmów prokariotycznych, które wykształciły zróżnicowane 

mechanizmy adaptacyjne, umożliwiające im życie w środowiskach zasobnych 

w pierwiastki metaliczne [Baker 1981, Badura i in. 1977, Antosiewicz 1992, Badura 1997, 

Clemens i in. 2002, Bert i in. 2003, Clemens 2006]. 

Większość pierwiastków zgromadzona jest w podłożu, zatem do roślin naczyniowych 

wnika głównie za pośrednictwem roztworu glebowego. 

W pobieraniu jonów metali ciężkich przez korzenie tych roślin uczestniczą mechanizmy, 

które w trakcie ewolucji zostały przystosowane do przyswajania mikroelementów. Rośliny 

są jednocześnie poddawane również działaniu zanieczyszczeń atmosferycznych. Tempo 

pobierania pierwiastków metalicznych, a zatem ich wpływ na organizm rośliny naczyniowej, 

jest w dużej mierze zależne od formy, w jakiej pierwiastki te występują w podłożu. Zatem 

do istotnych czynników warunkujących ten proces należy skład jonowy roztworu i jego stę- 

182


żenie oraz odczyn, stopień napowietrzenia substratu, potencjał oksydoredukcyjny i zawartość 

materii organicznej w podłożu. 

Skoro proces prowadzący do konieczności reagowania roślin lądowych na stres rozpoczyna 

się w warstwie korzeniowej roślin bardzo istotnym czynnikiem jest aktywność mikroorganizmów 

i organizmów glebowych zasiedlających ryzosferę [Badura 1997, Gambuś 

i Rak, 2000, Millis i in. 2004, Škarpa i Hlušek 2007]. Na terenach zdegradowanych szczególnie 

ważna może okazać się obecność w podłożu określonych gatunków grzybów mikoryzowych 

[Turnau 1993, Leyval i in. 1997, Turnau i in. 2002]. Ze względu na obfitość łatwo 

dostępnych substancji pokarmowych w niezaburzonych siedliskach populacje mikroorganizmów 

i organizmów zasiedlających ryzosferę są liczne, a ich bioróżnorodność jest znaczna. 

W siedliskach skażonych natomiast następuje silne zachwianie równowagi w liczbie populacji 

poszczególnych organizmów, a także w ich strukturze. 

Prawidłowy rozwój roślin siedlisk zanieczyszczonych metalami ciężkimi jest w dużej 

mierze uzależniony od możliwości sprawnego funkcjonowania ekosystemów glebowych 

i stopnia ich wykształcenia [Badura i in. 1977, 1983a, Badura i Górska-Jędruszek 1983b, 

Turnau i Mesjasz-Przybyłowicz 2003, Jurkiewicz i in. 2004, Khan 2005, Usman i Mohamed 

2009]. Z tego względu w ostatnich latach biologiczne metody remediacji środowiska 

znacznie zyskują na znaczeniu, ponieważ nie tylko zapobiegają konieczności sterylizacji 

podłoża, a wręcz przeciwnie umożliwiają dynamiczny wzrost bioróżnorodności organizmów 

glebowych i liczebności osobników populacji makro- i mikrobioty [Wenzel i in. 2004, Ghosh 

i Singh 2005]. Symbioza mutualistyczna, polegająca na wytworzeniu mikoryz z korzeniami 

licznych gatunków roślin, stanowi czynnik oddziałujący na produktywność ekosystemów. 

W celu umożliwienia odbudowy zbiorowisk roślinnych na terenach silnie skażonych konieczne 

jest wprowadzenie odpowiednich propagul grzybów, zwłaszcza tych skutkujących 

wytworzeniem symbiozy arbuskularnej. Warunkiem powodzenia tego zabiegu jest zastosowanie 

odpowiednio wyselekcjonowanych szczepów, które będą przystosowane do wzrostu 

w skażonym podłożu, mikoryzacji korzeni i obniżenia szkodliwego wpływu toksycznych 

dla roślin stężeń pierwiastków lub związków zanieczyszczających substrat. Ich obecność 

w podłożu jest szczególnie ważna na terenach składowania materiałów poflotacyjnych, które 

są ubogie w biogeny, zwłaszcza w związki azotu i fosforu, przy czym jednocześnie cechuje 

je niska zdolność do retencji wodnej i wysokie stężenia metali ciężkich [Turnau i in. 

2002, Cabała i in. 2007]. Na przykład, podwyższoną tolerancję brzozy na wysokie stężenia 

cynku wykazano w przypadku symbiozy jej korzeni z Amanita muscaria i Paxillus involutus 

[Turnau 1993]. Po izolacji Rhizopogon roseolus i Suillus luteus z hałd cynkowych 

stwierdzono, że mufka grzybniowa odpowiada za efekt biofiltracji, przy czym poszczególne 

szczepy grzybów mikoryzowych mają różną zdolność wiązania metali i obniżania toksyczności 

podłoża. 

Różnice w efektywności detoksykacji obserwuje się również pomiędzy szczepami 

poszczególnych gatunków bakterii występujących na terenach skażonych [Badura 1997, 

183


Wenzel i in. 2004, Khan 2005, Usman i Mohamed 2009]. Wprowadzenie drzew na tereny 

zwałowisk poprodukcyjnych umożliwia poprawę struktury podłoża i zwiększenie w nim 

zawartości materii organicznej, co stwarza lepsze warunki rozwoju zarówno innym gatunkom 

roślin, jak i towarzyszącym im mikroorganizmom. Po osiągnięciu prawidłowo wykształconej 

mikoryzy, możliwości przetrwania roślin w toksycznych warunkach znacznie 

wzrastają, gdyż w wyniku stopniowej poprawy struktury podłoża następuje wzrost dostępności 

ubogiej puli pierwiastków biogennych. W konsekwencji następuje poprawa kondycji 

fizjologicznej roślin poprzez zmianę bilansu regulatorów wzrostu i rozwoju, obniżenie 

stresu związanego z niską zawartością wody, a także wzrost odporności na potencjalnie 

zagrażające roślinom patogeny. Na terenach zanieczyszczonych związkami metali ciężkich 

grzyby ektomikoryzowe, często wchodzące w mikoryzę z roślinami drzewiastymi, 

pojawiają się zwykle szybciej aniżeli grzyby arbuskularne, ponieważ wytwarzają drobne 

zarodniki łatwo rozprzestrzeniane przez wiatr. Witalność roślin rosnących w takich warunkach 

ulega poprawie, ponieważ następuje efektywne unieruchamianie związków metali 

ciężkich w obrębie grzybni i zahamowanie ich transferu do tkanek roślinnych [Leyval i in. 

1997, Turnau i in. 2002]. Prawidłowa selekcja szczepów grzybów przeznaczonych do inokulacji 

siewek przeznaczonych do wysadzania na tereny o zwiększonej zawartości metali 

ciężkich, pozwala zatem na szybszą stabilizację nasadzeń. Prócz tego, badania składu 

gatunkowego grzybów mikoryzowych mogą być również wykorzystane do oceny stopnia 

toksyczności podłoża oraz przeprowadzania weryfikacji doboru materiału roślinnego stosowanego 

w jego remediacji. 

W ekosystemach wodnych podwyższone stężenie metali ciężkich może być także przyczyną 

zmniejszenia różnorodności gatunkowej organizmów fotosyntetyzujących, takich jak 

rośliny eukariotyczne samożywne plechowce wodne, zwyczajowo określane jako glony, czy 

prokariotyczne sinice [Pawlik-Skowrońska 2002, Kalinowska i in. 2008]. 

W bioakumulacji związków metalicznych mają znaczenie niewymagające nakładów 

energii procesy fizykochemiczne (sorpcja), ale też procesy oparte na potencjale metabolicznym 

żywych organizmów. W grupie roślin naczyniowych odpornych na działanie jonów 

metali ciężkich znajdują się gatunki zarówno wolnopływające (Eichornia crassipes, Nymphaea 

spontanea, Lemna trisulca, Salvinia spp.), zanurzone (Hydrilla verticillata), jak i zakorzenione 

w osadzie dennym (Phragmites austarlis, Typha latifolia) [Dhote i Dixit 2009]. 

Organizmy prokariotyczne wykazują dużą zdolność sorpcji metali ciężkich, na przykład 

Anacystis nidulans i Spirulina platensis mogą akumulować znaczne ilości Ni, Chroococcus 

paris może wiązać jony Zn, Cu i Cd, a Aphanocapsa nidulans, A. cylindrica i Synechocystis 

aquatilis pobierają Cd z roztworu wodnego nawet w ilości 10–40 µmoli Cd/g s.m. (ok. 

1–4,5 mg Cd/ g s.m.). Za dużą pojemność sorpcyjną sinic odpowiada specyficzna budowa 

kompleksu ścianowo-błonowego, a także wysoka wartość stosunku powierzchni komórki 

do jej objętości. Istotne znaczenie w sorpcji powierzchniowej metali ma też grubość 

warstwy śluzów otoczkowych, które wiążą kationy metali dzięki licznym grupom karbok- 

184


sylowym wchodzącym w skład kwasów organicznych oraz karbonylowym i hydroksylowym 

należącym do cząsteczek sacharydów. Obecność sinic nie tylko wpływa na stężenie 

jonów metali w roztworze, ale również na ich przemieszczanie z toni wodnej do osadów 

dennych. W warunkach laboratoryjnych wyselekcjonowano szczepy kilku gatunków z rodzaju 

Synechococcus charakteryzujące się tolerancją na podwyższone stężenia Zn i Cd. 

Indukowane przez Cd i Zn białka sinic zawierają dużo cysteiny, lecz różnią się od metalotionein 

organizmów eukariotycznych obecnością aromatycznych reszt aminokwasowych 

[Skowroński i in. 2002]. Gatunki z rodzaju Anabaena, a także Anacystis nidulans, Microcystis 

aeruginosa, Nostoc muscorum, wydzielają związki chelatujące Fe i Cu, określane 

jako siderofory. Wykazano też, że tak zwane morskie kwasy huminowe, czyli substancje 

wydzielane podczas zakwitu Trichodesmium, mają zdolność kompleksowaniu Cd i Cu 

[Pawlik-Skowrońska 2002]. 

W odporności na metale gatunków glonów należących do różnych grup systematycznych 

istnieją bardzo duże różnice. Przykładowo, znane są gatunki okrzemek wykazujące 

dziesięciokrotnie większą odporność na Cu niż bruzdnice. Podobne różnice można nawet 

wykazać w odniesieniu do jednego rodzaju, czego przykład może stanowić rodzaj Euglena. 

Euglena mutabilis wykazuje dwukrotnie większą odporność na Cd, Ni i Al i osiemnastokrotnie 

większą odporność na Fe niż Euglena gracilis, która wykazuje natomiast dwukrotnie 

większą odporność na Cu niż E. mutabilis. W wodach zanieczyszczonych związkami 

metali ciężkich obficie występują nitkowate zielenice z rodziny Ulotrichales (Ulothrix spp., 

Klebsormidium spp.) z rodziny Chaetophorales (Stigeoclonium tenue), a także drobne zielenice 

z rodzajów Chlorella, Chlamydomonas, Chlamydocapsa, Oocystis i Scenedesmus 

[Skowroński i in. 2002]. 

3. PRAKTYCZNE WYKORZYSTANIE ROŚLIN DO OCZYSZCZANIA TERENÓW 

SKAŻONYCH METALAMI 

Skład chemiczny tkanek roślinnych nie jest jedynie uzależniony od właściwości podłoża, 

lecz także w znacznym stopniu od okresu ekspozycji populacji na szkodliwy poziom 

pierwiastków metalicznych [Badura 1997, Kabata-Pendias i Pendias 1999, Millis i in. 2004, 

Škarpa i Hlušek 2007]. Prócz badań mechanizmów rządzących przemianami substancji 

chemicznych i ich interakcji z żywymi organizmami niezbędne jest intensywne doskonalenie 

skutecznych i nieinwazyjnych metod oczyszczania terenów zdegradowanych. 

Metody remediacji, które polegają na zmianie właściwości fizykochemicznych substratu, 

jego filtracji czy parowaniu, doprowadzają do zniszczenia mikrobioty glebowej, ale jednocześnie 

ze względu na konieczność transportu ogromnych mas podłoża wymagają sporych 

nakładów finansowych. 

Oczyszczanie skażonych osadów wodnych, a także wód powierzchniowych i gruntowych, 

jest ogromnie trudne technicznie do przeprowadzenia. Technologia detoksykacji 

185


in situ fazy stałej lub płynnej z jonów metal ciężkich, substancji radioaktywnych oraz ze 

związków organicznych, która polega na wykorzystaniu odpowiednio dobranych szczepów 

bakterii, grzybów i taksonów roślin nie tylko nie jest tak kosztochłonna, a jednocześnie 

jest bardzo korzystna dla środowiska przyrodniczego. Do fitoremediacji wykorzystuje 

się rośliny wykazujące zdolność do akumulacji, degradacji bądź immobilizacji zanieczyszczeń 

i zdolne do stosunkowo szybkiego wzrostu i rozwoju w siedlisku skażonym [Porębska 

i Ostrowska 1999, Trap i Karlson 2001, Wenzel i in. 2004, Ghosh i Singh 2005, Shah 

i Nongkynrih 2007]. 

Fitoremediacja związków metali obejmuje: 

●● 

fitoekstrakcję, 

●● 

fitostabilizację, 

●● 

fitowolatyzację 

oraz 

●● 

ryzofiltrację. 

Fitodegradacja nie jest stosowana, ze względu na to, że związki metali nie podlegają 

metabolicznemu rozkładowi, tak jak substancje organiczne. 

Fitoekstrakcja. W fitoekstrakcji najczęściej stosowanej w celu oczyszczania podłoży 

skażonych związkami metali ciężkich lub substancjami radioaktywnymi, wykorzystuje się 

naturalną zdolność roślin z grupy hiperakumulatorów do gromadzenia w organach nadziemnych 

wysokich stężeń tych związków bez efektu toksyczności [Baker 1981, Shah i Nongkynrih 

2007]. Przy zastosowaniu tej technologii ważna jest łatwość zarówno uprawy, jak i zbioru 

roślin [Ghosh i Singh 2005, Marecik i in. 2006]. Do fitoekstrakcji Pb stosuje się Thlasp. 

rotundifolium, a do fitoekstrakcji Zn, Cd, Ni, Co, bądź Mn odpowiednie ekotypy T. caerulescens 

[Baker i in. 1994, Lasat i in. 1996, Perronnet i in. 2003, Comino i in. 2005]. W celu 

fitoekstrakcji Cu, Cd i Ni można zastosować liczne gatunki z rodzaju Alyssum [Broadhurst 

i in. 2004, Comino i in. 2005, Galardi i in. 2007], natomiast Arabidopsis halleri może zostać 

użyty w trakcie oczyszczania podłoża z Zn i Cd [Bert i in. 2000, 2003]. Z reguły powolny 

wzrost metalofitów, czyli gatunków roślin występujących na podłożu wzbogaconym geochemicznie 

w jony metali i wykazujących zdolność do ich selektywnej akumulacji, uważany jest 

jako czynnik limitujący wydajność procesu. Ważne są więc gatunki, które charakteryzuje 

szybkie tempo rozwoju organów wegetatywnych. Należy do nich Berkheya coddii – hiperakumulator 

niklu (Ni). Roślina ta mikoryzowana odpowiednimi szczepami grzybów wydatnie 

zwiększa produkcję biomasy i jednocześnie ilość gromadzonego w tkankach Ni [Turnau 

i Mesjasz-Przybyłowicz 2003]. Do fitoekstrakcji znieczyszczonych wód, prócz organizmów 

prokariotycznych i roślin niższych, mogą zostać wykorzystane rośliny naczyniowe, czego 

przykład może stanowić ostatnio opisany gatunek rzęśli długoszyjkowej (Callitriche cophocarpa), 

o niezwykle wysokim potencjale fitoremediacyjnym w odniesieniu do jonów Cr(VI) 

[Augustynowicz i in. 2010]. 

186


Alternatywne rozwiązanie stanowi wykorzystanie roślin o szybszym przyroście biomasy, 

pomimo niższego współczynnika biokoncentracji. W licznych jednostkach naukowych 

prowadzi się badania dotyczące możliwości wykorzystania w tym celu roślin zielnych i drzewiastych 

o bardzo zróżnicowanej przynależności systematycznej [Porębska i Gworek 1999, 

Porębska i Ostrowska 1999, Keller i in. 2003, Pulford i Watson 2003, Jurkiewicz i in. 2004, 

Rączka i Gawroński 2004, Meers i in. 2007, January i in. 2008, Usman i Mohamed 2009]. 

Ważny jest również poziom dostępności jonów metali dla roślin stosowanych w trakcie fitoekstrakcji. 

Frakcja biodostępna, czyli pula jonów dostępna dla roślin w określonych warunkach 

środowiskowych, nie obejmuje całkowitej zawartości pierwiastków metalicznych 

w podłożu i jest zwykle znacznie mniejsza. Wzrost biodostępności mógłby skrócić trwanie 

zabiegu, dlatego podejmowane są próby stosowania substancji chelatujących, co określane 

jest jako fitoekstrakcja wspomagana [Jurkiewicz i in. 2004, Karczewska i in. 2008, Usman 

i Mohamed 2009]. Jak już wyjaśniano, skład mikrobioty glebowej również wywiera istotny 

wpływ na efektywność fitoekstrakcji [Leyval i in. 1997, Turnau i in. 2002, Khan 2005, Kalinowska 

i in. 2008, Usman i Mohamed 2009]. 

Fitostabilizacja. W trakcie rekultywacji silnie skażonych terenów duże znaczenie ma 

fitostabilizacja, umożliwiająca wydatne ograniczenie przemieszczania jonów. Zmniejszenie 

dostępności pierwiastków metalicznych w środowisku zapobiega ich transferowi do kolejnych 

ogniw łańcucha pokarmowego oraz migracji toksycznych jonów do wód gruntowych. 

W metodzie tej wykorzystuje się gatunki roślin, które mogą przeprowadzać immobilizację 

jonów metali przez ich adsorpcję na korzeniach lub dzięki wytwarzaniu określonych eksudatów 

korzeniowych (aminokwasów, kwasów organicznych), powodując wytrącenie związków 

metali w postaci osadów bądź ich zmianę w formę mniej dostępną [Wenzel i in. 2004]. 

Zastosowanie fitostabilizacji pozwala na stopniowe odtworzenie pokrywy roślinnej, która 

pełni funkcje przeciwerozyjne i glebotwórcze, a tu umożliwia proces naturalnej kolonizacji 

obszarów poddanych tego rodzaju zabiegom. Z tego powodu fitostabilizacja jest szczególnie 

zalecaną metodą stabilizacji podłoża zwałowisk przemysłowych [Férot i in. 2006, Domínguez 

i in. 2009]. Często w tym celu wykorzystuje się gatunki naturalnie występujące 

na danym obszarze, czasem również mieszanki traw i roślin bobowatych oraz określone 

rośliny drzewiaste. W celu umocnienia skarp zbiorników wodnych najczęściej stosuje się 

trzciny (Phragmites spp.), pałki (Typha spp.) oraz inne gatunki roślin właściwe temu siedlisku 

[Pulford i Watson 2003, Ghosh i Singh 2005]. 

Fitowolatyzacja. Skażenie środowiska Hg stanowi duże zagrożenie. Do rekultywacji 

obszarów i wód skażonych Hg można stosować fitowolatylizację czyli fitoewaporację. 

Następuje wówczas pobranie pierwiastka przez rośliny i jego odparowanie w zmodyfikowanej 

i znacznie mniej toksycznej formie do atmosfery, gdzie ulega rozrzedzeniu [Ghosh 

i Singh 2005]. Formy nieorganiczne rtęci w wyniku działalności mikroorganizmów ulegają 

przekształceniu do niezwykle toksycznych i łatwo przyswajalnych przez organizmy 

żywe form metylowanych. Usuwanie związków Hg jest bardzo trudne, pomimo że znane 

187


są gatunki roślin zdolne do pobierania i akumulacji tego pierwiastka. Niestety nie mają 

one odpowiednich enzymów katalizujących reakcję redukcji Hg 2+ do Hg 0 . Stosuje się 

więc techniki inżynierii genetycznej, wprowadzając bakteryjne geny enzymów do organizmów 

roślinnych, dzięki czemu uzyskują one pożądaną cechę [Raskin i in. 1997, Marecik 

i in. 2006]. 

Ryzofiltracja. Przy oczyszczaniu powierzchniowych zbiorników wodnych z niewielkich 

stężeń jonów metali ciężkich lub związków radioaktywnych, można posłużyć się metodą 

fitofiltracji, w której wykorzystuje się zdolność korzeni do akumulowania zanieczyszczeń 

z roztworów [Ghosh i Singh 2005, January i in. 2008]. Rośliny stosowane do ryzofiltracji 

powinien charakteryzować szybki wzrost systemu korzeniowego i duża produkcja biomasy. 

W odniesieniu do roślin lądowych zalecane jest przygotowanie materiału w uprawie hydroponicznej. 

Korzyść wynikająca z zastosowania roślin lądowych jest związana z ich bardziej 

rozbudowanym systemem korzeniowym w porównaniu do roślin wodnych, co zwiększa 

efektywność pobierania zanieczyszczeń. W tej technologii stosuje się kapustę sitowatą 

(Brassica juncea), bieluń indiański (Datura innoxia), wiechlinę łąkową (Poa pratensis), mietlicę 

pospolitą (Agrostis capillaris), pontaderię gruboogonkową (Eichhornia crassipes), rzęsę 

drobną (Lemna minor), czy określone gatunki azolli (Azolla pinnata) i wąkroty (Hydrocotyle 

umbellata). Ryzofiltrację można również stosować do oczyszczania wód gruntowych oraz 

ścieków przemysłowych, kopalnianych i komunalnych. W celu utylizacji ścieków komunalnych 

coraz częściej są zakładane niewielkie oczyszczalnie przydomowe, których działanie 

oparte jest na wybranych rodzajach drzew, takich jak wierzby (Salix spp.) czy topole (Populus 

spp.) oraz roślinach typowych dla terenów podmokłych jak trzciny (Phragmites spp.), 

pałki (Typha spp.) i sitowia (Scirpus spp.). Do oczyszczania wód gruntowych przydatne są 

rośliny drzewiaste [Keller i in. 2003, Pulford i Watson 2003, Rączka i Gawroński 2004, Meers 

i in. 2007, Shah i Nongkynrich 2007, Dhote i Dixit 2009]. 

Fitoremediacja może być wykorzystywana jako odrębna technologia lub może stanowić 

uzupełnienie metod tradycyjnych. Kluczowy jest dobór materiału roślinnego przydatnego 

do określonych warunków prowadzenia zabiegu. Znane technologie fitoremediacji są łatwe 

w wykonaniu i wydatnie podnoszą walory estetyczne środowiska. Można je odpowiednio 

dobierać w celu oczyszczania niewielkich bądź bardzo dużych powierzchni [Ghosh i Singh 

2005, Chaney i in. 2007]. Na rozległych obszarach wzrost roślin mogą jednak utrudniać 

niekorzystne warunki środowiska, a zwłaszcza nieodpowiedni odczyn, niewielka zawartość 

substancji odżywczych, ekspozycja na silne nasłonecznienie i susza. Co więcej, w doborze 

odpowiedniego materiału roślinnego ciągle napotykane są znaczne trudności w trakcie 

oczyszczania podłoży i wód skażonych mieszaniną kilku związków, we wzajemnej interakcji 

[Keller i in. 2003, Kabata-Pendias i Mukherjee 2007, Shah i Nongkynrih 2007]. 

Nadal otwarta jest możliwość praktycznego wykorzystania genów odporności wyselekcjonowanych 

w trakcie procesu ewolucji z zastosowaniem technik biotechnologii roślin 

[Clemens i in. 2002, Eapen i D’Souza 2005]. 

188



ANTOSIEWICZ D. 1992. Adaptation of plants to an environment polluted with heavy metals. 

Act. Soc. Bot. Pol. 61: 281–299. 

APPENROTH K.J. 2010. What are “heavy metals” in Plant Sciences? Acta Physiol. Plant 

32: 615–619. 

AUGUSTYNOWICZ J., GROSICKI M., HANUS-FAJERSKA E., LEKKA M., WALOSZEK A., 

KOŁOCZEK H. 2010. Chromium(VI) bioremediation by aquatic macrophyte Callitriche 

cophocarpa Sendtn. Chemosphere 79: 1077–1083. 

BADURA L. 1997. Metale ciężkie w ekosystemach lądowych a ekotoksykologia. W: Drobnoustroje 

w środowisku, występowanie, aktywność i znaczenie. W. Barabasz (red.) AR 

Kraków: 13–21. 

BADURA L., DUNAJCZAK K., GALIMSKA-STYPA R. 1983a. Badania modelowe nad oddziaływaniem 

ołowiu na mikroorganizmy glebowe. Cz. I. Bakterie. Acta Biol. 12: 11–18. 

BADURA L., GALIMSKA-STYPA R., MROZOWSKA J. 1977. Wpływ cynku i miedzi na 

zmiany ilościowe i jakościowe zespołów bakterii glebowych w badaniach modelowych. 

Acta Biol. 4: 7–23. 

BADURA L., GÓRSKA-JĘDRUSZEK W. 1983b. Badania modelowe nad oddziaływaniem 

ołowiu na mikroorganizmy glebowe. Cz. II. Grzyby mikroskopowe. Acta Biol. 12: 20–34. 

BAKER A.J.M. 1981. Accumulators and excluders: Strategies in the response of plants to 

heavy metals. J. Plant Nutr. 3: 643–645. 

BAKER A.J.M. REEVES R.D., HAJAR A.S.M. 1994. Heavy metal accumulation and tolerance 

in British populations of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & Presl. (Brassicaceae). 

New Phytol. 127: 61–68. 

BERT V., MACNAIR M.R., DE LAGUERIE P., SAUMITOU-LAPRADE P., PETIT D. 2000. 

Zinc tolerance and accumulation in metallicolous and non metallicolous populations of 

Arabidapsis halleri (Brassicaceae). New Phytol. 146: 225–233. 

BERT V., MEERTS P., SAUMITOU-LAPRADE P., SALIS P., GRUBER W., VERBURGGEN 

N. 2003. Genetic basis of Cd tolerance and hyperaccumulation in Arabidapsis halleri. 

Plant Soil 249: 9–18. 

BRAR M.S., MALHI S.S., WIŚNIOWSKA-KIELIAN B., SINGH A.P., ARORA C.L., GILL K.S. 

2000. Effects of irrigation with contaminated sewage water on potentially toxic trace element 

contents in soil and potato plants in north-western India. Zesz. Prob. Post. Nauk 

Rol. 472: 103–114. 

BROADHURST C.L., CHANEY R.L., ANGLE J.S., MAGUEL T.K., ERBE E.F., MURPHY 

C.A. 2004. Simultaneous hyperaccumulation of nickel, manganese and calcium in Alyssum 

leaf trichomes. Environ. Sci. Technol. 38: 5797–5802. 

CABAŁA J., IDZIAK A., KONDRACKA M., KLECZKA M. 2007. Fizykochemiczne własności 

odpadów występujących w obszarach historycznej przeróbki rud Zn-Pb. Prace Na- 

189


ukowe GIG, Nr III: 141–152. 

CHANEY R.L., ANGLE J.S., BROADHURST C.L., PETERS C.A., TAPPERO R.V. 

SPARKS D.L. 2007. Improved understanding of hyperaccumulation yields commercial 

phytoextraction and phytomining technologies. Journal Environm. Qual. 36: 1429– 

1433. 

CLEMENS S. 2006. Toxic metal accumulation, responses to exposure and mechanisms of 

tolerance in plants. Biochimie 88: 1707–1719. 

CLEMENS S., PALMGREN M.G., KRAMER U. 2002. A long way ahead: understanding and 

engineering plant metal accumulation. Trends Plant Sci. 7: 309–315. 

COMINO E., WHITING S.E., NAUMANN P., BAKER A.J.M. 2005. Salt (NaCl) tolerance in 

the Ni hyperaccumulator Alyssum murale and the Zn hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. 

Plant Soil 270: 91–99. 

DHOTE S., DIXIT S. 2009. Water quality improvement trough macrophytes – a review. Environ. 

Monit. Assess (152): 149–153. 

DOMINGUEZ M.T., MADRID F., MARANON T., MURILLO J.M. 2009. Cadmium availability 

in soil and retention in oak roots. Chemosphere 76: 480–486. 

DZIADEK K., WACŁAWEK W. 2005. Metale w środowisku. Cz. I. Metale ciężkie (Zn, Cu, Ni, 

Pb, Cd) w środowisku glebowym. Chemia, Dydaktyka, Ekologia, Meteorologia 10: 33–44. 

EAPEN S., D’SOUZA S.F. 2005. Prospect of genetic engineering of plants for phytoremediation 

of toxic metals. Biotech. Adv. 23: 64–114. 

FEROT H., LEFEBRE C., GRUBER W., COLLIN C., DOS SANTOS A., ESCARRE J. 2006. 

Specific interactions between local metallicolous plants impove the phytostabilization 

of mine spoils. Plant Soil 282: 53–65. 

GALARDI F., CORRALES I., MEGONI A., PUCCI S., BARLETTI L., BARZANTI R., ARN- 

ETOLI M., GABBRIELLI R., GONELLI C. 2007. Intra-specific differences in nickel tolerance 

and accumulation in the Ni-hyperaccumulator Alyssum bertolonii. Environ. Exp. 

Bot. 60: 377–384. 

GAMBUŚ F., RAK M. 2000. Wpływ właściwości gleby na rozpuszczalność związków kadmu. 

Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 472: 251–257. 

GHOSH M., SINGH S.P. 2005. A review on phytoremediation of heavy metals and utilization 

of its byproducts. Appl. Ecol. Environ. Res. 3(1): 1–18. 

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

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

JANUARY M.C., CUTRIGHT T.J., VAN KEULEN H., WEI R. 2008. Hydroponic phytoremediation 

of Cd, Cr, Ni, As, and Fe: can Helianthus annuus hyperaccumulate multiple 

heavy metals? Chemosphere 70: 531–537. 

JURKIEWICZ A., ORŁOWSKA E., ANIELSKA T., GODZIK B., TURNAU K. 2004. The influence 

of miccorhiza and EDTA application on heavy metal uptake by different maize 

cultivars. Acta Biol. Crac. Ser. Bot. 46: 7–18. 

190


KABATA-PENDIAS A., MUKHERJEE A.B. 2007. Trace elements from soil to human. Springer-Verlag, 

Berlin, Heidelberg: 550. 

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

Naukowe PWN, Warszawa: 398. 

KALINOWSKA R., TRZCIŃSKA M., PAWLIK-SKOWROŃSKA B. 2008. Glony glebowe terenów 

pogórniczych skażonych metalami ciężkimi. Wiad. Bot. 53: 63–79. 

KARCZEWSKA A., SPIAK Z., KABAŁA C., SZOPKA K., JEZIERSKI P., KOCAN K., 2008. 

Ocena możliwości zastosowania metody wspomaganej fitoekstrakcji do rekultywacji 

gleb zanieczyszczonych emisjami hutnictwa miedzi. Wyd. Zante, Wrocław: 144. 

KELLER C., HAMMER D., KAYSER A., RICHNER W., MRODBECK M., SENNHAUSER 

M. 2003. Root development and heavy metal phytoextraction efficiency comparison of 

different plant species in the field. Plant Soil 249: 67–81. 

KHAN A.G. 2005. Role of soil microbes in the rizospheres of plants growing on trace metal 

contaminated soils in phytoremediation. J. Trace Elem. Med. Biol. 18: 355–364. 

LASAT M.M., BAKER A.J.M., KOCHIAN L.V. 1996. Physiological characterization of root 

Zn 2+ absorption and translocation to shoots in Zn hyperaccymulator and nonaccumulator 

species of Thlaspi. Plant Physiol. 112: 1715–1722. 

LEYVAL C., TURNAU K., HASELWANDTER K. 1997. Effect of heavy metal pollution on 

mycorrhizal colonization and function: physiological, ecological and applied aspects. 

Mycorrhiza 7: 139–153. 

MANAHAN S.E. 2010. Toksykologia środowiska. Wyd. Nauk. PWN: 530. 

MARECIK R., KRÓLICZAK P., CYPLIK P. 2006. Fitoremediacja – alternatywa dla tradycyjnych 

metod oczyszczania środowiska. Biotechnol. 74: 88–97. 

MEERS E., VANDECASTEELE B., RUTTENS A., VANGRONSVELD J., TRACK F.M.G. 

2007. Potential of five willow species (Salix spp.) for phytoextraaction of heavy 

metals. Environ. Exp. Bot. 60: 57–68. 

MILLIS P.R., RAMSEY M.H., JOHN E.A. 2004. Heterogeneity of cadmium concentration in 

soil as a source of uncertainity in plant uptake and its implication for human health risk 

assessment. Sci. Tot. Environm. 36: 49–53. 

PAWLIK-SKOWROŃSKA B. 2002. Tajemnice odporności glonów i sinic na toksyczne metale 

ciężkie. Kosmos. Prob. Nauk Biol. 51: 175–184. 

PERRONNET K., SCHWARTZ CH., MOREL J.L. 2003. Distribution of cadmium and zinc 

in the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens grown on multicontaminated soil. Plant 

Soil 249: 19–25. 

PORĘBSKA G., GWOREK B. 1999. Ocena przydatności roślin w remediacji gleb zanieczyszczonych 

metalami ciężkimi. Ochr. Środ. Zas. Nat. 17: 81–89. 

PORĘBSKA G., OSTROWSKA A. 1999. Heavy metal accumulation in wild plants: implications 

to phytoremediation. Pol. J. Environ. Stud. 8(6): 433–442. 

PULFORD I.D., WATSON C. 2003. Phytoremediation of heavy-metal contaminated land by 

191


trees – a review. Curr. Opin. Plant Biol. 12: 529–540. 

RASKIN I., SMITH R.D., SALT D.E. 1997. Phytoremediation of metals: using plants to remove 

pollutants from environment. Curr. Opin. Biotech. 8: 221–226. 

RĄCZKA M., GAWROŃSKI S. 2004. Ocena przydatności do fitoremediacji wybranych gatunkow 

drzew i krzewów ozdobnych z rodziny motylkowatych. Rocz. AR Pozn. Ogrod. 

356: 181–188. 

RYBKA A. 2007. Rekultywacja i rewitalizacja wybranych terenów poprzemysłowych zdegradowanych 

w wyniku katastrof ekologicznych związanych z funkcjonowaniem obiektów 

paliwowych na obszarach głównych zbiorników wód podziemnych w regionie świętokrzyskim. 

W: Rekultywacja i rewitalizacja terenów zdegradowanych. P. Goliński (red.). 

Wyd. Futura: 171–186. 

SHAH K., NONGKYNRIH J.M. 2007. Metal hyperaccumulation and bioremediation. Biol. 

Plant. 51(4): 618–634. 

SKARPA P., HLUSEK J. 2007. Effect of selected factors on the total content of heavy metal 

in soil. Ecol. Chem. Eng. 14(3/4): 397–404. 

SKOWROŃSKI T., KALINOWSKA R., PAWLIK-SKOWROŃSKA B. 2002. Glony środowisk 

zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Kosmos Prob. Nauk Biol. 51: 165–173. 

SZEWCZYK W. 2008. Wstępne wyniki oceny zdrowotności dębu szypułkowego na podstawie 

stopnia ubytku aparatu asymilacyjnego wybranych drzewostanów dębowych nadleśnictwa 

Chojna. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 531: 211–215. 

TRAP S., KARLSON U. 2001. Aspects of phytoremediation of organic pollutants. J. Soils 

Sed. 1: 1–7. 

TURNAU K. 1993. Mikoryza w siedliskach skażonych metalami toksycznymi. Wiad. Bot. 

37: 43–58. 

TURNAU K., JURKIEWICZ A., GRZYBOWSKA. 2002. Rola mikoryzy w bioremediacji terenów 

zanieczyszczonych. Kosmos. Prob. Nauk Biol. 51: 185–194. 

TURNAU K., MESJASZ-PRZYBYŁOWICZ J. 2003. Arbuscular mycorrhiza of Berkheya 

coddi and other Ni-Hyperaccumulating membersof Asteraceae from ultramafic soils in 

South Africa. Mycorrhiza 13: 185–190. 

USMAN A.R.A. MOHAMED H.M. 2009. Effect of microbial inoculation anf EDTA on the 

uptake and translocation of heavy metal by corn and sunflower. Chemosphere 76: 

839–899. 

WENZEL W.W., LOMBI E., ADRIANO D.C. 2004. Root and rizosphere process in metal hyperaccumulation 

and phytoremediation technology. W: Heavy metal stress in plant: 

from biomolecules to ecosystems. M.N.V. Prasad (red.). Springer-Verlag; Berlin, Heidelberg: 

313–345. 

192


Natalia Gmitrzuk* 

Wpływ roślinności na rozkład substancji 

ropopochodnych – potencjalne możliwości 

w podczyszczaniu wód opadowych 

Część I. Interakcje zachodzące w glebie skażonej 

substancjami ropopochodnymi 

Plants impact to degradation petroleum substances – 

potential opportunities to cleaning rainwaterS 

Part I. The interactions occurring in soil contaminated 

with petroleum substances 

Słowa kluczowe: substancje ropopochodne, biodegradacja, ryzosfera, mikroorganizmy. 

Key words: petroleum substances, biodegradation, rhizosphere, microorganisms. 

Streszczenie 

Tematem artykułu jest wpływ roślinności na rozkład substancji ropopochodnych przez żyjące 

wśród jej korzeni mikroorganizmy. 

W artykule zaprezentowano kilka prac badawczych wykonanych przez zagranicznych naukowców 

dotyczących tematu niniejszego artykułu. Cytowane badania były prowadzone 

w różnych warunkach i przy zastosowaniu różnych roślin, jednak otrzymane wyniki przedstawiają 

dość znaczący wpływ ryzosfery na żyjące w niej mikroorganizmy. 

Artykuł jest też studium do prowadzonych w warunkach półtechnicznych na terenie Instytutu 

Ochrony Środowiska - Państwowego Instytutu Badawczego badań, które są próbą 

wyselekcjonowania właściwej do wspomagania rozkładu substancji ropopochodnych 

roślinności. Roślinność ta mogłaby być użyta na poboczach oraz przydrożnych rowach 

i zbiornikach retencjonujących spływy z dróg i autostrad. 

* Mgr inż. Natalia Gmitrzuk – Zakład Systemów Ochrony Wód, Instytut Ochrony Środowiska - 

Państwowy Instytut Badawczy, ul. Kolektorska 4, 01-692 Warszawa; tel.: 22 833 42 41 w. 30; 

e-mail: n.gmitrzuk@ios.edu.pl 

193

Natalia Gmitrzuk 

Summary 

The subject of this article is the impact of vegetation on the distribution of petroleum substances 

by microorganisms which living among the roots. 

The article presents some researches done by foreign scientists on the topic of this article. 

Cited studies were carried out in different conditions and using various plants, but the results 

show a quite significant impact on the living rhizosphere microorganisms in it. 

The article is a study to being carried out researches in semi-technical conditions in Institute 

of the Environment - National Research Institute, which are an attempt to assist the 

selection of the appropriate hydrocarbon degradation of vegetation. This vegetation would 

be used at the roadside, and roadside ditches and reservoirs collecting drains with roads 

and highways. 


Zanieczyszczenia odprowadzane z wodami deszczowymi z dróg i autostrad to przede 

wszystkim zawiesiny, jednak wraz z nimi z nawierzchni spływają do gleb i wód również 

węglowodory, metale ciężkie, a w okresie roztopów dochodzą jeszcze chlorki. Aby zapobiec 

przedostawaniu się tych zanieczyszczeń do wód powierzchniowych i podziemnych, 

podejmowane są liczne przedsięwzięcia mające na celu ich zatrzymanie lub ograniczenie 

przez podczyszczanie. Jednym z takich przedsięwzięć może być zastosowanie roślin 

tworzących darń. Zagospodarowanie roślinnością trawiastą obiektów odwadniających infrastrukturę 

drogową, jest uzasadnione ograniczeniem ilości zanieczyszczeń w ściekach 

opadowych. 

W procesach pobierania przez tkanki roślinne metali ciężkich zmniejsza się ich zawartość 

w glebie, wodzie i powietrzu, przy zanieczyszczeniach ropopochodnych natomiast roślinność 

bierze pośrednio udział w ich rozkładzie. Redukcja substancji ropopochodnych 

w środowisku jest jednak bardziej złożona niż pobieranie pierwiastków przez rośliny, w trakcie 

redukcji zachodzą bowiem liczne procesy biochemiczne z udziałem różnych mikroorganizmów. 

Na podstawie informacji prezentowanych w niniejszym oraz w kolejnym numerze czasopisma 

„Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych”, przedstawiony zostanie wpływ roślinności 

na mikroorganizmy rozkładające substancje ropopochodne, zamieszkujące przestrzenie 

miedzykorzeniowe, tak zwaną ryzosferę. 

W warstwie powierzchniowej gruntu do 30 cm głębokości, która jest uważana za najlepiej 

natlenioną i najliczniej zasiedloną przez mikroorganizmy, następuje redukcja zanieczyszczeń. 

W zależności od pory roku odnotowano w niej redukcję ścieków opadowych, 

zawierających m.in. zawiesinę, której redukcja wynosiła od 41 do 94%, ołów – redukcja na 

poziomie od 30 do 100% oraz WWA – od 19 do 98% [Sawicka-Siarkiewicz 2004]. 

194

Wpływ roślinności na rozkład substancji ropopochodnych – potencjalne możliwości... 

Możliwości oczyszczania warstwy gleby przerośniętej korzeniami (a tym samym wody 

przez nią filtrowanej) oraz żyjące w niej mikroorganizmy i ich wpływ na rozkład zanieczyszczeń 

ropopochodnych są przedmiotem badań, których wyniki są prezentowane w czasopismach 

krajowych i zagranicznych np. Inżynieria Ekologiczna [Garbas i in. 2003] czy Petroleum 

Science [Wang i in. 2008]. 

W niniejszym artykule przedstawiono krótką charakterystykę interakcji zachodzących 

w skażonej glebie, optymalne warunki rozkładu związków ropopochodnych, jak również informacje 

dotyczące potencjalnych związków wydzielanych przez rośliny, mogących znacząco 

wpływać na rozkład substancji ropopochodnych przez mikroorganizmy. 

2. Charakterystyka problemu 

Substancje ropopochodne mające właściwości toksyczne i kancerogenne stanowią zagrożenie 

dla środowiska, a przede wszystkim dla zdrowia i życia człowieka. Aby dokładnie 

je scharakteryzować, należy wyjaśnić poszczególne nazwy i pojęcia użyte w niniejszym artykule. 

Będą tu bowiem występować zamiennie określenia substancje ropopochodne oraz 

węglowodory ropopochodne. 

W rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków, jakie 

należy spełniać przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi, oraz w sprawie substancji 

szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego (Dz.U. 2006, nr 137, poz. 984) 

używa się sformułowania „węglowodory ropopochodne”, które zastąpiło wyrażenie „substancje 

ropopochodne”, stosowane w poprzedniej wersji rozporządzenia z dnia 29 listopada 

2002 r. 

W literaturze krajowej występują również inne nazwy określające tę samą materię, 

a mianowicie „związki ropopochodne” oraz „zanieczyszczenia ropopochodne”. W literaturze 

zagranicznej natomiast funkcjonują: TPH (total petroleum hydrocarbons) oraz PHC 

(petroleum hydrocarbon contamination), w skład których wchodzą WWA – wielopierścieniowe 

węglowodory aromatyczne, inaczej zwane PAH (petroleum aromatic hydrocarbons). 

Zanieczyszczenia ropopochodne to przede wszystkim węglowodory, w skład których 

wchodzą alkany (zwane parafinami), alkeny (olefiny) oraz cykloalkany i węglowodory aromatyczne. 

Te ostatnie dzielą się na jednopierścieniowe węglowodory aromatyczne oraz 

wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne. Wszystkie one należą do niepolarnych i bardzo 

słabo rozpuszczalnych w wodzie związków, tworzących cienką warstwę na jej powierzchni 

[Zanieczyszczenia naftowe… 2000]. 

Powodem obecności węglowodorów na powierzchniach utwardzonych np. na parkingach, 

na stacjach paliw oraz na jezdniach i poboczach są przede wszystkim wycieki olejów, 

smarów z samochodów oraz pozostałości po startej nawierzchni bitumicznej i produkty 

niecałkowitego spalania, wydobywające się z rur wydechowych samochodów. Te dwa 

ostatnie zanieczyszczenia najczęściej wchodzą w skład zawiesin. 

195


W zależności od udziału atomów węgla budujących łańcuchy danych substancji rozróżnia 

się benzyny, o przeciętnej zawartości od 5 do 12 atomów węgla w cząsteczce, oraz 

oleje (np. napędowe, zawierające do 25 atomów węgla), które podlegają licznym podziałom 

skupiającym się na dwóch zasadniczych cechach, tj. ich zastosowaniu oraz pochodzeniu 

[Nechay, Szyprowska 2009; www.vestoil.com.pl/index.html]. Rozróżnia się także 

oleje silnikowe i przekładniowe, jak również smary – półpłynne produkty pochodzenia ropopochodnego. 

Do produktów, które mogą wydostawać się z pojazdów do środowiska zaliczyć należy 

również płyny hamulcowe i chłodnicowe, nie są to jednak zwykłe paliwa i oleje. 

Te powszechnie stosowane produkty składają się właśnie z substancji, w skład których 

wchodzą węglowodory ropopochodne, dostające się często do środowiska w sposób 

niekontrolowany. 

3. Interakcje substancji ropopochodnych i środowiska 

glebowego 

Odporność gleby na degradację, spowodowaną węglowodorami, metalami ciężkimi, jak 

również innymi substancjami, zależy od wielu czynników. Jednym z nich jest tzw. sorpcja glebowa, 

polegająca na zatrzymywaniu przez fazę stałą różnych jonów oraz cząsteczek wody 

i gazów. W zależności od pojemności sorpcyjnej gleb i minerałów różna jest ich odporność 

na degradację. Przykładowo pojemność sorpcyjna próchnicy wynosi 200 cmol/kg s.m., minerału 

ilastego (montmorylonitu) – 80 cmol/kg s.m., natomiast gleby bielicowej wytworzonej 

z piasku jedynie 1,08 do 2,22 cmol/kg s.m. Wynika stąd, że najszybciej oczyszczanymi 

w procesach biologicznych glebami będą zbudowane w przeważającej części z materiałów 

mineralnych gleby lekkie, o niewielkiej ilości próchnicy, od której w dużym stopniu zależy pojemność 

sorpcyjna (czyli wiązanie zanieczyszczeń i detoksykacja środowiska) [Fotyma, Mercik 

1995; Gleboznawstwo... 1998; Zanieczyszczenia naftowe… 2000]. Efekt zanieczyszczenia, 

a tym samym możliwość biodegradacji, mogą być różne w zależności od rodzaju gleby. 

Zarówno metale ciężkie, jak i węglowodory łatwiej da się usunąć ze środowiska, jeżeli 

nie są zaabsorbowane, jak ma to miejsce w glebach o dużej zawartości próchnicy lub minerałów 

ilastych. Mogą być wtedy łatwiej rozkładane, przetwarzane oraz pobierane przez 

różne organizmy. Ważne staje się więc określenie wyżej opisanej sorpcji gleby oraz składu 

granulometrycznego odpowiadającego w głównej mierze za jej pojemność wodną i powietrzną. 

Z tego powodu np. piaski jako gleby o dużej średnicy ziaren frakcji granulometrycznej 

są bardziej przewietrzone, co wpływa na wzrost aktywności i ilości znajdujących 

się w nich mikroorganizmów. Przekłada się to na zwiększenie możliwości usuwania węglowodorów 

ropopochodnych, natomiast w glebach żyznych lub gliniastych potencjał biodegradacji 

może być już znacznie mniejszy [Podstawy i skutki… 1999; Gleboznawstwo.... 

1998; Zanieczyszczenia naftowe.... 2000]. 

196


Charakteryzując glebę pod kątem jej właściwości mogących wpłynąć na rozkład węglowodorów, 

za ważny czynnik należy uważać tlen, którego obecność zależy m.in. od 

wspomnianej frakcji glebowej. Jest on potrzebny do rozkładu zanieczyszczeń, który zachodzi 

przy udziale mikroorganizmów. Problemem są jednak same substancje ropopochodne, 

które mogą ograniczać ilość tlenu w glebie przez zatykanie glebowych porów i przestrzeni 

między gruzełkami gleby, co odbija się również na jej pojemności wodnej. Często powstające 

w ten sposób warunki beztlenowe mogą zmieniać środowisko glebowe. 

Oprócz warunków glebowych ważny jest również klimat, w którym dana gleba występuje. 

Jest on głównym czynnikiem wpływającym na jej właściwości, a więc i na reakcje 

w niej zachodzące, tym samym na rozkład substancji ropopochodnych. 

W klimacie gorącym występuje wzmożona biodegradacja, natomiast w zimnym rozkład 

następuje bardzo wolno, a substancje w dużym stopniu rozprzestrzeniają się z wodą lub 

wsiąkają w głąb profilu glebowego. Przekłada się to także na pory roku w klimacie umiarkowanym, 

w jakim znajduje się Polska np. przy wysokich temperaturach – latem, zachodzi 

parowanie substancji lekkich oraz wsiąkanie reszty związków. 

Humifikacja i mineralizacja to kolejne etapy redukcji substancji ropopochodnych, przy 

czym stopień humifikacji w wysokich temperaturach dochodzi do 40%, natomiast w klimacie 

chłodnym i wilgotnym jest o połowę mniejszy. 

Ropopochodne niszczą również inne właściwości fizykochemiczne gleby, do których 

należą układy koloidalne. Obecność substancji ropopochodnych ogranicza wymianę jonową 

oraz pochłanianie i oddawanie wody przez koloidy glebowe, co z kolei negatywnie 

wpływa na pojemność sorpcyjną. Także odczyn gleby ulega zmianie w kierunku odczynu 

kwaśnego (pH od 5,4 do 6,0), co może uaktywniać metale ciężkie. Spotyka się również 

doniesienia o możliwości alkalizowania środowiska w trakcie degradacji ropopochodnych 

(może to być spowodowane sezonowym rozkładem materii organicznej, gdzie pierwszy 

etap charakteryzuje zwiększona produkcja amoniaku) [Siuta 2003; Steliga i in. 2003; Zanieczyszczenia 

naftowe... 2000]. 

Problem wzajemnego oddziaływania na siebie gleby oraz substancji ropopochodnych 

jest więc bardzo złożony. Wymaga uwzględnienia wielu czynników i odpowiedniego ich 

połączenia. Opisane wyżej właściwości gleby warunkują rozkład węglowodorów, ale też 

charakteryzują warunki i zjawiska tam zachodzące. Stają się więc wskaźnikami pośrednio 

odzwierciedlającymi życie roślin i mikroorganizmów w danym skażonym środowisku. 

4. Możliwości udziału roślin w oczyszczaniu środowiska 

z substancji ropopochodnych 

Możliwości udziału roślin w usuwaniu związków ropopochodnych są praktycznie znikome, 

jednak wydzielane do środowiska glebowego substancje korzeniowe nadają im duże 

znaczenie. 

197


Poniżej zaprezentowano potencjał tkwiący we współzależnościach pomiędzy opisywanymi 

dwoma królestwami: roślinami i mikroorganizmami rozkładającymi substancje ropopochodne. 

Dzięki nim, przy właściwym doborze roślin, możliwe byłoby poprawienie jakości 

naszego środowiska. 

Substancje wydzielane przez korzenie są dla bakterii źródłem składników nieosiągalnych 

w glebie bez roślinności. Zdarza się, że ich budowa jest zbliżona do zanieczyszczeń 

organicznych np. węglowodorów aromatycznych, tak więc mikroorganizmy żyjące w takiej 

ryzosferze w pewien sposób mogą być przystosowane lub uodpornione na toksyczne działanie 

ropopochodnych. Do przykładowych substancji wydzielanych przez rośliny, należą 

m.in. kumaryny oraz flawonoidy (rys. 1) [Escalante-Espinosa i in. 2005; Wang i in. 2008]. 

a) b) c) d) 

Rys. rys. 1. 1. Rodzaje Rodzaje związków wydzielanych przez przez rośliny: a) a) kumaryna, b) b) flawon flawon oraz oraz budowa wybranych 

d) fenantren. WWA: c) naftalen, d) fenantren 

wybranych WWa: 

c) naftalen, 

Fig. 1. the The types of compounds exuding by plants: a) coumarin, b) the flavone and the construction construction 

naphthalene, of selected d) PAHs: phenanthrene. c) naphthalene, d) 

of selected 

Pahs: c) phenanthrene 

Usuwanie węglowodorów z gruntu, a dokładnie ich rozkład przez mikroorganizmy, 

Usuwanie węglowodorów z gruntu, a dokładnie ich rozkład przez mikroorganizmy, może 

może mieć również duży związek z cyklem życiowym samych roślin, czyli z okresem ich 

wegetacji. Może się to wiązać z różnym wydzielaniem substancji korzeniowych, a przez to 

mieć również duży związek z cyklem życiowym samych roślin, czyli z okresem ich 

z różną aktywnością bakterii. Potwierdzają to autorzy prac, które zaprezentowane będą w II 

wegetacji. Może się to wiązać z różnym wydzielaniem substancji korzeniowych, a przez to 

części tego artykułu, w kolejnym numerze „Ochrony Środowiska i Zasobów Naturalnych”. 

z różną Ryzosfera aktywnością jest obszarem bakterii. zapewniającym Potwierdzają właściwą to autorzy wilgotność prac, (polepszenie które zaprezentowane wilgotności będą w II 

nawet do 5% w stosunku do gleb bez darni) oraz składniki odżywcze [Escalante-Espinosa 

części tego artykułu, w kolejnym numerze „Ochrony Środowiska i Zasobów Naturalnych”. 

Ryzosfera jest obszarem zapewniającym właściwą wilgotność (polepszenie wilgotności 

i in. 2005; Phillips 2009]. Wzrost korzeni oraz ich śmierć powoduje również poprawę warunków 

tlenowych, przyczyniając się do zwiększenia ilości mikroorganizmów, a tym samym do 

zwiększenia rozkładu węglowodorów ropopochodnych. Mikroorganizmy wytwarzają różne 

nawet do 5% w stosunku do gleb bez darni) oraz składniki odżywcze [escalante-espinosa i in 

substancje, które ułatwiają im rozkład omawianych związków. W przebadanych glebach 

2005; Phillips 2009]. Wzrost korzeni oraz ich śmierć powoduje również poprawę warunków 

tlenowych, przyczyniając się do zwiększenia ilości mikroorganizmów, a tym samym do 

oznaczano np. biosurfaktanty – substancje powierzchniowo czynne, zmniejszające napięcie 

międzyfazowe. Są to związki, które jako pierwsze działają na substancje ropopochodne, 

emulgując je, a tym samym ułatwiając dostęp kolejnym mikroorganizmom do rozkładu 

zwiększenia rozkładu węglowodorów ropopochodnych. Mikroorganizmy wytwarzają różne 

łańcuchów węglowych [Grabas i in. 2003; Papciak, Zamorska 2001]. 

substancje, które ułatwiają im rozkład omawianych związków. W przebadanych glebach 

Innymi ważnymi substancjami, które świadczą o aktywności mikroorganizmów są enzymy. 

Potwierdzono, że na stanowiskach skażonych substancjami ropopochodnymi obsa- 

oznaczano np. biosurfaktanty – substancje powierzchniowo czynne, zmniejszające napięcie 

międzyfazowe. Są to związki, które jako pierwsze działają na substancje ropopochodne, 

198 

emulgując je, a tym samym ułatwiając dostęp kolejnym mikroorganizmom do rozkładu 

łańcuchów węglowych [grabas i in. 2003; Papciak, zamorska 2001.].


dzonymi roślinnością wzrost dehydrogenaz był od 1,61 do 2,20 razy większy niż na glebie 

bez roślin, natomiast wzrost katalaz do 0,93 razy [Wang i in. 2008]. 

Mikroorganizmy wydzielają, oprócz wyżej wymienionych czynników, również swoiste 

związki chroniące rośliny przed stresem spowodowanym zanieczyszczeniami. Będą to np. 

antybiotyki, mogące zabezpieczać osłabione zanieczyszczeniami rośliny przed różnymi 

patogenami. 

Wspólne tolerowanie zanieczyszczeń, a w konsekwencji umiejętne ich wykorzystanie, 

umożliwiły pewną formę symbiozy między mikroorganizmami i roślinami, zwanymi czasem 

naftofitami. Rośliny te tolerują duże stężenia ropopochodnych, a ich rozrastające się 

w gruncie korzenie zapewniają miejsce do życia mikroorganizmom (w tzw. ryzosferze). Mikroorganizmy 

konsekwentnie pozbywają się skażenia w trakcie różnych procesów biochemicznych, 

tym samym oczyszczają środowisko oraz poprawiają miejsce bytowania innych 

organizmów wyższych. 

Ilość mikroorganizmów w jednym gramie gleby z pozbawionego roślinności obszaru, 

a więc i bez ryzosfery, jest od 10 do 100 razy mniejsza niż z obszaru zajętego przez rośliny 

[Gerhardt Karen i in. 2009]. W glebie zawierającej dużo korzeni populacja bakterii może 

osiągnąć miano 10 12 komórek/g gleby. 

Do najczęściej oznaczanych mikroorganizmów odnajdowanych w środowiskach zanieczyszczonych 

ropopochodnymi należą m.in. bakterie z rodzaju: Pseudomonas, Acetobacter, 

Corynebacterium oraz grzyby, np. z rodzaju: Candida i Aspergillus [Kołoczek, Kaszycki 

2004; Mohsenzadeh 2010; Nowak 2008; Papciak, Zamorska 2001, 2004; Zanieczyszczenia 

naftowe... 2000], przy czym bakterie najskuteczniej rozkładają ropopochodne. Nowak [2008] 

podaje, że najliczniejszymi szczepami z przebadanych zaolejonych próbek okazały się być 

bakterie z rodzaju Arthrobacter, natomiast najbardziej aktywne w biodegradacji węglowodorów 

ropopochodnych okazały się być bakterie m.in. z rodzaju Pseudomonas i Arthrobacter. 

Optymalne pH dla mikroorganizmów rozkładających ropopochodne mieści się od 5,5 

do 8. Wszystkie wyżej wymienione mikroorganizmy są tlenowe lub fakultatywne (obligatoryjnie 

beztlenowe). Mikroorganizmy beztlenowe również potrafią rozkładać węglowodory, 

jednak odbywa się to 4 razy wolniej niż w środowisku tlenowym. Rozkładane w środowisku 

beztlenowym substancje to głównie benzen, toluen, etylobenzen, ksylen (BTEX) oraz heksadekan 

i naftalen [Kołoczek, Kaszycki 2004; Nowak 2008]. 

Substancje, jakie wydzielają rośliny do gruntu, oraz odpowiednie natlenienie i wilgotność 

w glebie przerośniętej korzeniami stwarzają lepsze środowisko do bytowania mikroorganizmów 

mogących rozkładać więcej substancji ropopochodnych niż w miejscach bez 

roślinności. Informacje te w przyszłości mogą umożliwić wyłonienie roślin, które wydzielają 

do środowiska substancje (np. kumaryny), podobne w budowie np. do WWA, bądź też roślin 

mające dużą masę korzeniową lub predyspozycje do porastania terenów z ograniczoną ilością 

tlenu. Jak wynika z prezentowanego artykułu, degradacja związków ropopochodnych 

zachodzi w ryzosferze roślin i zależy od wielu czynników. 

199


5. Podsumowanie 

Usuwanie węglowodorów ze środowiska za pośrednictwem roślin i mikroorganizmów 

warte jest rozpatrzenia, ponieważ wykorzystanie najprostszych rozwiązań, jakie podsuwa 

nam przyroda, może w przyszłości przynieść wymierne korzyści. Udział roślin w podczyszczaniu 

ścieków sprawdził się już m.in. w hydrofitowych oczyszczalniach ścieków 

bytowych. 

Niewiele jest w polskiej literaturze publikacji dotyczących zagadnień związanych z fitoremediacją 

substancji ropopochodnych. Jeszcze mniej jest publikacji prezentujących badania 

zgłębiające wiedzę na ten temat, a te które są przedstawiają głównie wyniki z prac 

zagranicznych. Może więc warto zwrócić uwagę na potencjał roślin w stymulowaniu mikroorganizmów 

rozkładających substancje ropopochodne i podjąć działania mające na celu 

ich wdrożenie np. do podczyszczania spływów powierzchniowych z dróg i autostrad. 


Escalante-Espinosa E., Gallegos-Martınez M.E., Favela-Torres E., Gutierrez-Rojas 

M. 2005. Improvement of the hydrocarbon phytoremediation rate by 

Cyperus laxus Lam. inoculated with a microbial consortium in a model system. Chemosphere 

Vol. 59, Issue 3: 405–413. 

Fotyma M., Mercik S. 1995. Chemia rolna. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. 

Gerhardt Karen E., Huang Xiao-Dong, Glick Bernard R., Greenberg 

Bruce M. 2009. Phytoremediation and rhizoremediation of organic soil contaminants: 

Potential and challenges, Plant Science Vol. 176, Issue 1: 20–30. 

Gleboznawstwo. 1998. (Red. R. Turski) Wydawnictwo Akademii Rolniczej w Lublinie, 

Lublin. 

Grabas K., Kołwzan B., Śliwka E. 2003. Zastosowanie surfaktantów do stymulacji 

biodegradacji produktów naftowych. Inżynieria Ekologiczna nr 8 „Technologie odolejania 

gruntów, odpadów, ścieków”. Warszawa. 

Kołoczek H. Kaszycki P. 2004. Biologiczne mechanizmy oczyszczania skażeń organicznych 

w glebie: 28–40, Akademia Rolnicza, Kraków. 

Mohsenzadeh F., Nasseri S., Mesdaghinia A., Nabizadeh R., Zafari D, Khodakaramian 

G., Chehregani A. 2010. Phytoremediation of petroleum-pollutedsoils: 

Application of Polygonum aviculare and itsroot-associated (penetrated) fungal 

strains for bioremediation of petroleum-pollutedsoils. Ecotoxicology and Environmental 

Safety. Vol. 73, Issue 4: 613 – 619. 

Nowak J. 2008. Bioremediacja gleb z ropy i jej produktów. Biotechnologia 1 (80): 97–108. 

Nechay A., Szyprowska E. 2009. Badanie osadów powstających w procesie oczyszczania 

ścieków opadowych. Instytut Ochrony Środowiska. Warszawa; maszynopis. 

200


Papciak D., Zamorska J. 2004. Możliwość zastosowania biopreparatu DBC-Plus 

do wspomagania procesów biodegradacji substancji ropopochodnych. Zeszyty naukowe 

Politechniki Rzeszowskiej nr 218. Rzeszów. 

Papciak D., Zamorska J. 2001. Wybrane zagadnienia biotechnologii środowiskowej. 

Oficyna Wydawnicza Politechniki Rzeszowskiej, Rzeszów. 

Phillips L.A., Greer C.W., Farrell R.E., Germida J.J. 2009. Field-scale assessment 

of weathered hydrocarbon degradation by mixed and single plant treatments. Applied 

Soil Ecology Volume 42, Issue 1: 9–17. 

Podstawy i skutki chemizacji agroekosystemów. 1999. Red. Filipek Wydawnictwo Akademii 

Rolniczej w Lublinie. Lublin. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków, 

jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub ziemi, oraz w sprawie 

substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego (Dz. U. nr 137, 

poz. 984 z póź. zm.). 

Sawicka-Siarkiewicz H. 2004. Ograniczenie zanieczyszczeń w spływach powierzchniowych 

z dróg. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa. 

Siuta J. 2003. Ekologiczne, technologiczne i prawne aspekty rekultywacji gruntów zanieczyszczonych 

produktami ropy naftowej. „Technologie odolejania gruntów, odpadów, 

ścieków”. Inżynieria Ekologiczna nr 8, Warszawa. 

Steliga T., Kapusta P., Żak H. 2003. Biodegradacja substancji ropopochodnych w odpadach 

kopalnianych z zastosowaniem bakterii autochtonicznych. Inżynieria Ekologiczna 

nr 8, Warszawa. 

Wang Jing, Zhang Zhongzhi, Su Youming, He Wei, He Feng and Song Hongguang. 

2008. Phytoremediation of petroleum polluted soil. Petroleum Science Vol. 

5, Issue 2: 167–171. 

Zanieczyszczenia naftowe w gruncie. 2000. Red. J. Surygała. Oficyna Wydawnicza Politechniki 

Wrocławskiej, Wrocław. 

http://www.vestoil.com.pl/index.html 

201


Kajetan Dzierżanowski*, Stanisław W. Gawroński* 

Analiza zawartości metali ciężkich w glebie i liściach 

mniszka lekarskiego w sąsiedztwie ruchliwej ulicy 

miejskiej przy użyciu przenośnego spektrometru XRF 

Analysis of Heavy Metals content in soil and dandelion 

leaves in the vicinity of a busy urban street using a 

handheld XRF spectrometer 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, zanieczyszczenia komunikacyjne, gleba, mniszek lekarski. 

Key words: heavy metals, transport pollution, soil, dandelion. 

Streszczenie 

Transport drogowy jest głównym źródłem metali ciężkich w terenie zurbanizowanym, dlatego 

gleby sąsiadujące z jezdniami są znacznie bardziej zanieczyszczone niż gleby na 

stanowiskach bardziej oddalonych. Podwyższone stężenie metali ciężkich stanowi niebezpieczeństwo 

dla mieszkańców, którzy przebywają w pobliżu jezdni, gdzie pył z zanieczyszczonej 

gleby może być unoszenia przez ruch powietrza. Rośliny zmniejszają to zagrożenie 

przez akumulację zanieczyszczeń na powierzchni liści, pobieranie jonów z roztworu 

glebowego i ograniczanie unoszenia pyłu z powierzchni gruntu. Przeprowadzono badania 

mające na celu określenie zawartości metali ciężkich w glebie i liściach mniszka lekarskiego 

pobranych z różnych odległości od źródła emisji – jezdni. Celem pośrednim była ocena 

przydatności przenośnego spektrometru XRF do tego typu badań środowiskowych, mimo 

dość wysokich poziomów detekcji poszczególnych pierwiastków. 

Stężenie metali różniło się na różnych odległościach od jezdni zarówno w glebie, jak i w liściach 

mniszka. Stwierdzono przekroczenie wartości dopuszczalnych dla ołowiu (1–1,5 m 

od krawędzi jezdni) i baru (1–7 m od krawędzi jezdni). Wykorzystany w badaniach spektro- 

* Mgr inż. Kajetan Dzierżanowski, prof. dr hab. Stanisław W. Gawroński – Samodzielny 

Zakład Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego 

w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 21 15, 22 593 20 82; 

e-mail: kajetan_dzierzanowski@sggw.pl; stanislaw_gawronski@sggw.pl 

202

Analiza zawartości metali ciężkich w glebie i liściach mniszka lekarskiego w sąsiedztwie... 

metr XRF okazał się przydatnym narzędziem do oceny zawartości wybranych metali ciężkich 

w terenach zurbanizowanych, jednak niektóre ważne metale, jak na przykład kadm, 

nie są wykrywane. 

Summary 

Road transport is a major source of heavy metals in urban area, thus soils in close vicinity 

of streets are much more polluted than at more distant sites. Elevated concentrations 

of heavy metals are dangerous for inhabitants, if their activity is performed close to the 

street, where polluted soil dust is easily blown out by wind. Plants decrease this danger by 

accumulating pollutants on their surface, uptaking ions from soil solution and limiting the 

dust blowing from the ground. Research has been carried out to check the concentration 

of heavy metals in roadside soils and dandelion leaves collected from different distance 

to the source of emission – street. The indirect purpose was to check if a handheld XRF 

spectrometer can be useful in this kind of environmental analysis, even though it has quite 

high detection limits. 

Metal concentrations varied depending on the distance to road edge, both in soil and 

leaves. Limit values in soil for urban areas were exceeded for lead (1–1.5 m from road 

edge) and barium (1–7 m from the road edge). Used handheld XRF spectrometer appeared 

to be useful for screening the concentration of selected elements in urban area, while some 

important metals, such as cadmium, are not detectable. 


Postępująca urbanizacja i wzrost liczby samochodów w ostatnich dekadach wpływają 

bardzo niekorzystnie na stan środowiska w miastach, zarówno powietrza, jak i gleby. Pyły 

emitowane przez środki komunikacji zawierają wiele niekorzystnych dla zdrowia substancji, 

w tym metale ciężkie [Ariola i in. 2006]. Znaczna część emitowanych pyłów jest deponowana 

na powierzchni gruntów i roślin w pobliżu źródła emisji. 

Metale ciężkie mogą stanowić zagrożenie dla środowiska, w tym dla zdrowia człowieka, 

jeśli ich stężenie jest podwyższone [Järup 2003]. 

Gleby sąsiadujące z ruchliwymi trasami komunikacyjnymi są szczególnie narażone na 

podwyższone stężenie metali ciężkich, nawet na terenie miast [Plak i in. 2010]. Zawartość 

niektórych jonów może w niektórych wypadkach przekraczać dopuszczoną prawem zawartość 

dla obszarów zurbanizowanych (tab. 1). Powodem tego jest długotrwały proces kumulacji 

w glebie, zapewniony przez ciągłą emisję zanieczyszczeń w ruchu ulicznym. 

203

Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński 

Tabela 1. Dopuszczalne stężenia metali ciężkich w powierzchniowej warstwie gleby w terenie 

zurbanizowanym [Rozporządzenie… 2002] oraz poziomy detekcji spektrometru XRF 

[www.innovx.com] w mg·kg -1 s.m. 

Table 1. Limit concentrations of heavy metals in the topsoil in urban area [Rozporządzenie… 2002] 

and detection limits of XRF spectrometer [www.innovx.com] presented in mg·kg -1 DW 

Metal 

Dopuszczalne 

stężenie 

Poziom detekcji 

XRF 

Arsen 20 < 5 

Bar 200 < 20 

Chrom 150 < 10 

Cyna 20 < 20 

Cynk 300 < 5 

Kadm 4 < 10 

Kobalt 20 < 10 

Miedź 150 < 10 

Molibden 10 < 5 

Nikiel 100 < 10 

Ołów 100 < 5 

Rtęć 2 < 5 

Antymon – < 20 

Mangan – < 10 

Tytan –


W badaniach środowiskowych wykorzystuje się wiele metod analitycznych do oznaczenia 

stężenia metali ciężkich. Większość z nich to czasochłonne i kosztowne analizy chemiczne. 

Wykorzystanie przenośnych spektrometrów XRF pozwala na ograniczenie kosztów 

i szybką analizę stężenia wielu pierwiastków w próbach środowiskowych, nawet in situ, 

a przy dużych zawartościach metali uzyskuje się wysoką precyzję pomiaru, porównywalną 

z analizą GAAS [Halimaa i in. 2009]. Na podwyższenie poziomu detekcji a zarazem zmniejszenie 

dokładności pomiaru może jednak wpłynąć niski stopień zagęszczenia próby, niskie 

stężenie metalu i obecność wielu metali prowadząca do powstawania interferencji spektralnych, 

czego efektem jest między innymi słaba wykrywalność kadmu przy dużej zawartości 

żelaza [www.innovx.com]. Przybliżone poziomy detekcji poszczególnych pierwiastków są 

określone przez producenta (tab. 1), ich wysokość natomiast może ulegać zmianie wskutek 

wyżej wymienionych czynników. 

2. CEL, MATERIAŁY I METODY 

Głównym celem omawianych w pracy badań było oznaczenie stężenia metali ciężkich 

w powierzchniowej warstwie gleby w sąsiedztwie ruchliwej ulicy oraz w liściach, rosnącego w 

tej glebie, mniszka lekarskiego, w różnej odległości od krawędzi jezdni. Celem pośrednim była 

ocena możliwości wykorzystania przenośnego spektrometru XRF w tego typu badaniach. 

Obszarem badań był pas wzdłuż Alei Generała Władysława Sikorskiego w Warszawie, 

o długości około 100 m i szerokości 12 m. Wybrano ruchliwy fragment alei, w którym prawy 

pas ruchu jest pasem „normalnym”, tzn. nie jest zatoczką ani pasem do skrętu w prawo, 

gdzie ruch pojazdów odbywałby się fakultatywnie. 

Próby gleby i liści mniszka lekarskiego pobrano w kwietniu 2011 r., z różnych odległości 

od krawędzi jezdni – źródła emisji zanieczyszczeń. Pobrano 16 zbiorczych prób z wierzchniej 

warstwy gleby, z głębokości 0,0–0,2 m. Na każdą próbę składało się 25 pobrań wykonanych 

w linii równoległej do jezdni w jednej z szesnastu odległości od krawędzi jezdni 

(0,1–12 m). Liście mniszka lekarskiego pobierano w tych samych liniach, w jakich pobierano 

próby glebowe, z zastrzeżeniem, że w odległości krótszej niż 1,5 m od jezdni gleba była 

na tyle wyjałowiona, że w tym czasie nie stwierdzono tam obecności żywych roślin. W odległości 

5 m od krawędzi jezdni znajduje się szpaler drzew lipy drobnolistnej (Tilia cordata 

Mill.) w rozstawie co 6 m, natomiast między 7–11 m od krawędzi jezdni przebiega szeroki 

asfaltowy chodnik ze ścieżką dla rowerzystów. 

Próby zbiorcze gleby i liści suszono w papierowych torebkach, w 105°C przez 24 godziny, 

następnie każdą z prób rozcierano w moździerzu ceramicznym. Próby gleb dokładnie 

mieszano i przesiewano na sicie 0,75 mm w celu oddzielenia kamieni, gruzu i większych 

fragmentów roślin. 

Następnie każdą próbę lub jej reprezentatywną część umieszczano w certyfikowanych 

dla XRF foremkach (Chemplex Industries Inc., USA), o pojemności 10 cm 3 , i tak przygoto- 

205


wane umieszczano na okienku pomiarowym spektrometru XRF Alpha 4000 (Innov-X Systems, 

USA) w celu oznaczenia całkowitej zawartości metali ciężkich. 

Czas analizy każdej próbki ustalono na trzy pomiary po 120 sekund. Wyniki podane na 

wykresach są średnimi z trzech pomiarów danej próby zbiorczej ± błąd standardowy metody 

pomiarowej generowany przez urządzenie. 

W próbach glebowych oznaczono również kwasowość czynną (pH) i przewodność 

elektryczną (EC) roztworu glebowego, przy użyciu miernika Multi Level 1 (WTW, Polska) 

i odpowiednich elektrod, ze względu na możliwy wpływ tych parametrów na pobieranie metali 

przez rośliny. Próby przygotowano zgodnie z metodą opisaną przez Łatę i in. [2007]. 

Przewodność elektryczna EC jest wskaźnikiem stopnia zasolenia gleby, które w pobliżu 

jezdni zwiększa się wskutek zimowego odladzania. Ze zwiększeniem zasolenia wiąże 

się również wzrost wartości pH roztworu glebowego [Bäckström i in. 2004, Wrochna i in. 

2006] oraz zmniejszenie zawartości substancji organicznej w glebie [Bäckström i in. 2004]. 


Analiza XRF wykazała różnice w zawartości badanych metali ciężkich w glebie (rys. 1) 

w różnej odległości od krawędzi jezdni. Średnia zawartość poszczególnych metali w glebie 

układała się w następującym szeregu: Fe > Ti > Mn > Ba > Zn > Pb > Cu > Cr, przy czym 

stężenie miedzi w odległości ponad 5 m od jezdni znajdowało się poniżej poziomu detekcji 

urządzenia. Stężenie pozostałych metali (As, Sn, Cd, Co, Mo, Ni, Hg i Sb) było mniejsze 

od poziomu ich detekcji we wszystkich próbach glebowych. 

Największe stężenie ołowiu, miedzi i cynku stwierdzono w glebie w odległości 1m od 

krawędzi jezdni. Stężenie ołowiu w odległości 1–1,5 m przekraczało o kilka procent dopuszczony 

prawem poziom ołowiu w tego typu glebach, który wynosi 100 mg·kg -1 . 

Przekroczenie normy wykryto również w odniesieniu do baru. Jego stężenie dopuszczalne 

(200 mg·kg -1 ) było przekroczone w prawie całym badanym pasie, począwszy od 

1 m od jezdni do 7 m (do granicy chodnika) o kilkanaście procent, a w odległości 3,5 m 

nawet o 46%. Zawartość pozostałych badanych metali nie przekraczała poziomów dopuszczalnych. 

206


Ołów w glebie 

mg kg -1 s.m. 

mg kg -1 s.m. 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

odległośd od jezdni [m] 

Cynk w glebie 

mg kg -1 s.m. 

250 

200 


100 

50 

0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Żelazo w glebie 

14000 

12000 

10000 

8000 

6000 

4000 

2000 

0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Bar w glebie 

mg kg -1 s.m. 


300 


200 


100 


0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Miedź w glebie 

mg kg -1 s.m. 

mg kg -1 s.m. 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

400 


300 


200 


100 


0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

Mangan w glebie 

Tytan w glebie 

mg kg -1 s.m. 

3500 

3000 


2000 


1000 


0 

Chrom w glebie 

mg kg -1 s.m. 

70 

60 


40 

30 

20 

10 

0 


0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Rys. 

rys. 1. 

1. 

Zawartość 

Zawartość 

metali 

metali 

ciężkich 

ciężkich 

w glebie 

w glebie 

w różnej 

w różnej 

odległości 

odległości 

od jezdni, 

od 

w 

jezdni, 

mg kg -1 w 

s.m. 

mg·kg -1 s.m. 

Fig. 1. 1. Content Content of of heavy heavy metals metals in soil in at soil different at different distance distance to the road to the edge, road in mg edge, kg -1 in DW mg·kg -1 DW 

Niskie stężenie metali w glebie bezpośrednio przy krawężniku wynika prawdopodobnie 

z szybkiego wymywania lub wręcz spłukiwania metali z powierzchni gleby podczas opadów 

szybkiego wymywania lub wręcz spłukiwania metali z powierzchni gleby podczas opadów 

deszczu, ponieważ gleba w tym miejscu jest pozbawiona struktury na skutek stosowania 

znacznych deszczu, ponieważ ilości soli gleba do odladzania w tym miejscu jezdni. jest pozbawiona struktury na skutek stosowania 

znacznych Średnia ilości zawartość soli do metali odladzania w liściach jezdni. układała się w następującym szeregu: Fe > Ti > 

Zn Średnia > Mn > Sb zawartość > Cu > Ba metali > Mo w > liściach Pb, przy układała czym zawartość się w następującym miedzi powyżej szeregu: poziomu Fe > detekcji Ti > Zn > 

obserwowano jedynie do 3 m od jezdni, poziom baru i antymonu był na granicy detekcji, 

Mn > Sb > Cu > Ba > Mo > Pb, przy czym zawartość miedzi powyżej poziomu detekcji 

w związku z czym ich pomiar może być nieprecyzyjny. Stężenie pozostałych metali natomiast 

obserwowano było mniejsze jedynie niż do poziom 3m od ich jezdni, detekcji poziom we wszystkich baru i antymonu próbach był roślinnych na granicy (rys. detekcji, 2). 

w związku z czym ich pomiar może być nieprecyzyjny. Stężenie pozostałych metali natomiast 

było mniejsze niż poziom ich detekcji we wszystkich próbach roślinnych (rys. 2). 207


Ołów w liściach 

mg kg -1 s.m. 

mg kg -1 s.m. 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Cynk w liściach 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Żelazo w liściach 

2000 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Miedź w liściach 

mg kg -1 s.m. 

mg kg -1 s.m. 

60 


40 

30 

20 

10 

0 

80 

70 

60 


40 

30 

20 

10 

0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

Mangan w liściach 

Tytan w liściach 



1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


mg kg -1 s.m. 


1000 


mg kg -1 s.m. 

200 


100 


0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 



Bar w liściach 

mg kg -1 s.m. 

60 


40 

30 

20 

10 

0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Molibden w liściach 

mg kg -1 s.m. 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


Antymon w liściach 

mg kg -1 s.m. 

100 

90 

80 

70 

60 


40 

30 

20 

10 

0 

1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


rys. 2. Zawartość metali ciężkich w liściach mniszka w różnej odległości od jezdni, w mg kg -1 s.m. 

Fig. Rys. 2. Content 2. Zawartość of heavy metali metals ciężkich in dandelion w liściach leaves at mniszka different w distance różnej odległości to the road edge, od jezdni, in mg w kg mg·kg -1 DW -1 s.m. 

Fig. 2. Content of heavy metals in dandelion leaves at different distance to the road edge, in 

mg·kg 

Stężenie Mn, Fe -1 DW 

i Ti w liściach mniszka lekarskiego rosło do 2m, a Pb, Cu, Zn i Mo do 3m 

odległości od jezdni, a w dalszej odległości zmniejszało się, przy czym na odcinku od 5,5m 

208 

do chodnika (7m) stężenie ołowiu, żelaza i tytanu nieco się zwiększała.

zbliżonym poziomie. Podobną stabilizację obserwowano w odniesien 

w odległości 4,5–7m od jezdni. Stężenia większości metali osiągały n 


w największej odległości od jezdni – 12m, za chodnikiem. 

Stężenie Mn, Fe i Ti w liściach mniszka lekarskiego rosło do 2 m, a Pb, Cu, Zn i Mo do 

3 m odległości od jezdni, a w dalszej odległości zmniejszało się, przy czym na odcinku od 

5,5 m do chodnika (7 m) stężenie ołowiu, żelaza i tytanu nieco się zwiększało. 

Zawartość manganu w liściach między 2 a 7 metrem od jezdni utrzymywała się na zbliżonym 

poziomie. Podobną stabilizację obserwowano w odniesieniu do molibdenu w odległości 

4,5–7 m od jezdni. Stężenia większości metali osiągały najmniejszą wartość w największej 

odległości od jezdni – 12 m, za chodnikiem. 

Zawartości poszczególnych metali ciężkich w materiale roślinnym zależeć może od 

wielu czynników, między innymi od pH i zasolenia gleby. Wysokie stężenie soli może ograniczyć 

pobieranie wody i tym samym znajdujących się w niej jonów przez zwiększenie potencjału 

osmotycznego roztworu glebowego. Wysokie pH natomiast skutkuje unieruchomieniem 

metali w glebie przez powstanie m.in. węglanów i fosforanów. 

W badanej glebie stwierdzono bardzo wysokie pH – 9,28, bezpośrednio przy jezdni. 

Wraz z odległością zmniejszało się ono do 6,86, w odległości 4,5 m, a następnie nieco 

wzrastało. 

Przewodność elektryczna roztworu zwiększała się do odległości 1,5 m (2403 µS·cm -1 ), 

a następnie w odległości 2,5 m była już znacznie mniejsza (1494 µS·cm -1 ) i dalej nieznacznie 

się zmniejszała (rys. 

się zmniejszała (rys. 3). 

3). 

liściach między 2 a 7 metrem Zawartości od jezdni poszczególnych utrzymywała metali się na ciężkich w materiale roślinnym 

dobną stabilizację obserwowano czynników, w między odniesieniu innymi do od molibdenu pH i zasolenia gleby. Wysokie stężeni 

jezdni. Stężenia większości pobieranie metali wody osiągały i tym najmniejszą samym znajdujących wartość się w niej jonów przez zw 

ci od jezdni – 12m, za chodnikiem. osmotycznego roztworu glebowego. Wysokie pH natomiast skutkuje 

metali w glebie przez powstanie m.in. węglanów i fosforanów. 

lnych metali ciężkich w materiale W badanej roślinnym glebie stwierdzono zależeć może bardzo od wielu wysokie pH – 9,28, bezpośre 

ymi od pH i zasolenia gleby. z odległością Wysokie zmniejszało stężenie soli się może ono do ograniczyć 6,86, w odległości 4,5m, a nastę 

amym znajdujących się 

Przewodność 

w niej jonów 

elektryczna 

przez zwiększenie 

roztworu 

potencjału 

zwiększała się do odległości 1,5m 

glebowego. Wysokie pH 

a następnie 

natomiast 

w 

skutkuje 

odległości 

unieruchomieniem 

2,5m była już znacznie mniejsza (1494 µS c 

owstanie m.in. węglanów i fosforanów. 

ierdzono bardzo wysokie pH – 9,28, bezpośrednio przy jezdni. Wraz 

pH 

ło się ono do 6,86, w odległości 4,5m, a następnie nieco wzrastało. 

pH 

10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 


a roztworu zwiększała się do odległości 1,5m (2403 µS cm -1 ), 

i 2,5m była już znacznie mniejsza (1494 µS cm -1 ) i dalej nieznacznie 

4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

od jezdni [m] 

glebowego: pH i EC 

ers: pH and EC 

EC rys. 3. Parametry roztworu glebowego: pH i EC 

3000 

Fig. 3. Soil solution parameters: pH and EC 

µS cm -1 


2000 


Na 1000 pobieranie metali przez mniszek lekarski na badanym obszarze 


inne 0właściwości gleby. Jednym z takich czynników jest zawartość su 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 12 

[Kwiatkowska-Malina, odległośd od Maciejewska jezdni [m] 2009], która w pasach zieleni w 

obniża się w wyniku stosowania soli zimą [Bäckström i in. 2004]. 

Rys. 3. Parametry roztworu glebowego: pH i EC 

Fig. 3. Soil solution parameters: pH and EC 

4. wNioski 

209 

przez mniszek lekarski na badanym 1. Stężenie obszarze metali mogły ciężkich wpływać w glebie również pasa zieleni wzdłuż Alei Ge 

EC 

µS cm -1 

3000 


2000 


1000 


0 

0,1 0,5 1 1,5 2 2,5 3 

odległo


Na pobieranie metali przez mniszek lekarski na badanym obszarze mogły wpływać 

również inne właściwości gleby. Jednym z takich czynników jest zawartość substancji organicznej 

[Kwiatkowska-Malina, Maciejewska 2009], która w pasach zieleni w sąsiedztwie 

jezdni obniża się w wyniku stosowania soli zimą [Bäckström i in. 2004]. 

4. WNIOSKI 

1. Stężenie metali ciężkich w glebie pasa zieleni wzdłuż Alei Generała Sikorskiego jest 

podwyższone, a w niektórych przypadkach przekracza poziom dopuszczalny – dotyczy 

to baru i ołowiu. 

2. Stężenie ołowiu, miedzi i cynku największe wartości przyjmuje w odległości 1 m od 

krawędzi jezdni, baru w odległości 3,5 m, manganu w odległości 4 m i tytanu – 6,5 m. 

Stężenia te następnie maleją wraz ze zwiększaniem odległości. Różnice w stężeniu 

żelaza i chromu na różnych odległościach do 12 m od jezdni nie są tak wyraźne. 

3. Stężenie metali ciężkich w liściach mniszka lekarskiego rosnącego w pasie zieleni 

zmienia się wraz z odległością od jezdni. Największe stężenia oznaczono między drugim 

i trzecim metrem, najmniejsze natomiast w najdalszej badanej odległości 12 m. 

4. Przenośny spektrometr XRF jest użytecznym narzędziem do szybkiej oceny zawartości 

większości metali ciężkich w środowiskowych próbach glebowych i roślinnych, pod 

warunkiem dużego ich stężenia. Stężenie metali poza kilkoma wyjątkami (Cd, Sn, Mo i 

Hg) jest wykrywalne znacznie poniżej poziomu dopuszczonego prawem. 

Badania finansowane z Grantu Norweskiego poprzez Norweski Mechanizm Finansowy 

#PNRF-193-AI-1/07 oraz z dotacji celowej na prowadzenie badań naukowych 

służącej rozwojowi młodych naukowców #505-10-04050050. 


Albasel N., Cottenie A. 1985. Heavy metal contamination near major highways, industrial 

and urban areas in Belgian grassland. Water, Air, and Soil Pollution 24: 103–109. 

Ariola V., D’Alessandro A., Lucarelli F., Marcazzan G., Mazzei F., Nava 

S., Garcia-Orellana I., Prati P., Valli G., Vecchi R., Zucchiatti A. 2006. 

Elemental characterization of PM10, PM2.5 and PM1 in the town of Genoa (Italy). Chemosphere 

62(2): 226–232. 

Bäckström M., Karlsson S., Bäckman L., Folkeson L., Lind B. 2004. Mobilisation of 

heavy metals by deicing salts in a roadside environment. Water Research 38(3): 720–732. 

Buszewski B., Jastrzębska A., Kowalkowski T., Górna-Binkul A. 2000. Monitoring 

of Selected Heavy Metals Uptake by Plants and Soils in the Area of Toruń, Poland. 

Polish Journal of Environmental Studies 9(6): 511–515. 

210


Dzierżanowski K., Popek R., Gawrońska H., Sæbø A., Gawroński S.W. 2011. 

Deposition of particulate matter of different size fractions on leaf surfaces and in waxes 

of urban forest species. International Journal of Phytoremediation 13: 1037–1046. 

Gawroński S.W., Greger M., Gawrońska H. 2011. Plant Taxonomy and Metal Phytoremediation. 

In: Sherameti I., Varma A. (red.). Detoxification of Heavy Metals 1st ed. 

Series: Soil Biology Vol. 30. Springer-Verlag, Berlin. 

HALIMAA P., HASSINEN V., PERÄNIEMI S., KÄRENLAMPI S., TERVAHAUTA A. 2009. 

Rapid screening of leaf metal content with Innov-X handheld XRF analyzer. Materiały 

konferencyjne “Plant Abiotic Stress – from signaling to development”. Tartu, Estonia, 

2009. 

Järup L. 2003. Hazards of heavy metal contamination. British Medical Bulletin 68: 167– 

182. 

Kabata-Pendias A., Krakowiak A. 1997. Useful phytoindicator (dandelion) for trace 

metal pollution. W: Andren, A.W., Bober T.W. (red.). The 5th international conference 

proceedings: transport, fate and effects of silver in the environment: 145–150. 

Kwiatkowska-Malina J., Maciejewska A. 2009. Wpływ materii organicznej na pobieranie 

metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię. Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych 40: 217–223. 

Łata B., Stankiewicz-Kosyl M., Wińska-Krysiak M. 2007. Przewodnik do ćwiczeń 

z uprawy roli i nawożenia roślin ogrodniczych. Wydawnictwo SGGW, Warszawa. 

Plak A., Bartmiński P., Dębicki R. 2010. Wpływ transportu publicznego na zawartość 

wybranych metali ciężkich w glebach sąsiadujących z ulicami Lublina. Proceedings of 

ECOpole 4(1): 167–171. 

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

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. 2002, Nr 165, poz. 1359, 

załącznik). 

Wrochna M., Gawrońska H., Gawroński S.W. 2006. The effect of de-icing roads 

on neighbouring soil environment and vegetation. International Conference ”Soil Protection 

strategy – Needs and Approaches for Policy Support”. IUNG-PIB, Puławy. 

www.innovx.com 

Yun-Guo L., Hui-Zhi Z., Guang-Ming Z., Bao-Rong H., Xin L. 2006. Heavy Metal 

Accumulation in Plants on Mn Mine Tailings. Pedosphere 16(1): 131–136. 

211


Zbigniew Mazur*, Maja Radziemska*, Dorota Deptuła* 

WPŁYW ŚRODKÓW ZWALCZANIA ŚLISKOŚCI JEZDNI NA 

ZAWARTOŚĆ CHLORKÓW W GLEBACH WZDŁUŻ ULIC OLSZTYNA 

IMPACT OF SALINITY WORKING AGAINST AFTER-SNOWING 

SLIPPERY ON THE CONTENT OF CHLORIDES IN THE SOIL AROUND 

OF ROADS IN OLSZTYN 

Słowa kluczowe: gleba, zasolenie, zwalczanie śliskości pośniegowej. 

Key words: soil, salinity, working against after-snowing slippery. 

Streszczenie 

Przedmiotem badań, których wyniki są analizowane w niniejszej pracy jest zbadanie zasolenia 

gleby wzdłuż trzech ulic miasta Olsztyn: ul. Sikorskiego, ul. Tuwima i Alei Warszawskiej. 

Stężenie chlorków zostało oznaczone w dwóch terminach – w marcu i czerwcu 

2010 r. Zawartość została oznaczona w próbkach gleby pobranych z odległości 0,5 m 

i 1 m od krawędzi jezdni. Największą średnią zawartość chlorków stwierdzono w glebach 

przy ulicy Sikorskiego, a najmniejszą w próbkach gleby przy ulicy Tuwima. Próbki pobrane 

w odległości z 0,5 m od krawędzi jezdni zawierały więcej chlorków niż w odległości 1 m. 

Średnia zawartość soli w glebie w czerwcu była znacznie mniejsza niż w marcu. 

Summary 

The theme of this study was to test the salinity of soil on three streets city of Olsztyn: Sikorskiego 

Streeet, Tuwima Streeet and Warszawska Alley. The concentration of chloride was 

tested in two terms, in March and June 2010. Chloride content was determined in soil samples 

taken from a distance of 0.5 m and 1m from edge of the road. Studies have shown 

* Dr inż. Zbigniew Mazur, dr inż. Maja Radziemska, mgr inż. Dorota Deptuła – Katedra 

Chemii Środowiska, Wydział Kształtowania Środowiska i Rolnictwa, Uniwersytet 

Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, Pl. Łódzki 4, 10-727 Olsztyn; e-mail: zbigniew.mazur@ 

uwm.edu.pl; maja.radziemska@uwm.edu.pl 

212

Wpływ środków zwalczania śliskości jezdni na zawartość chlorków w glebach... 

that the use of measures to work against after-snowing slippery had a significant influence 

on the chloride content in soil. The highest average content of chlorides has a soils from 

the roadside of Sikorski Street, and the lowest average content of chlorides has the soils 

from the roadside of Tuwima Street. The distance of 0.5 m from the edge of the carriageway 

characterized by the higher average chloride concentration than the distance of 1m. 

The average salt content in soil in June was much lower than in March. It was significantly 

higher than in the control points. 


Wzrost liczby samochodów oraz natężenia ruchu samochodowego powoduje, że ilość 

środków stosowanych do zwalczania śliskości pośniegowej oraz odladzania ulic rokrocznie 

zwiększa się, a zatem także zwiększa się powierzchnia stale lub czasowo zasolonych 

gleb. Nadmierne stężenie soli w glebie utrudnia wzrost, rozwój oraz plonowanie zarówno 

roślin uprawnych, jak i rosnących tuż przy szlakach komunikacyjnych [Wrochna i in. 2006, 

Brogowski i in. 2000]. Zasolenie powoduje zachwianie równowagi jonowej w glebie, zmiany 

pH oraz ogranicza przepuszczalność gleby [Przybulewska i Krompiewska 2005]. 

Stosowanie NaCl do zwalczania śliskości powoduje gromadzenie w powierzchniowej 

warstwie gleby nie tylko jonów Na + i Cl - , ale także toksycznych węglanów i wodorowęglanów 

sodu. Kumulacja tych składników alkalizuje odczyn gleby, i zwiększa nasycenie kompleksu 

sorpcyjnego sodem powyżej 15%, co peptyzuje koloidy glebowe oraz degraduje strukturę 

gleby. Prowadzi to do zachwiania warunków wodnych, powietrznych i cieplnych, a tym samym 

zmniejsza produktywność gleb [Wrochna i in. 2006]. 

2. CEL, Materiały i metody BADAŃ 

Celem analizowanych w niniejszej pracy badań było określenie zasolenia gleby wzdłuż 

ulic o dużym natężeniu ruchu. 

Badania przeprowadzono na terenie Olsztyna, wyznaczając 8 punktów poboru próbek 

przy ulicach: Sikorskiego (droga wojewódzka nr 598), Tuwima i Alei Warszawskiej (droga 

krajowa nr 51). 

Miejsca poboru próbek wyznaczono tak, aby reprezentowały ulice o dużym, ale różnym 

natężeniu ruchu. Próbki gleby z warstwy 0–10 cm gleby pobrano w dwóch terminach: 

25.03.2010 r. i po stosowaniu soli – 21.06.1010 r., w odległości 0,5 m i 1 m od krawędzi 

jezdni, tam gdzie zasolenie gleb jest największe. Próbki uśredniono z 5 próbek wyjściowych 

pobranych w jednakowej odległości od drogi. Przy każdej z ulic pobrano próby kontrolne, 

oddalone od krawędzi jezdni o ok. 20 m. Gleby znajdujące się blisko jezdni zostały 

zniekształcone w czasie budowy dróg. Zawierają części kruszywa budowlanego, 

betonu itp. 

213

Zbigniew Mazur, Maja Radziemska, Dorota Deptuła 

Jako miarę zasolenia przyjęto zawartość jonów chlorkowych w kilogramie suchej masy 

zawartość gleby oznaczoną wody w metodą glebie argentometryczną oraz zapotrzebowanie Mohra. i pobór wody przez różnego rodzaju rośliny 

siuta [1995]. 

3. Wyniki i dyskusja 

Gleby W Olsztynie przyległe do szlaków zwalczania komunikacyjnych śliskości narażone dróg w sezonie są na działanie zimowym soli stosowanej 2009/2010 do zamówion 

zwalczania śliskości zimowej [Cunninhgam i in. 2007, Kochowska i Kusza 2010, Zimny 2005]. 

2000 Ogólna ton soli zawartość drogowej, soli w badanym o składzie: roztworze NaCl tej – samej min. gleby 90%, może so 4 się – max. mieścić 2,0%, w szerokim h 2 O zakresie. 

Wpływ może mieć na to pora roku, warunki klimatyczne, zawartość wody w glebie oraz 

– max. 3,0%, 

żelazocyjanek zapotrzebowanie potasu na wodę – min. i pobór 20 mg/kg, wody przez cacl różnego 2 (78%) rodzaju – min. rośliny 0,75%. Siuta [1995]. na podstawie uzyskaych 

W Olsztynie do zwalczania śliskości dróg w sezonie zimowym 2009/2010 zamówiono 

wyników badań gleb wzdłuż ulic olsztyna stwierdzono znaczne różnice średnich zawartości 

2000 ton soli drogowej, o składzie: NaCl – min. 90%, SO 4 

– max. 2,0%, H 2 

O – max. 3,0%, 

żelazocyjanek potasu – min. 20 mg/kg, CaCl 2 

(78%) – min. 0,75%. Na podstawie uzyskaych 

jonów chlorkowych (rys. 1). gleby w punktach kontrolnych zawierały od 1 do 10 mg 

wyników badań gleb wzdłuż ulic Olsztyna stwierdzono znaczne różnice średnich zawartości 

jonów chlorkowych (rys. 1). Gleby w punktach kontrolnych zawierały od 1 do 10 mg 

chlorków na kg s.m. 

chlorków na kg s.m. 

Cl – 

200 


Cl - 

100 


0 

ul. Sikorskiego ul. Tuwima AL. Warszawska 

Rys. 1. Średnia zawartość chlorków w glebie przy analizowanych ulicach, mg∙kg -1 s.m. gleby 

Fig. 1. Average content of chlorides in the soil by analysed streets, mg∙kg -1 d.m. of soil 

rys. 1. Największą Średnia zawartość średnią zawartość chlorków chlorków w glebie – 197,19 przy mg∙kg analizowanych -1 s.m. gleby – stwierdzono ulicach, mg∙kg w glebie 

przy ulicy Sikorskiego. Zawartość ta była znacznie większa niż w pozostałych ulicach, 

-1 s.m. gleb 

Fig. na 1. przykład average dwukrotnie content większa of chlorides niż przy in ulicy the Tuwima. soil by analysed Tak dużą zawartość streets, mg∙kg tego składnika 

-1 d.m. of soil 

przy ulicy Sikorskiego może uzasadniać duże natężenie ruchu samochodowego, a tym samym 

konieczność częstszego stosowania soli do zwalczania śliskości jezdni. Najmniejszą 

214Najwyższą średnią zawartość chlorków – 197,19 mg ∙ kg -1 s.m. gleby – stwierdzono 

w glebie przy ulicy Sikorskiego. Zawartość ta była znacznie większa niż w pozostałych

tuwima. aleja Warszawska gdzie średnia zawartość chlorków w glebie wynosiła 110,94 

gleby. tak znaczne zmiany zawartości chlorków w czasie wynikają z dużej ruchliwości 

mg ∙ kg -1 s.m., plasuje Wpływ środków się na drugim zwalczania miejscu. śliskości W jezdni opolu na zawartość średnia zawartość chlorków w glebach... chlorków 

a w glebie wzdłuż szlaków komunikacyjnych wynosiła od 216,5 mg cl - ∙kg -1 do 37,5 mg cl - 

średnią zawartość chlorków – 86,63 mg∙kg -1 s.m. – zawierały gleby przy ulicy Tuwima. Aleja 

∙kg -1 s.m. gleby [Kochowska i Kusza 2010]. We Wrocławiu natomiast zawartość chlorków 

Warszawska, gdzie średnia zawartość chlorków w glebie wynosiła 110,94 mg∙kg -1 s.m., plasuje 

się na drugim miejscu. W Opolu średnia zawartość chlorków w glebie wzdłuż szlaków 

komunikacyjnych wynosiła od 216,5 mg Cl - ∙kg -1 do 37,5 mg Cl - ∙kg -1 s.m. gleby [Kochowska 

w glebach pobranych wzdłuż ulic zawierała się w przedziale od 11,1 mg Cl - ∙kg -1 s.m. gleby 

i Kusza 2010]. We Wrocławiu natomiast zawartość chlorków w glebach pobranych wzdłuż 

ulic zawierała się w przedziale od 11,1 mg Cl - ∙kg -1 s.m. gleby (grudzień – pobór I) do 336,8 

(grudzień-pobór I) do 336,8 mg Cl - ∙kg -1 s.m gleby (luty-pobór II) [Polechońska i in. 2010]. 

mg Cl - ∙kg -1 s.m gleby (luty – pobór II) [Polechońska i in. 2010]. 

Cl – 


200 

Cl - 


100 


0 

Marzec 

Czerwiec 

Termin poboru prób 

Rys. 2. Średnia zawartość chlorków w glebie w marcu i czerwcu przy analizowanych ulicach, 

rys. 2. Średnia zawartość chlorków w glebie w marcu i czerwcu przy analizowanych ulicach, 

mg∙kg -1 s.m. gleby 

Fig. 2. average content of chlorides in the soil in the march and the June in analysed streets, 

mg∙kg -1 d.m. of soil 

mg∙kg -1 s.m. gleby 

Fig. 2. Average content of chlorides in the soil in the March and the June in analysed streets, 

mg∙kg -1 d.m. of soil 

Wyniki badań zasolenia gleb, przeprowadzonych w dwóch terminach (rys. 2) przy poszczególnych 

ulicach Olsztyna, udowodniły, że po okresie zimowym (pierwszy termin poboru 

prób) zawartość chlorków była prawie sześciokrotnie większa w porównaniu do zawartości 

tego związku w glebie w okresie letnim (drugi termin poboru prób). W marcu średnia 

zawartość wynosiła 224,92 mg∙kg -1 s.m. w czerwcu natomiast 38,27 mg∙kg -1 s.m. gleby. Tak 

Wynik badań zasolenia gleb, przeprowadzonych w dwóch terminach (rys. 2) przy 

znaczne zmiany zawartości chlorków w czasie wynikają z dużej ruchliwości i wymywalności 

jonów chlorkowych w glebie [Migaszewski i Gałuszka 2007]. 

poszczególnych ulicach Olsztyna udowodniły, że po okresie zimowym (pierwszy termin 

Średnia zawartość chlorków w odległości 0,5 m była większa niż w odległości 1 m 

poboru prób) zawartość chlorków była prawie sześciokrotnie większa w porównaniu 

(rys. 3). Wartości te wynosiły odpowiednio 141,85 mg∙kg -1 s.m. oraz 121,34 mg∙kg -1 s.m. gleby. 

Duża zawartość chlorków, zarówno w odleglości 0,5 m, jak i 1 m, świadczy o intensywnym 

likwidowaniu śliskości pośniegowej za pomocą chlorku sodowego. 

do zawartości tego związku w glebie w okresie letnim (drugi termin poboru prób). W marcu 

średnia zawartość wynosiła 224,92 mg∙kg -1 s.m. natomiast w czerwcu 38,27 mg∙kg -1 215 s.m.

i 1 m, świadczy o intensywnym likwidowaniu śliskości pośniegowej za pomocą chlorku 

sodowego. 

Zbigniew Mazur, Maja Radziemska, Dorota Deptuła 

Cl – 


200 

Cl - 


100 


0 

0,5 m 1 m 

Odległość od krawędzi jezdni 

Rys. 3. Średnia zawartość chlorków w glebie w odległości od jezdni 0,5 m i 1 m przy analizowanych 

ulicach, mg∙kg -1 s.m. gleby 

rys. 3. Średnia zawartość chlorków w glebie w odległości od jezdni 0,5m i 1m przy 

Fig. 3. Average content of chlorides in soil in the distance from the roadway 0.5 m and 1 m by 

analysed streets, mg∙kg -1 d.m. of soil 

analizowanych ulicach, mg∙kg -1 s.m. gleby 

Zawartości jonów chlorkowych w badanych glebach wahała się od 2,50 mg∙kg -1 s.m. 

Fig. 3. average content of chlorides in soil in the distance from the roadway 0.5 m and 1 m 

by analysed streets, mg∙kg -1 d.m. of soil 

gleby do 945,00 mg∙kg -1 s.m. gleby. Gleby miejskie, w których zawartość chlorków przekracza 

50 mg∙kg -1 s.m., można uznać za zasolone [Zimny 2005]. Minimalną zawartość chlorków 

stwierdzono w glebie w czasie drugiego terminu poboru prób (w czerwcu), w odległości 

1 m od krawędzi jezdni przy ulicy Tuwima. Maksymalna zawartość chlorków w glebie 

występowała w okresie intensywnej walki z zimową śliskością dróg (w marcu), przy ulicy 

Sikorskiego, w odległości 0,5 m od krawędzi jezdni, i wynosiła 945,00 mg∙kg -1 s.m. gleby. 

Zawartości jonów chlorkowych w badanych glebach wahała się od 

Najmniejsza zawartość chlorków w glebie przy ulicy Sikorskiego wynosiła 36,25 mg∙kg -1 

2,50 mg∙kg -1 s.m. do 945,00 mg∙kg -1 s.m. gleby. Gleby miejskie, w których zawartość 

s.m., przy Alei Warszaskiej zaś 5,00 mg∙kg -1 s.m. gleby. W glebie przy ulicy Tuwima największa 

zawartość jonów chlorkowych wynosiła 537,50 mg∙kg -1 s.m., natomiast przy Alei 

Warszawskiej 300,00 mg∙kg -1 s.m. gleby. 

chlorków przekracza 50 mg kg -1 s.m., można uznać za zasolone [zimny 2005]. Minimalną 

zawartość chlorków stwierdzono w glebie w czasie drugiego terminu poboru prób 

W glebach przy ulicy Tuwima stwierdzono mniejsze zawartości chlorków niż przy pozostałych 

ulicach. Dotyczy to badań marcowych i czerwcowych. Stężenie chlorków stwierdzone 

w gruncie przy Alei Warszawskiej było mniejsze niż przy ulicy Sikorskiego, ale więk- 

(w czerwcu) sze w niż odległości wzdłuż ulicy 1 Tuwima. m od krawędzi jezdni przy ulicy Tuwima. Maksymalna zawartość 

chlorków w glebie była w okresie intensywnej walki z zimową śliskością dróg (marca) przy 

ulicy Sikorskiego w odległości 0,5 m od krawędzi jezdni i wynosiła 945,00 mg∙kg -1 s.m. 

216

Wpływ środków zwalczania śliskości jezdni na zawartość chlorków w glebach... 

4. WNIOSKI 

1. Zawartości chlorków w glebach przy ulicach Sikorskiego i Tuwima oraz Alei Warszawskiej 

były istotnie różne, zależnie od miejsca i terminu poboru prób. Największe zasolenie 

stwierdzono wzdłuż ul. Sikorskiego. 

2. Średnie stężenia chlorków w okresie letnim były znacznie mniejsze niż w marcu. Wynosiły 

odpowiednio 38,27 mg∙kg -1 s.m. i 224,92 mg∙kg -1 s.m. gleby. 

3. Zawartość chlorków w glebach badanych ulic w odległości 0,5 m od krawędzi jezdni 

wynosiła średnio 141,85 mg∙kg -1 s.m. i była większa o 16,91% niż zawartość chlorków 

w punktach położonych 1 m od krawędzi jezdni. 


Brogowski Z., Czarnowska K., Chojnicki J., Pracz J., Zagórski Z. 2000. 

Wpływ stresu solnego na stan chemiczny liści drzew z terenu miasta Łodzi. Rocz. Glebozn. 

51 (1/2): 17–28. 

Cunningham M.A., Synder E., Yonkin D., Ross M., Elsen T. 2007. Accumulation 

of deicing salts in soils in an urban environment. Urban Ecosyst. 11: 17–31. 

Kochowska K., Kusza G. 2010. Wpływ zasolenia na właściwości fizykochemiczne Opola 

w latach 1994 i 2009. Inżynieria Ekologiczna 23. 

Migaszewski Z.M., Gałuszka A. 2007. Podstawy geochemii środowiska. Wyd. Naukowo-Techniczne: 

377–379. 

Polechońska L., Polechońska M., Haraśny A., Dumieński G. 2010. Problem 

wpływu solenia ulic w okresie zimowym na stężenie jonów chlorkowych w glebach 

wzdłuż ciągów komunikacyjnych miasta Wrocławia, KNS Ochrony Środowiska, Międzywydziałowe 

Studium Ochrony Środowiska, Uniwersytet Wrocławski. 

Przybulewska K., KROMPIEWSKA A. 2005. Wpływ wzrastającego zasolenia NaCl na 

liczebność drobnoustrojów metabolizujących wybrane związki organiczne w glebie. Zeszyty 

Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 505: 323–329. 

Siuta J. 1995. Gleba diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ. 

Wrochna M., Gawrońska H., Gawroński S.W. 2006. Wytwarzanie biomasy i akumulacja 

jonów Na + , K + , Ca 2+ , Mg 2+ , Cl - w warunkach stresu solnego, przez wybrane gatunki 

roślin ozdobnych. Acta Agrophysica 7(3): 775–785. 

Zimny H. 2005. Ekologia miasta. 

217


Mieczysław Borysiewicz*, Wanda Kacprzyk* 

Ocena ryzyka w transporcie kolejowym 

materiałów niebezpiecznych, cz. I – metodyka 

Risk assessment of rail transportation 

of dangerous materials, Part I – Methodology 

Słowa kluczowe: oszacowanie ryzyka, transport materiałów niebezpiecznych, wykolejenie, 

kolizja, utrata szczelności zbiornika zawierającego niebezpieczne substancje. 

Key words: risk estimation, transportation of dangerous goods, derailment, collisions, loss 

of containment. 

Streszczenie 

W pracy przedstawiono podstawy metod identyfikacji i oszacowań prawdopodobieństwa 

scenariuszy zdarzeń prowadzących do awaryjnego uwolnienia substancji niebezpiecznych 

do środowiska, transportowanych szlakami kolejowymi. 

Uwzględniono różne mechanizmy prowadzące do kolizji i wykolejeń taboru przewożącego 

substancje niebezpieczne. 

Summary 

Current models for risk assessment of dangerous goods transportation by railways make 

use of different forms of simplified event tree and fault tree techniques or directly available 

statistical data or available statistical data to define frequencies of accident sequences 

leading to loss of containment (LOC) causing releases of hazardous substances to the 

environment. This analysis is followed by air dispersion calculations in order to estimate 

* Dr Mieczysław Borysiewicz, mgr Wanda Kacprzyk – Instytut Ochrony Środowiska - 

Państwowy Instytut Badawczy, Zakład Polityki Ekologicznej, ul. Krucza 5/11d, 00-548 

Warszawa; tel.: 22 629 41 35; e-mail: be@ios.edu.pl 

218

Ocena ryzyka w transporcie kolejowym materiałów niebezpiecznych, cz. I – metodyka 

consequences, for the respective environment and local society in case of a number of selected 

event sequences. In general, these models do not account possible collision and 

derailment mechanisms. 

In part I of the paper a general framework of enhanced model for LOC probability calculation 

is proposed. It takes into account the relevant mechanisms that could lead to derailment 

or collision. An additional element introduced to estimate LOC frequencies is 

the hot spot approach. Part II contains detailed description of the models relevant for the 

framework. 


W Polsce przewozi się koleją rocznie około 20 mln ton towarów niebezpiecznych. Blisko 

90% tych towarów to ropa i produkty ropopochodne (benzyny i oleje napędowe), gazy 

techniczne (głównie propan–butan) oraz kwas siarkowy. Towary niebezpieczne przewożone 

są w wagonach-cysternach i w kontenerach-cysternach oraz jako przesyłki jednostkowe 

w wagonach krytych i odkrytych (węglarki, platformy) oraz w kontenerach. 

Zasady wykonywania przewozu tych towarów określono w następujących aktach prawnych: 

●● 

ustawa z dnia 28 marca 2003 r. o transporcie kolejowym, 

●● 

ustawa z dnia 31 marca 2004 r. o przewozie koleją towarów niebezpiecznych 

oraz m.in. w następujących przepisach o przewozie towarów niebezpiecznych: 

●● 

Regulamin dla międzynarodowego przewozu kolejami towarów niebezpiecznych (RID), 

●● 

Umowa o międzynarodowej kolejowej komunikacji towarowej (SMGS) – Załącznik 2. 

Przepisy o przewozie towarów niebezpiecznych, 

●● 

Konwencja o przewozie towarów kolejami (COTIF)– Załącznik B. Umowa międzynarodowego 

przewozu towarów kolejami – przewozy krajowe i międzynarodowe. 

W latach 2006–2008 przeprowadzono na zlecenie GIOŚ badania przewozu towarów 

niebezpiecznych w województwach przygranicznych. Szczegółowe wyniki tych badań są 

zawarte w raportach dla GIOŚ [Borysewicz 2006–2008]. Ilości towarów niebezpiecznych 

przewożonych w transporcie kolejowym w latach 2005 i 2006 (dla obszaru Polski) zestawiono 

w tabeli 1. 

219

Mieczysław Borysiewicz, Wanda Kacprzyk 

Tabela 1. Ilości przewożonych towarów niebezpiecznych koleją w Polsce w latach 2005 i 2006, 

z podziałem na klasy według RID 

Klasa wg RID 

Table 1. Amount of hazardous materials of different RID classes transported in Poland by railways 

in 2005 and 2006 years 

Przewóz towarów niebezpiecznych* 

w 2005 r. (Mg) 

Przewóz towarów niebezpiecznych* 

w 2006 r. (Mg) 

1 27 701 14 310 

2 2 094 309 3 016 677 

3 13 055 974 12 953 276 

4,1 744 922 590 335 

4,2 129 846 125 882 

4,3 16 950 13 240 

5,1 237 313 332 181 

5,2 67 979 

6,1 312 627 261 135 

6,2 – – 

7 314 268 

8 2 450 484 2 086 885 

9 243 731 279 804 

Razem 19 314 238 19 674 972 

* Dane udostępnione przez Urząd Transportu Kolejowego w Warszawie. 

Ilościowe dane zawarte w tabeli 1 przedstawiono na wykresie (rys. 1) w celu zobrazowania 

udziału poszczególnych klas materiałów niebezpiecznych w ogólnym transporcie 

tych materiałów. 

Dominującą pozycję w ogólnym kolejowym transporcie materiałów niebezpiecznych 

– zarówno w roku 2005, jak i w roku 2006 – zajmowały materiały niebezpieczne klasy 3 

według RID (materiały ciekłe zapalne). Mniejszy udział miały odpowiednio materiały klas 

2 (gazy), 8 (materiały żrące) i 4.1 (materiały stałe zapalne, materiały samoreaktywne oraz 

materiały samowybuchowe stałe, odczulone). 

Dane statystyczne dotyczące liczby zdarzeń o charakterze chemiczno-ekologicznym, 

które wystąpiły w Polsce w latach 2001–2006 w transporcie drogowym i kolejowym, przedstawiono 

na wykresie (rys. 2). 

220


Źródło: Urząd Transportu Kolejowego. 

Rys. 1. Ilości przewożonych towarów niebezpiecznych koleją w latach 2005 i 2006 z podziałem 

na klasy RID 

Fig. 1. Amount of hazardous materials of different RID classes transported in Poland by railways 

in 2005 and 2006 years 

Źródło: Komenda Główna Państwowej Straży Pożarnej – Krajowe Centrum Koordynacji Ratownictwa 

i Ochrony Ludności. 

Rys. 2. Wypadki z udziałem materiałów niebezpiecznych w latach 2001–2006 w transporcie drogowym 

i kolejowym 

Fig. 2. Number of accidents in Road and rail transportation of hazardous chemical materials in 

the years 2001–2006 

221


2. Stan wiedzy i ograniczenia klasycznych metod oceny ryzyka 

Oceny ryzyka związanego z transportem materiałów niebezpiecznych były prowadzone 

w wielu krajach [Borysiewicz 2006; Health and Safety Commission 1991; Saccomanno 

& Cassidy 1993; Hoj & Kroger 2001]. Cele takich ocen były różne włączając w to sprawdzenie 

wypełnienia wymagań prawnych i kryteriów akceptacji ryzyka [Ernst Basler & Partner 

1998; Wald und Landwirtschaft (BUWAL) 1992], wyznaczanie optymalnych dróg przewozu 

z punktu widzenia zagrożeń środowiska i ludzi oraz optymalizacje wielkości ładunków 

i strumieni transportowanych materiałów. 

UWAGA! Metody ilościowych ocen ryzyka poważnych awarii wraz z powszechnie stosowanymi 

technikami wyznaczania prawdopodobieństwa wystąpienia ciągów zdarzeń 

awaryjnych (analiza drzew uszkodzeń i drzew zdarzeń) przedstawiono w załączniku do 

niniejszego artykułu. 

W większości stosowane modele ocen ryzyka [Health and Safety Commission 1991; 

IAEA 1996; Saccomanno & Cassidy 1993; AVIV BV Consultants 1999; Argonne National 

Laboratory 2000] są oparte na bezpośrednim wykorzystaniu danych statystycznych dotyczących 

niesprawności całych systemów technicznych lub na przeprowadzeniu prostych 

analiz drzew uszkodzeń takich systemów na podstawie dostępnych danych dotyczących 

uszkodzeń ich elementów. Wykorzystywane jest to przy wyznaczeniu prawdopodobieństwa 

uwolnień substancji niebezpiecznych do otoczenia w wyniku utraty szczelności zbiornika 

zawierającego niebezpieczne substancje w razie różnych ciągów zdarzeń awaryjnych, wynikających 

z niesprawności systemów technicznych i/lub działania człowieka. Kolejnym etapem 

analiz ryzyka jest obliczanie rozprzestrzeniania się substancji uwolnionych do środowiska 

w celu oszacowania skutków wyselekcjonowanej liczby ciągów zdarzeń awaryjnych 

dla ludzi i środowiska. Wyniki analiz przedstawia się najczęściej w postaci skumulowanej 

funkcji rozkładu (CCDF – Complementary Cumulative Distribution Function) wystąpienia 

określonych skutków. 

Stosowane obecnie powszechnie techniki ocen ryzyka w transporcie substancji niebezpiecznych 

szlakami kolejowymi mają jednak pewne wady: 

●● 

nie umożliwiają przeprowadzenia zaawansowanych analiz mechanizmów, które prowadzą 

do wypadków i w rezultacie do utraty szczelności zbiornika zawierającego niebezpieczne 

substancje (LOC – Loss of Containment); 

●● 

drzewa zdarzeń konstruowane na potrzeby analizy wystąpienia zdarzeń LOC są na 

ogół niewystarczające do reprezentowania złożonych sytuacji; 

●● 

modele nie umożliwiają uwzględniania informacji przestrzennych. 

222


To wszystko wskazuje na konieczność przyjęcia bardziej zaawansowanego podejścia 

do oszacowań ryzyka związanego z transportem materiałów niebezpiecznych, pozbawionego 

wymienionych niedociągnięć. Przykłady prac mających to na celu podano w zamieszczonym 

w artykule piśmiennictwie. Są to publikacje [Maschio i in. 2004; Cozzani i in. 2004; 

Gheorghe i in. 2004]. Prezentowaną w niniejszym artykule nową metodykę analiz ocen ryzyka 

transportowego oparto głównie na tych pracach. Nowa metodyka obejmuje następujące 

kluczowe elementy: 

●● 

●● 

●● 

●● 

Obliczenie prawdopodobieństwa utraty szczelności zbiornika zawierającego 

niebezpieczne substancje (LOC). Zamiast stosowania danych statystycznych zostaną 

zaproponowane odpowiednie modele dedukcyjne. Biorą one pod uwagę wszystkie 

istotne mechanizmy, które mogą prowadzić do wykolejenia lub kolizji, a w konsekwencji 

do wystąpienia zdarzenia LOC oraz umożliwiają uzyskanie danych statystycznych 

na poziomie poszczególnych elementów systemu kolejowego. 

Obliczenie skutków wypadków, za pomocą zweryfikowanych modeli obliczeniowych. 

Podejście oparte na koncepcji gorących punktów (hot spot) w systemie transportu 

substancji niebezpiecznych. Na podstawie przeprowadzonej analizy wypadków 

kolejowych z zastosowaniem takich technik, jak: wyznaczanie przyczyn podstawowych 

(root causes) i identyfikacja prekursorów wypadków, staje się widocznym, 

że wypadki zachodzą najczęściej w specyficznych miejscach analizowanego obszaru 

transportowego. Różne elementy infrastruktury kolejowej najczęściej wyznaczają takie 

gorące punkty. 

Zaprezentowanie ryzyka. Ryzyko jest przedstawione w postaci skumulowanej funkcji 

rozkładu, tzw. krzywej CCDF, oraz map zagrożonych obszarów. Wszystkie proponowane 

modele mogą być zintegrowane w postaci platformy oprogramowania, współpracującej 

z bazami własności chemicznych substancji i z systemami informacji przestrzennej (GIS). 

3. Obliczenie prawdopodobieństwa wystąpienia zdarzeń LOC 

3.1. Metoda obliczeń 

W celu zidentyfikowania zdarzeń początkujących prowadzących do utraty szczelności 

zbiornika zawierającego niebezpieczne substancje (tzn. wystąpienia zdarzeń LOC) wygodniej 

jest zastosować model podstawowego diagramu logicznego (MLD – Master Logic 

Diagram), który przypomina postać drzewa błędów. Na rysunku 3 przedstawiono ogólną 

postać takiego diagramu w zastosowaniu do zagadnień transportu kolejowego. Diagram 

uwzględnia wszystkie rozdaje zdarzeń inicjujących i prowadzących do wystąpienia zdarzeń 

LOC. 

223


Utrata obudowy bezpieczeństwa 

pociągu materiałów niebezpiecznych. 

W czasie różnych faz operacji 

załadunku, przewożeniu, przetaczania 

rozładunku 

USZKODZENIA KONSTRUKCJI # USZKODZENIA POWŁOKI 

ZBIORNIKA 

1.1 EROZJA 

1.6 NADCIŚNIENIE 

1.7 PODCIŚNIENIE 

1.8 ZEWNĘTRZNE 

#1OTWORY DO BADAŃ INSPEKCYJNYCH 

OBCIĄŻENIA 

1.6.1 WTŁOCZENIE GAZU 

1.2 KOROZJA 

1.7.1 NISKI POZIOM 

1.8.1 ZJAWISKA NATURALNE 

#2ZAWORY 

1.6.2 NIESPRAWNE CHŁODZENIE 

1.7.2 NISKA TEMPERATURA 

1.8.2 KOLIZJE 

#3POŁĄCZENIA Z POWŁOKĄ ZBIORNIKA 

1.3 ZMĘCZENIE MATERIAŁU 

1.6.3 PRZEPEŁNIENIE 

1.8.2.1 ZOBIEKTEM STOJĄCYM 

#4ROZGAŁĘZIENIA ZAWIERAJĄCE 

1.4 WZROST KRUCHOŚCI 

(most) 

URZĄDZENIA POŁĄCZENIOWE 

1.6.4 PRZEGRZANIE 

1.8.2.2 Z OBIEKTEM WRUCHU 

1.4.1 REAKCJA CHEMICZNA 

(pociąg) 

1.6.4.1 WEWNĘTRZNE 1.6.4.2 ZEWNĘTRZNE 

1.8.2.3 W TRAKCIE 

PRZETACZANIA 

1.4.2 NISKA TEMPERATURA 

1.6.4.1.1 REAKCJA 

1.6.4.2.1 POŻAR 

1.8.3 ZDERZENIE Z KONSTRUKCJĄ 

CHEMICZNA 

1.5 BŁĘDY CZŁOWIEKA 

1.6.4.1.2 NIEKONTROLOWANA 

1.6.4.2.2 WARUNKI 

REAKCJA CHEMICZNA 

POGODOWE 

1.8.4 ODJAZD PODCZAS ROZŁADUNKU 

1.5.1. BŁĘDY PROJEKTOWE 

1.6.4.1.3 SPALANIE 

1.8.5 ZEWNĘTRZNY WYBUCH 

1.5.2. BŁĘDY KONSTRUK CYJN E 

1.6.5 KOZIOŁKOWANIE 

1.8.6 WYKOLEJENIE 

1.5.3. BŁĘDY EKSPLOATACYJNE 

1.8.6.1 POWIĄZANE ZTORAMI 

1.6.6 UDERZENIE 

1.8.6.2 ZWIĄZANE 

1.8.6.3 ZWIĄZANE Z 

CIŚNIENIOWE 

ZTABOREM 

PRZEPROWADZONYMI OPERACJAMI 

1.8.6.1.1 GEOMETRIA TORÓW 

1.6.7 NADMIERNE PODGRZANIE 

1.8.6.2.1 ŁOŻYSKA 

1.8.6.3.1 NADMIERNA PRĘDKOŚĆ 

POSZYCIA 

1.8.6.1.2 USZKODZENIE SZYN 

1.8.6.2.2 KOŁA 

1.8.6.3.2 ZWROTNICE 

1.8.6.1.2.1 DEFEKT WEWNĘTRZNY 

1.8.6.2.3 ZUŻYCIE 

ELEMENTÓW WÓZKA 

1.8.6.3.3 W CZASIE PRZETACZANIA 

1.8.6.1.2.2 ZUŻYCIE SZYN 

1.8.6.1.3 BŁĄD ZWROTNICY 

1.8.6.1.4 OBIEKT NA TORACH 

Rys. 3. Ogólny model podstawowego diagramu logicznego MLD dla LOC w zastosowaniu do 

zagadnień transportu kolejowego (w oparciu na publikacji Gheorghe i in. 2004) 

Fig. 3. Master Logical Diagram for ‘loss of containment’ considerations related to the transportation 

of dangerous goods by rail (after Gheorghe et al. 2004) 

224


3.2. Modelowanie wykolejenia i kolizji 

Modelowanie wykolejenia obejmuje identyfikację zdarzeń początkujących, funkcje bezpieczeństwa 

i opracowanie poszczególnych modeli cząstkowych. Pomimo, że szczegółowe 

modele wymagają wzięcia pod uwagę specyficznych rozwiązań analizowanego systemu 

transportu, można wskazać na pewne ogólne zależności. I tak, wymienia się trzy podstawowe 

źródła bezpośrednich przyczyn: 

●● 

tory kolejowe, 

●● 

tabor, 

●● 

przeprowadzane operacje. 

Listę głównych bezpośrednich przyczyn wykolejenia przedstawiono w tabeli 2. 

Tabela 2. Bezpośrednie przyczyny wykolejenia 

Table 2. Identified immediate causes of derailment 

I. Tory kolejowe 

I.1. Uszkodzenie geometrii torów 

●● 

Poprzeczne lub pionowe wykrzywienie linii kolejowej lub zdeformowanie podsypu. 

●● 

Degradacja podsypu w wyniku przesunięcia podkładu kolejowego. 

●● 

Nieregularności w przekroju poprzecznym toru. 

●● 

Niewłaściwe przechylenie toru. 

●● 

Uszkodzenie mocowań wpływające na rozstęp torów. 

●● 

Uszkodzenie podkładów kolejowych w wyniku reakcji chemicznych. 

I.2. Uszkodzenie szyny 

●● 

Defekty wewnętrzne 

●● 

Zużycie szyny 

●● 

Uszkodzenie zwrotnicy 

●● 

Pęknięcie szyny 

I.3. Obcy przedmiot na szynach 

●● 

Obsunięcia terenu 

●● 

Skały, głazy (w wyniku zdarzeń naturalnych lub wandalizmu) 

●● 

Wrak wagonu z sąsiedniego torowiska 

●● 

Wykolejony wagon z sąsiedniego toru 

●● 

Drzewa lub szczątki naniesione przez huragany 

●● 

Śnieg, lawiny 

●● 

Opadające stalaktyty w tunelach 

●● 

Zgubiony ładunek pociągu towarowego 

I.4. Konserwacja torów 

●● 

Prace na torze zamkniętym dla ruchu 

●● 

Prace na torze otwartym dla ruchu 

II. Tabor 

●● 

Wytarty wałek lub tarcie łożyska lub hamulca 

●● 

Uszkodzenie koła i wózka zwrotnego 

●● 

Uszkodzenie komponentu wózka 

III. Przeprowadzane operacje 

●● 

Nadmierna prędkość 

●● 

Zmiana kierunku jazdy (zwrotnica) 

●● 

Błędy podczas przetaczania wagonów na bocznicy 

225


3.3. Modele obliczeniowe 

Prawdopodobieństwo wystąpienia określonego stanu niesprawności systemu transportu 

(w tym wypadku wykolejenia lub zderzenia) może być oszacowane za pomocą trzech 

typów modeli: 

●● 

●● 

●● 

modeli Markowa, uwzględniających odnawialność komponentów systemu (torów lub 

taboru) w wyniku rutynowych inspekcji i napraw w razie zidentyfikowania istotnych 

uszkodzeń komponentów; modele takie mogą być stosowane w odniesieniu do wykolejeń 

wynikających z przeprowadzonych napraw konserwacyjnych torów, 

modeli uszkodzeń związanych ze zmęczeniem obciążeniowym komponentów, 

które można zastosować w sytuacjach związanych z kumulowaniem się naprężeń na 

elementach sprzętu w związku z wielkością transportowanych ładunków i długością 

trasy ich przewozu; modele takie są stosowane do wykolejeń w wyniku zachodzenia 

procesów zmęczenia komponentów systemu transportu, 

modeli drzewa zdarzeń i drzewa błędów, które można stosować w badaniach sekwencji 

zdarzeń następujących po wykolejeniu lub zderzeniu. 

3.4. Schemat obliczeń prawdopodobieństwa wystąpienia zdarzeń LOC 

Prawdopodobieństwo wystąpienia utraty szczelności zbiornika zawierającego 

niebezpieczne substancje (tzn. wystąpienia zdarzeń LOC) może być podzielone na 

prawdopodobieństwo zdarzenia w wyniku kolizji (COL) i na prawdopodobieństwo w wyniku 

wykolejenia (DER). Schemat obliczeń prawdopodobieństwa wystąpienia zdarzeń LOC 

przedstawiono na rysunku 4. W obu wypadkach prawdopodobieństwo wystąpienia zdarzeń 

LOC jest równe prawdopodobieństwu wystąpienia odpowiedniego zdarzenia początkującego 

pomnożonemu przez prawdopodobieństwo warunkowe uwolnienia substancji 

niebezpiecznej. 

Wystąpienie zdarzeń LOC dotyczących pewnych substancji niebezpiecznych, jest wystarczające 

do uwolnienia niebezpiecznego materiału do środowiska. W odniesieniu do innych 

materiałów niebezpiecznych potrzebna jest jeszcze dodatkowa energia do ich uwolnienia. 

Oznacza to, że odpowiednie prawdopodobieństwa zdarzeń wyrażają następujące 

zależności: 

●● 

P{LOC|COL, dodatkowa energia do uwolnienia} = P{COL) * P{uwolnienie|COL}; 

●● 

P{LOC|DER, dodatkowa energia do uwolnienia} = P{DER) * P{uwolnienie|DER}. 

Prawdopodobieństwo kolizji jest rozdzielone na prawdopodobieństwo kolizji ze stałym 

obiektem, na prawdopodobieństwo kolizji z innym pociągiem oraz na prawdopodobieństwo 

kolizji podczas manewrowania. Zakłada się, że wszystkie te trzy zdarzenia nie występują 

w tym samym czasie, a zatem całkowite prawdopodobieństwo jest sumą: 

P{COL} = P{COL|stały obiekt} +P{COL|inny pociąg} +P{COL|podczas manewrowania}. 

226


Prawdopodobieństwo wykolejenia rozdzielono na prawdopodobieństwo związane 

z uszkodzeniem torów, prawdopodobieństwo związane z uszkodzeniem taboru oraz na 

prawdopodobieństwo wykolejenia w wyniku przeprowadzanych operacji, tzn: 

P{DER} =P{DER|uszkodzenie torów} +P{DER|uszkodzenie taboru} +Fr{DER|operacje}. 

Prawdopodobieństwo wykolejenia związane z torami podzielono na prawdopodobieństwo 

wykolejenie związane ze stanem torów i na prawdopodobieństwo wykolejenia 

w wyniku nieodizolowania części torów poddawanej konserwacji, które może być podzielone 

na dwa przypadki: gdy tory są ciągle otwarte dla pociągów i gdy są one zamknięte. 

W obu wypadkach powinna być uwzględniona skuteczność odpowiednich środków bezpieczeństwa. 

Oznacza to uwzględnienie następujących zależności w obliczeniach całkowitego 

prawdopodobieństwa wykolejenia związanego ze stanem torów P{DER|związane ze 

stanem torów}. 

P{DER|związane ze stanem torów} = P{DER|stan techniczny torów} + P{DER|tory w konserwacji 

zamknięte dla przejazdu pociągów} + P{DER|tory w konserwacji otwarte dla przejazdu 

pociągów}. 

W obliczeniach prawdopodobieństwa wykolejenia związanego ze stanem torów 

uwzględnia się następujące czynniki: 

●● 

długość sekcji torów, 

●● 

rodzaj torów, 

●● 

rodzaj uformowania i podsypki, 

●● 

użyte podkłady, 

●● 

łączniki szynowe, 

●● 

rodzaj szyn, 

●● 

systemy drenażu, 

●● 

podatność na uszkodzenia przez obce przedmioty, 

●● 

systemy zabezpieczeń przed uszkodzeniami przez obce przedmioty, 

●● 

strumienie uszkodzeń komponentów systemu, 

●● 

charakterystyczne przedziały czasowe między inspekcjami lub między wystąpieniem 

uszkodzenia a zapoczątkowaniem naprawy, jak również czas wymagany do naprawy 

utraty geometrii toru, uszkodzenia szyny, uszkodzenia zwrotnicy, uszkodzenia spowodowanego 

upadkiem obcych przedmiotów, 

●● 

czas pomiędzy wykryciem uszkodzenia a zapoczątkowaniem naprawy, 

●● 

wartość wskaźnika związanego z odizolowaniem torów pomiędzy inspekcjami lub pomiędzy 

wystąpieniem uszkodzenia a zapoczątkowaniem naprawy (0 lub 1), 

●● 

wartość wskaźnika związanego z odizolowaniem torów w czasie naprawy (0 lub 1), 

●● 

prawdopodobieństwo niezaobserwowania odizolowania torów po wykryciu uszkodzenia 

lub niezasygnalizowania dokonanego odizolowania torów przez personel wykonujący 

konserwacje, niepodporządkowanie się przez prowadzącego pociąg do sygnalizowanych 

ostrzeżeń, błędy nadzoru przy sprawdzaniu wykonanych prac. 

227


Techniczne/administracyjne 

cechy bezpieczeństwa 

Oddziaływanie 

człowieka 

Przejazd na 

czerwonym świetle 

Analizy drzew zdarzeń 




człowieka 

Zdarzenie wypadkowe 

w czasie manewrowania 

na bocznicy 


Obce przedmioty 

na torach 

Uszkodzenie wózka 

zwrotnego 

Informacje opracach 

konserwacyjnych 

Określenie stanu 

Informacje 

środowiskowe 

Wadliwy stan/warunki 

transportowanych 

materiałów 

Źle przeprowadzone 

operacje 

Utrata geometrii 

torów 

Uszkodzenie szyn 

Mechaniczne 

uszkodzenia 

zwrotnicy 

Obce przedmioty 

na torach 

Kolizja 

Mechanizmy utraty 

obudowy 

bezpieczeństwa 

Mechanizmy utraty 

obudowy 

bezpieczeństwa 

Wykolejenie 

Zdarzenie LOC 




człowieka 

Prace konserwacyjne 

na torach 





człowieka 

Przegrzanie 

kół ,łożysk 


Rys. 4. Schemat obliczeń prawdopodobieństwa wystąpienia zdarzeń LOC (w oparciu o Gheorghe 

i in. 2004) 

Fig. 4. Survey of the model for LOC (after Gheorghe et al. 2004) 

228


Prawdopodobieństwo wykolejenia z powodu stanu taboru kolejowego jest podzielone 

na prawdopodobieństwo przegrzania łożysk i kół oraz na prawdopodobieństwo 

uszkodzenia wózka zwrotnego: 

P{DER|tabor kolejowy}=P{DER|tabor kolejowy – przegrzanie łożysk}+P{DER|tabor kolejowy 

– uszkodzenie wózka zwrotnego}. 

Zakłada się, że uszkodzenie wózka zwrotnego jest podane jako wartość oszacowana 

przez ekspertów. Prawdopodobieństwa wykolejenia ze względu na przeprowadzane operacje, 

tj. scenariusze nieuwzględnione w powyższych rozważaniach, muszą również być 

podane w rozpatrywanym modelu jako wartość oszacowana przez ekspertów. 

Przy założeniu, że żaden z wyżej podanych scenariuszy nie wydarzy się w tym samym 

czasie, całkowite prawdopodobieństwo wystąpienia zdarzenia LOC jest sumą wszystkich 

możliwych prawdopodobieństw wystąpienia omówionych zdarzeń. Udział możliwych scenariuszy 

w prawdopodobieństwie wystąpienia zdarzenia LOC wygodnie jest przedstawić 

w postaci diagramu, tak jak na rysunku 5. 

1Wykolejenia związane ze stanem 

torów 10% 

2 

2Wykolejenie zpowodu przegrzania 

łożysk 29% 

3Wykolejenie zpowodu uszkodzenia 

wózka zwrotnego 23% 

3 

1 

9 

4Wykolejenie podczas prac 

konserwacyjnych inaprawczych 2% 

5Wykolejenie związane z 

przeprowadzanymi operacjami 15% 

6 Zderzenie związane z 

przekroczeniem skrajni ładunku 2% 

4 

5 

6 7 

8 

7 Zderzenie zinnym pociągiem 7% 

8 Zderzenie wtrakcie przetaczania 5% 

9 Zderzenie zobcym obiektem na torach 7% 

Rys. 5. Wkład do prawdopodobieństwa wystąpienia LOC – przykład 

Fig. 5. Contributions to LOC probabilisty – an example 

229


3.5. Obliczenia procesów fizycznych związanych z uwolnieniem 

W analizach ryzyka związanych z transportem materiałów niebezpiecznych szlakami 

kolejowymi do obliczeń procesów fizycznych związanych z uwolnieniem takich substancji 

do otoczenia w wyniku rozszczelnienia zbiornika, w którym transportowane są materiały 

niebezpieczne można stosować takie same modele, programy obliczeniowe i bazy danych 

właściwości substancji niebezpiecznych, które są używane w standardowych analizach 

awarii przemysłowych instalacji stacjonarnych. Obejmuje to: 

●● 

oraz 

●● 

obliczenie procesów uwolnienia substancji niebezpiecznej, jej transportu i dyspersji 

w środowisku 

oszacowanie skutków oddziaływania na człowieka i na środowisko w związku ze skażeniem 

powietrza, z wysokim poziomem promieniowania cieplnego, z powstaniem fali 

ciśnieniowej lub z generowaniem odłamków w wyniku wybuchu. 

4. Podejście oparte na koncepcji gorących punktów 

Istota podejścia. W większości analiz ryzyka związanych z transportem substancji 

niebezpiecznych nie są uwzględniane w odpowiedni sposób dodatkowe informacje przestrzenne, 

charakteryzujące analizowany system transportowy, dotyczące infrastruktury 

kolejowej, użytkowania terenu i gęstości zaludnienia. Proponowane podejście oparte na 

koncepcji gorących punktów nie ma na celu zastąpienia pełnoskalowego modelu dynamicznego, 

opisującego transport materiałów niebezpiecznych koleją. Jest to jedynie intuicyjne 

i praktyczne podejście do identyfikacji i opracowania scenariuszy, przez skoncentrowanie 

się na bardziej szczegółowym scharakteryzowaniu czynników determinujących zagrożenia 

na segmentach analizowanej drogi kolejowej. Można przy tym przyjąć, że segment to taki 

odcinek drogi kolejowej, na którym należy spodziewać się, że ryzyko zmienia się bardzo 

nieznacznie, w związku z czym, może on mieć długość kilkuset metrów. Zależy to w dużym 

stopniu od czynników środowiskowych, m.in. od ukształtowania terenu. Segmenty drogi kolejowej 

są bazą do wykreślenia krzywych CCDF. 

Selekcja gorących punktów i obliczenia wystąpienia zdarzeń LOC. Gorący punkt 

jest zdefiniowany istnieniem przynajmniej jednego wrażliwego obiektu infrastruktury w otoczeniu 

miejsca o względnie dużym stopniu zaludnienia. Zwykle gorące punkty identyfikuje 

ekspert przeprowadzający analizę ryzyka. Takimi wyróżnionymi obiektami mogą być stacje, 

instalacje sygnalizacyjne, zwrotnice, mosty, przejścia/przejazdy, kanalizacja, tunele, skrzyżowania 

z liniami wysokiego napięcia, detektory. 

Integrowanie danych. Drzewa zdarzeń używane do opracowania scenariuszy zdarzeń 

w fazie po uwolnieniu substancji niebezpiecznej są oparte na następujących założeniach: 

230


●● 

●● 

●● 

do scharakteryzowania analizowanej drogi kolejowej używane są gorące punkty; 

w opisie możliwych źródeł uwolnień każdej kategorii uwolnienia (w zakresie od małych 

uwolnień do pełnej utraty pojemności cysterny) i każdej substancji wprowadza 

się współczynniki opisujące zarówno pogorszenie zaistniałych zdarzeń jak i ich złagodzenie; 

do różnych mechanizmów oddziaływania na środowisko przypisuje się prawdopodobieństwo 

zajścia takich oddziaływań dla każdego mechanizmu z uwzględnieniem różnych 

rodzajów użytkowania terenu, przy czym można również wprowadzać czynniki 

pogarszające lub łagodzące zaistniałe zdarzenia. 

Typową strukturę drzewa zdarzeń po wystąpieniu zdarzenia LOC przedstawiono na 

rysunku 6. Nie uwzględniono w tej strukturze możliwości zarządzania zdarzeniem awaryjnym. 

W zasadzie zbiór scenariuszy dla każdego gorącego punktu jest elementem przestrzeni 

trójwymiarowej we współrzędnych wyznaczonych przez kategorię uwolnienia, mechanizm 

oddziaływania na środowisko i ludzi oraz współrzędne przestrzenne uwolnienia. 

W praktyce można wygenerować tysiące scenariuszy dla względnie krótkiego odcinka 

drogi kolejowej. 

Rys. 6. Struktura drzewa zdarzeń po wystąpieniu zdarzenia LOC 

Fig. 6. Structure of the event tree after LOC 

231


Korzyści zastosowania zawansowanego podejścia. Korzyści zastosowania zaproponowanego 

powyżej zaawansowanego podejścia rozwiązania są związane: 

●● 

●● 

●● 

z integrowaniem różnego rodzaju informacji, włączając w to dane przestrzenno-środowiskowe; 

z możliwością interaktywnego zarządzania danymi; 

z możliwościami zastosowania różnych form wizualizacji wyników obliczeń w tym 

przedstawienia ich na mapach cyfrowych. 

W odniesieniu do możliwości integracyjnych przedstawione podejście odpowiednio 

umożliwia odzwierciedlenie fenomenologii transportu materiałów niebezpiecznych szlakami 

kolejowymi przez adopcję następujących faktów (danych): 

●● 

●● 

●● 

●● 

czasu i miejsca przewozu niebezpiecznych materiałów; 

szczegółowej charakterystyki poszczególnych segmentów trasy przewozu ze względu 

na jej jakość techniczną w celu zapewniania usług transportowych, szczegółowego 

scharakteryzowania infrastruktury i stanu technicznego taboru oraz ogólnej charakterystyki 

działania sytemu transportu; 

brania pod uwagę różnorodnych aspektów sytuacyjnych przez uwzględnienie różnych 

sekwencji zdarzeń prowadzących do wystąpienia zdarzeń LOC; 

możliwości zastosowania zweryfikowanych modeli obliczeń skutków dla zdrowia człowieka 

i środowiska. 

●● 

●● 

●● 

●● 

●● 

Interaktywne zarządzanie danymi odnosi się do następujących grup danych: 

danych systemów informacji przestrzennej; 

danych fizykochemicznych substancji niebezpiecznych; 

danych statystycznych i oszacowań ekspertów (np. w celu wyznaczenia prawdopodobieństw 

błędów ludzkich); 

prawdopodobieństwa uszkodzeń systemów technicznych występujących w scenariuszach 

awaryjnych prowadzących do wystąpienia zdarzeń LOC; 

charakterystyki infrastruktury trasy przewozu z uwzględnieniem cech istotnych ze 

względu na możliwość wystąpienia wykolejenia i kolizji pociągów (w tym krzywizny torów, 

przejścia, przejazdy, zwrotnice itp.). 

Szczegółowe modele obliczeniowe stosowane w ocenach ryzyka transportu koleją materiałów 

niebezpiecznych zostaną zaprezentowane w drugiej części niniejszego artykułu. 

232


Załącznik A. Metody ilościowych ocen ryzyka poważnych awarii 

Uwagi wprowadzające 

W załączniku przedstawiono podstawowe pojęcia, zakres i metody ilościowych ocen 

ryzyka, które mają zastosowanie w razie poważnych awarii instalacji stacjonarnych i katastrof 

transportowych z udziałem niebezpiecznych substancji. 

Wyważona ocena bezpieczeństwa i ryzyka poważnych awarii obiektów przemysłowych, 

które charakteryzują wbudowane cechy bezpieczeństwa, wymaga stosowania takich 

metodyk predykcyjnych jak: Probabilistyczne Oceny Bezpieczeństwa, znane w terminologii 

angielskiej jako Probabilistic Safety Assessment (PSA). Metodyki te zostały po 

raz pierwszy opracowane na potrzeby kompleksowych analiz bezpieczeństwa instalacji 

jądrowych. Metodyki PSA dostarczają strukturalnego i logicznego podejścia do wyznaczania 

wiarygodnych, potencjalnych scenariuszy awaryjnych instalacji, ocen ich prawdopodobieństw 

i skutków. 

W ostatnim dwudziestoleciu wypracowano odpowiednie standardy metodyk PSA. 

Po pewnych modyfikacjach, a także pod zmienioną nazwą: Ilościowe Oceny Ryzyka 

(QRA), metodyki PSA zostały adaptowane do analiz przemysłowych i transportowych 

instalacji chemicznych, platform wydobywczych na morzu i przemysłu kosmicznego. 

Modyfikacje i adaptacje były konieczne ze względu na fundamentalne różnice pomiędzy 

energetyką jądrową (gdzie mamy do czynienia w zasadzie z jednym niebezpiecznym 

procesem) a innymi rodzajami niebezpiecznej działalności, w szczególności 

w przemyśle chemicznym, gdzie może współistnieć jednocześnie lub zachodzić kolejno 

wiele procesów niebezpiecznych. 

W analizach PSA przyjmuje się, że ryzyko R, to uporządkowana trójka: 

R = (S,P,C), 

gdzie: 

S – scenariusz wypadku, zwykle opisany jako ciąg następujących po sobie zdarzeń, 

P – prawdopodobieństwo zajścia S, 

C – odpowiednia miara skutków wywołanych przez S. 

233


Tabela A. Zakres pełnej analizy QRA 

Table A. Full scope of Quantitative Risk Assessment-QRA 

I. Ustalenia co do przedmiotu i zakresu analiz 

Cele analizy ryzyka, w tym punkty końcowe analiz. 

Opis obiektu i zebranie informacji o obiekcie i jego otoczeniu na potrzeby analiz. 

II. Identyfikacja zagrożenia 

Identyfikacja źródeł zagrożeń. 

Identyfikacja stanów eksploatacyjnych obiektu ważnych dla ocen zagrożenia. 

Wybór zdarzeń początkujących ciągi awaryjne. 

Określenie funkcji bezpieczeństwa. 

Wyznaczenie związków pomiędzy funkcjami bezpieczeństwa a systemami obiektu i procedurami 

postępowania realizującymi te funkcje. 

Określenie kryteriów sukcesu wypełnienia funkcji bezpieczeństwa przez systemy obiektu i działania 

operatorskie. 

Pogrupowanie zdarzeń początkujących ze względu na kryterium wymagań systemów i działań 

operatorskich. 

Selekcja zdarzeń początkujących generujących scenariusze awaryjne dominujące ze względu 

na wielkość zagrożeń. 

III. Opracowanie modeli scenariuszy (ciągów) awaryjnych 

Opracowanie modeli funkcjonalnych i systemowych ciągów zdarzeń (drzewa zdarzeń). 

Opracowanie modeli do analiz niezawodności systemów występujących w definicji ciągów zdarzeń 

(drzewa uszkodzeń itp.). 

Opracowanie modeli analiz błędów ludzkich popełnianych w normalnych stanach eksploatacyjnych 

obiektu oraz w stanach awaryjnych. 

Ocena zależności pomiędzy systemami/elementami/działaniami operatorskimi: 

●● 

generowanych przez zasady funkcjonowania obiektu, 

●● 

powstałych w wyniku procesów fizycznych lub przyjętych zasad obsługi w normalnych stanach 

eksploatacyjnych i awaryjnych. 

IV. Przygotowanie banków danych do analiz ilościowych 

Ocena częstotliwości występowania zdarzeń początkujących. 

Opracowanie baz danych o prawdopodobieństwach uszkodzeń elementów systemów technicznych. 

Opracowanie (dobór) baz danych dotyczących prawdopodobieństwa błędów ludzkich. 

Opracowanie (dobór) banków danych fizykochemicznych związków niebezpiecznych (wybuchowość, 

palność, toksyczność). 

V. Analiza ilościowa ciągów zdarzeń awaryjnych – obliczenie prawdopodobieństwa wystąpienia 

tych ciągów 

Pogrupowanie ciągów według kryterium uszkodzenia obiektu lub charakterystyki uwolnień. 

Wyznaczanie prawdopodobieństw zajść ciągów awaryjnych. 

Określenie zdarzeń dominujących (uszkodzeń sprzętu, działań operatorskich) dla każdej grupy 

ciągów. 

Analiza błędów oceny prawdopodobieństwa ciągów awaryjnych. 

VI. Wyznaczenie kategorii uwolnień substancji niebezpiecznych 

Obliczenie uwolnień frakcji ciekłej i gazowej substancji niebezpiecznych. 

Określenie i analiza ilościowa zjawisk fizycznych towarzyszących uwolnieniom. 

VII. Oszacowanie skutków 

Określenie klas warunków atmosferycznych, w oparciu o dane statystyczne. 

Opis topografii otaczającego terenu. 

Oszacowanie skutków dla każdej kategorii uwolnień substancji niebezpiecznych. 

234


Oceny ryzyka metodami QRA umożliwiają rozważenie wszystkich elementów zarządzania 

ryzykiem w celu wypracowania najlepszych całościowych działań, gwarantujących, 

że istotne kryteria bezpieczeństwa dotyczące ryzyka są spełnione przez analizowaną instalację 

lub działalność. Wiąże się to z identyfikacją źródeł zagrożeń, określeniem możliwych 

scenariuszy awaryjnych S, oceną prawdopodobieństwa P wystąpienia takich scenariuszy 

i ich potencjalnych skutków C, wyznaczeniem profilu ryzyka instalacji i porównaniem z obowiązującym 

kryterium w tym zakresie. 

Powszechnie stosowanymi technikami wyznaczania prawdopodobieństwa wystąpienia 

ciągów zdarzeń awaryjnych jest analiza drzew uszkodzeń i drzew zdarzeń. 

Analiza Drzew Zdarzeń (Event Tree Analysis) 

Analiza Drzew Zdarzeń (ETA) rozpatruje ciąg zdarzeń awaryjnych od zdarzenia początkującego 

do zdarzenia końcowego, ze szczególnym uwzględnieniem momentów mających 

decydujące znaczenie na stan obiektu (instalacji). 

W wielu sytuacjach pojedyncze zdarzenie może prowadzić do wielu różnorodnych 

następstw, w zależności od sprawności lub niesprawności elementów/systemów/działań 

operatorskich przewidzianych do opanowania tego zdarzenia. Kombinacja zdarzenia początkującego 

i tych sprawności/niesprawności definiuje poszczególne ciągi zdarzeń awaryjnych. 

ETA jest podstawową metodą tworzenia probabilistycznego modelu obiektu do analiz 

zagrożenia. Wyróżnia się dwie formy ETA: przedwypadkową i powypadkową. Przedwypadkowa 

forma może służyć do ustalenia zbiorów zdarzeń początkujących i oceny prawdopodobieństwa 

ich zajścia. Powypadkowa natomiast do analizy zaistniałej awarii i identyfikacji 

niedoskonałości funkcjonalnej systemów bezpieczeństwa. 

235


Rys. A. Drzewo zdarzeń dla zdarzenia początkującego: „brak wody chłodzącej reaktor chemiczny” 

Fig. A. Event tree for the initiating event: „Loss of chemical reactor cooling water” 

●● 

●● 

●● 

●● 

●● 

Procedura analiz ETA składa się z sześciu głównych etapów: 

identyfikacja zdarzenia inicjującego, które może doprowadzić do założonej awarii; 

identyfikacja funkcji bezpieczeństwa (realizowanych przez systemy techniczne instalacji 

oraz jej obsługę), przewidzianych do zahamowania rozwoju stanu awaryjnego oraz 

łagodzenia jego skutków; 

konstrukcja drzewa zdarzeń; 

identyfikacja występujących w drzewie zdarzeń ciągów awaryjnych; prowadzących do 

niepożądanych skutków; 

wyznaczanie prawdopodobieństwa wystąpienia ciągów awaryjnych oparte na niezawodności 

(głównie metodą FTA) systemów technicznych i błędy działań obsługi, wyznaczających 

te ciągi. 

W analizach zagrożeń od instalacji chemicznych zdarzenie inicjujące jest często 

związane z uwolnieniami substancji niebezpiecznych. Uwolnienie to może być związane 

z uszkodzeniami rurociągów, zbiorników lub z eksplozjami. Funkcje bezpieczeństwa stano- 

236


wią urządzenia, działania lub bariery przerywające ciągi zdarzeń zapoczątkowanych zdarzeniem 

inicjującym. Oszacowanie wystąpienia każdej sekwencji awaryjnej opiera się na 

wyznaczeniu prawdopodobieństwa warunkowego dla każdej funkcji bezpieczeństwa przy 

warunku, że zaistniało zdarzenie bezpośrednio poprzedzające. Prawdopodobieństwa dla 

każdej gałęzi muszą sumować się do jedności. Źródłem prawdopodobieństw warunkowych 

mogą być dane historyczne, dane z podobnych instalacji lub oceny ekspertów. Dokładniejsze 

oszacowania daje jednak konstruowanie i analiza ilościowa drzew uszkodzeń 

dla każdej gałęzi drzewa zdarzeń w przypadku złożonych systemów bezpieczeństwa. 

Zdarzeniem szczytowym dla takiego drzewa uszkodzeń jest niewypełnienie funkcji 

bezpieczeństwa przez system. Przykład zdarzeń pokazuje rysunek A. 

Analiza Drzewa Uszkodzeń (Fault Tree Analysis) 

Analiza Drzewa Uszkodzeń (FTA) jest jedną z częściej stosowanych metod analiz niezawodności 

systemów. Czasami służy ona również do identyfikacji i oceny prawdopodobieństwa 

zdarzeń początkujących. Polega ona na określeniu powiązań logicznych pomiędzy 

przyczynami – tzw. zdarzeniami elementarnymi (awarią pompy, wadliwym zadziałaniem 

przekaźnika, nieprawidłowym działaniem operatora) a ich skutkami – zdefiniowanymi przez 

analityka stanami odbiegającymi od założonej normy (niesprawnością systemu, wyciekiem 

substancji, eksplozją, brakiem odprowadzania ciepła). FTA opiera się na danych niezawodnościowych 

dotyczących urządzeń mechanicznych, elektrycznych, aparatury kontrolno- 

-pomiarowej, danych o wytrzymałości zbiorników i rur oraz innych informacji opisujących 

prawdopodobieństwo uszkodzenia dowolnego elementu wchodzącego w skład instalacji 

i wpływającego na jej funkcjonowanie. Nazwa metody jest związana z jej postacią graficzną: 

stan awaryjny – zdarzenie szczytowe jest połączone „gałęziami” wraz z odpowiednimi 

logicznymi bramkami wyboru ze zdarzeniami pośrednimi aż do poziomu zdarzeń uznanych 

za i elementarne. Zdarzenia elementarne nie są dalej rozwijane na składowe bardziej 

szczegółowe. Analiza Drzewa Uszkodzeń służy do ilościowego oszacowania prawdopodobieństwa 

zdarzenia szczytowego poprzez prawdopodobieństwa zdarzeń elementarnych 

oraz do wskazania elementów, które głównie przyczyniają się do wielkości prawdopodobieństwa 

zdarzenia szczytowego. Cały zakres analizy FTA polega na: 

●● 

zdefiniowaniu zdarzenia szczytowego (niesprawności systemu, zdarzenia początkującego); 

●● 

ustaleniu hierarchicznej struktury drzewa uszkodzeń (zdarzenia pośrednie); 

●● 

skonstruowaniu drzewa uszkodzeń, polegającego na powiązaniu zdarzeń logicznymi 

bramkami wyboru; 

●● 

określeniu zdarzeń podstawowych wiodących do zdarzenia szczytowego; 

●● 

określeniu prawdopodobieństwa zajścia zdarzeń początkujących; 

●● 

wyznaczeniu „minimalnych przekrojów drzewa”, tj. minimalnych zbiorów zdarzeń ele- 

237


●● 

●● 

●● 

mentarnych prowadzących do zdarzenia szczytowego; 

obliczeniu prawdopodobieństwa zajścia zdarzenia szczytowego; 

analizie wyników pod kątem wyznaczenia dominujących zdarzeń elementarnych; 

analizie czułości polegającej na sprawdzeniu jak zmiana prawdopodobieństwa uszkodzenia 

jednego elementu ze zbioru przekrojów minimalnych wpływa na prawdopodobieństwo 

wystąpienia zdarzenia szczytowego. 

Uszeregowana lista przekrojów minimalnych drzewa prowadzących w danych warunkach 

do zdarzenia szczytowego jest szczególnym wynikiem jakościowych analiz metodą 

FTA. Model drzewa uszkodzeń jest często stosowany jako efektywne narzędzie porozumiewania 

kadry technicznej i decyzyjnej w sprawach wymaganej sprawności badanego systemu 

technicznego i bezpieczeństwa całej instalacji obejmującej wiele systemów. Opierając 

się na liczbie i typie uszkodzeń w przekrojach minimalnych zespół analityków może zaproponować 

udoskonalenia systemu zmniejszające prawdopodobieństwo zajścia zdarzenia 

szczytowego – zwiększającego jego niezawodność. 


Advisory Committee on Dangerous Substances. Major hazard aspects on the transport 

of dangerous substances. 1988. Health and Safety Commission, London. 

A national risk assessment for selected hazardous materials in transportation. 2000. 

ANL/DIS-01-1. Argonne National Laboratory. 

Borysiewicz M. 2006. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z krajami sąsiednimi – międzynarodowy transport substancji niebezpiecznych 

– I etap z RFN. Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska, 

Warszawa. 

Borysiewicz M. 2007a. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z Rosją – międzynarodowy transport niebezpiecznych substancji chemicznych. 

Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska, grudzień 2007 r. 

Warszawa. 

Borysiewicz M. 2007b. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z Białorusią. Międzynarodowy transport niebezpiecznych substancji chemicznych. 

Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony, grudzień 2007 r. Warszawa. 

Borysiewicz M. 2008a. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z Czechami – międzynarodowy transport niebezpiecznych substancji chemicznych. 

Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska, listopad 

2008 r. Warszawa. 

Borysiewicz M. 2008b. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z Litwą – międzynarodowy transport niebezpiecznych substancji chemicz- 

238


nych. Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska, listopad 


Borysiewicz M. 2008c. Analiza zagrożeń poważnymi awariami w obszarach przygranicznych 

z Ukrainą – międzynarodowy transport niebezpiecznych substancji chemicznych. 

Raport wykonany dla Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska, listopad 


Cozzani V., Spadoni G., Giusti S., Zanelli S. 2004. The use of HazOp and fault tree 

techniques for the assessment of non-accident induced release frequencies in the transport 

of hazardous substances. PSAM7-ESREL’04 proceedings of the seventh international 

conference on probabilistic safety assessment and management. Springer, Berlin. 

Gheorghe A.V., Birchmeier J., Vamanu D., Papazoglou I., Kröger W. 2004. 

Comprehensive risk assessment for rail transportation of dangerous goods: a validated 

platform for decision support. Reliability Engineering and System Safety 88 (2005): 

247–272. 

Handbuch III zur Storfallverordnung StFV, Richtlinien fur Verkehrswege. 1992. 

Budesamt fur Umwelt, Wald und Landwirtschaft (BUWAL). Bern. 

Kröger W., Høj N.P. 2001. Risk analysis of transportation of road and railway from a European 

perspective. Safety Science. 

Manual for the classification and prioritization of risks due to major accidents in the 

process and related industries. International Atomic Energy Agency (IAEA). 1996. 

IAEA-TECDOC 727, Rev. 1. Vienna. 

Maschio G., Milazzo M.F., Antonioni G., Spadoni G. 2004. Quantitative transport 

risk analysis on a regional scale: application of TRAT-GIS to East Sicily. PSAM7-ES- 

REL’04 proceedings of the seventh international conference on probabilistic safety assessment 

and management. Springer, Berlin. 

Monografia „Models and Techniques for Health and Environmental Hazards Assessment 

and Management”. 2006. ISBN 83-914809-7-6. SUPPLEMENT Transportation 

Risk Assessment, M.J. Borysiewicz. Instytut Energii Atomowej. 

Pilotrisikoanalyse fur den Transport gefahrlicher Guter. 1998. Fallbeispiel Bahn. Zollikon: 

Ernst Basler & Partner. 

Quantitative risk assessment for transportation of hazardous materials, road-rail- 

-water-pipeline, risk calculation methodology, background document. AVIV BV 

Consultants. The Hague: Ministry of Transport. 1999. 

Saccomanno F.F., Cassidy K. (editors) 1993. Transportation of dangerous goods: assessing 

the risks. Ont: Institute for Risk Research, Waterloo. 

239


Janusz Deska*, Antoni Bombik*, Jolanta Raczuk**, 

Anna Marciniuk-Kluska*** 

REALIZACJA PROGRAMU OCZYSZCZANIA KRAJU Z AZBESTU 

NA LATA 2009–2032 W GMINACH WIEJSKICH POWIATÓW 

SIEDLECKIEGO I ŁOSICKIEGO 

IMPLEMENTATION OF PROGRAMME FOR ASBESTOS 

ABATEMENT IN POLAND 2009–2032 IN RURAL CONTIES OF 

SIEDLCE AND ŁOSICE DISTRICTS 

Słowa kluczowe: usuwanie azbestu, gminy wiejskie, mazowieckie, zaawansowanie programu, 

koszty. 

Key words: asbestos removal, rural municipalities, Mazowsze states, advancement program, 

costs. 

Streszczenie 

Na obszarze Polski znajduje się około 15 500 tys. Mg wyrobów zawierających azbest, 

w tym 14 900 tys. ton płyt azbestowo-cementowych oraz 600 tys. Mg rur i innych wyrobów 

azbestowo-cementowych, a na obszarze wiejskim znajduje się około 5400 tys. budynków, 

krytych płytami azbestowo-cementowymi. 

Największe ilości wyrobów azbestowych znajdują się na terenie województw: mazowieckiego 

(3000 tys. Mg) i lubelskiego (2000 tys. Mg). W roku 2002 przyjęto w Polsce „Program 

usuwania azbestu i wyrobów zawierających azbest stosowanych na terytorium Polski”, 

który zakłada, że do 2032 roku na obszarze Polski nastąpi usunięcie z budynków 

* Dr Janusz Deska, prof. dr hab. Antoni Bombik – Instytut Agronomii, Uniwersytet 

Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 22; 

e-mail: kaktus1@uph.edu.pl; e-mail: kdr.ap@op.pl 

** Dr inż. Jolanta Raczuk – Instytut Biologii, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny 

w Siedlcach, ul. Prusa 12, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 38; e-mail: jraczuk@uph.edu.pl 

*** Mgr Anna Marciniuk-Kluska – Instytut Zarządzania i Marketingu, Uniwersytet Przyrodniczo- 

Humanistyczny w Siedlcach, ul. Żytnia 17/19, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 17 08; 

e-mail: anamk@interia.pl 

240

Realizacja programu oczyszczania kraju z azbestu na lata 2009–2032 w gminach... 

i budowli wszystkich wyrobów, które zawierają azbest. W badaniach przeprowadzono analizę 

realizacji tego programu we wszystkich gminach wiejskich powiatu siedleckiego i łosickiego. 

Oceniono przygotowane programy pod względem stopnia kompletności rozwiązań, 

stopnia zaawansowania realizacji programu oraz przewidywanych efektów. Gminy zajmują 

łącznie obszar 2375 km 2 i są zamieszkałe przez 116 426 osób. Na ich obszarze znajduje 

się 472 wsie. W trakcie realizacji programu zinwentaryzowano 4893,9 tys. m 2 pokryć dachowych, 

co odpowiada masie 59 753,5 Mg wyrobów azbestowych. Analiza udokumentowała 

duże zróżnicowanie stopnia realizacji programu w obydwu powiatach. Zwraca uwagę 

niewielki stopień wdrażania przyjętego programu w tych gminach. Nieznaczny udział gmin, 

w których stopień realizacji jest wysoko zaawansowany, może zdecydować o opóźnieniu 

realizacji PUA w tym terenie. Innymi czynnikami, mogącymi ograniczyć wykonanie założeń 

programu, jest zupełny brak składowisk substancji niebezpiecznych w tym terenie oraz wysokie 

koszty tego procesu, trudne do zaakceptowania w tym rejonie Polski. 

Summary 

On the Polish territory is about 15 500 thousand Mg of asbestos-containing products, including 

14 900 thousand Mg tons of asbestos-cement panels and 600 thousand Mg pipes 

and other asbestos cement products. Rural area is about 5400 buildings, covered with asbestos-cement 

panels. The largest amounts of asbestos can be found in the following Mazowsze 

(3000 thousand Mg) and Lubelskie (2000 thousand Mg) region. In 2002, adopted 

in Poland Programme “The removal of asbestos and asbestos-containing products used 

on Polish territory”, which assumes that for 2032 on Polish territory will be removed from 

the buildings and all products containing asbestos. In studies conducted to examine the 

implementation of this program in all rural communities Siedlce and Łosice districts. Prepared 

rated programs in terms of completeness of solutions, the degree of sophistication of 

program implementation and expected results. In the course of the program were inventoried 

4893,9 thousand m 2 of roofing, which corresponds to the weight of 59 753.5 thousand 

Mg of asbestos products. An analysis has documented large differences in the degree program 

in both counties. Draws attention to a small degree of implementation of the adopted 

program in these communities. Small share of the municipalities in which the degree of 

implementation is a highly advanced, it may decide to delay the implementation of the Program 

in the area. Other factors that may limit the performance objectives of the program 

is a complete lack of landfill of hazardous substances in the area and the high cost of this 

process, difficult to accept in this region of Poland. 

241

Janusz Deska i in. 


Azbest znany był już w czasach starożytnych, a jego zastosowanie gospodarcze notuje 

się od 4500 lat. Przez kilka stuleci był dodatkiem do innych materiałów w produkcji knotów 

do świec, niepalnego papieru oraz skóry, a także sukna na płaszcze żołnierskie. W XX wieku 

był jednym z powszechnie stosowanych surowców mineralnych. Nazwa azbest obejmuje 

ogół minerałów krzemianowych, tworzących włókna. Zalicza się do nich: azbesty serpentynowe 

(chryzotylowe) i amfibolowe (amiantowe, amozytowe, aktynolitowe, antofyllitowe, 

krokidolitowe oraz magnesioriebeckitowe). 

Do minerałów azbestopodobnych należą: attapulgit, antygoryt włóknisty, sepiolit, talk 

włóknisty, wollastonit, serpentynit włóknisty, zeolity włókniste oraz inne minerały krzemianowe, 

jak: diopsyd, egiryn, lamprofyllit, astrofyllit i sillimanit. Pod względem chemicznym są 

one uwodnionymi krzemianami magnezu, żelaza, wapnia i sodu [Siemińska 1988, Alloway, 

Ayres 1999]. 

Azbesty są materiałami praktycznie niezniszczalnymi, ponieważ nie ulegają degradacji 

biologicznej i termicznej, w związku z czym wprowadzone do środowiska pozostają w nim 

przez setki lat. Popularność wyrobów z azbestu związana jest ze specyficznymi właściwościami 

fizycznymi i chemicznymi tych minerałów. Włókna azbestów są mocne, trwałe i bardzo 

elastyczne, dzięki czemu produkty azbestowe są ogniotrwałe, kwasoodporne i są dość 

odporne na korozję. Odznaczają się również dużą wytrzymałością mechaniczną, dlatego 

były powszechnie stosowane w budownictwie, przemyśle maszynowym i włókienniczym 

oraz w elektrotechnice [Finley i in. 2007]. Służyły do produkcji wyrobów budowlanych, głównie 

płyt dachowych i elewacyjnych oraz rur. 

Do Polski pierwsze wyroby zwierające azbest trafiły na początku lat trzydziestych XX 

wieku, w postaci płyt azbestowo-cementowych produkowanych w Belgii. Wzrost popularności 

azbestu nastąpił w Polsce w latach 1969–1970, kiedy to powstały zakłady przemysłowe 

używające azbestu jako substratu do produkcji różnych wyrobów. W tym czasie do Polski 

importowano 100 tys. ton azbestu rocznie, co stanowiło 2% produkcji światowej. Azbest 

importowano z ZSRR, głównie chryzotyl (95% importu) oraz krokidolit (z RPA). Inne rodzaje 

azbestów występowały głównie w sprowadzanych z zagranicy wyrobach gotowych oraz 

w postaci domieszek do chryzotylu i krokidolitu [Wyroby… 1965, Siemińska 1988]. 

W roku 1997 zaczęła obowiązywać w Polsce ustawa regulująca zasady obrotu azbestem, 

w której wprowadzono zakaz jego wykorzystywania. W Stanach Zjednoczonych 

i w Europie Zachodniej wprowadzono rygorystyczne przepisy, zakazujące stosowania azbestu 

o wiele wcześniej niż w Polsce, przez co dla wielu zagranicznych zakładów produkujących 

wyroby z azbestu Polska stała się rynkiem zbytu nagromadzonych zapasów [Dyczek 

2000, Paustenbach i in. 2003, 2004]. 

Szkodliwość pyłu azbestowego jest zależna od liczby włókien, stopnia penetracji płuc 

oraz od fizycznych i aerodynamicznych cech włókien. Szczególne groźne są włókna cien- 

242


kie, o średnicy poniżej 3 µm, w tym włókna respirabilne (dłuższe niż 5 µm i o grubości 

mniejszej od 3 µm). 

Największe ryzyko zdrowotne powoduje kontakt z włóknami azbestu amfibolowego. 

Jednak dopóki włókna te nie są uwalniane do powietrza i nie występuje ich wdychanie, wyroby 

z udziałem azbestu nie stanowią zagrożenia dla zdrowia. Takie niebezpieczeństwo 

powoduje zachodząca po kilkudziesięciu latach użytkowania korozja lub uszkodzenia (łamanie, 

kruszenie, cięcie, szlifowanie) wyrobów zawierających azbest. Z tego powodu również 

w trakcie usuwania wyrobów zawierających azbest konieczne jest zachowanie szczególnej 

ostrożności [Szeszenia-Dąbrowska 2003, Pyssa, Rokita 2007]. 

2. PROGRAM USUWANIA AZBESTU ZE ŚRODOWISKA 

W roku 2002 opracowano w Polsce i wprowadzono w życie „Program usuwania azbestu 

i wyrobów zawierających azbest stosowanych na terytorium Polski”, obecnie znany 

jako „Program oczyszczania kraju z azbestu na lata 2009–2032”. Założenia tego programu 

wskazują, że do 2032 r. na obszarze Polski zostaną usunięte z budynków i budowli 

wszystkie wyroby zawierające azbest. W programie przewidziano inwentaryzację wszystkich 

produktów zawierających azbest na obszarze poszczególnych jednostek administracyjnych 

Polski. W Polsce azbest najczęściej wykorzystywano do produkcji pokryć dachowych 

(eternit falisty i płaski), płyt elewacyjnych i balkonowych, rur do wykonywania instalacji 

wodociągowych, kanalizacyjnych i centralnego ogrzewania, sprzęgieł i hamulców do wind, 

różnych typów izolacji cieplnej, bojlerów, kotłów, wymienników ciepła, przewodów centralnego 

ogrzewania oraz ognioodpornych koców azbestowych [Pyssa, Rokita 2007]. 

Obecnie 90% obiektów, zawierających azbest, pozostaje niezinwentaryzowanych, 

w związku z czym założenia dotyczące ilości i masy wyrobów azbestopochodnych określono 

szacunkowo. Podaje się, że na obszarze Polski znajduje się około 15 500 tys. Mg 

wyrobów zawierających azbest, w tym 14 900 tys. Mg płyt azbestowo-cementowych oraz 

600 tys. Mg rur i innych wyrobów azbestowo-cementowych, a na terenach wiejskich znajduje 

się około 5400 tys. budynków krytych płytami azbestowo-cementowymi. Największe 

ilości wyrobów azbestowych znajdują się na terenie województw: mazowieckiego (3000 

tys. Mg) i lubelskiego (2000 tys. Mg) [Program… 2010]. 

Powierzchnia płyt azbestowo-cementowych w województwie mazowieckim jest oceniana 

na 262 030 tys. m 2 , co stanowi masę 2961,1 tys. Mg. Znajduje się tu również 78,8 tys. 

Mg rur azbestowo-cementowych. Przewidywana masa odpadów zawierających azbest, powstających 

w województwie mazowieckim w wyniku usuwania wyrobów z azbestem, wyniesie 

do 2012 r. 1036,4 tys. Mg, w latach 2013–2022 – 1184,4 tys. Mg, a w latach 2023–2032 

– 740,3 tys. Mg [Program… 2010]. 

Podstawowe programy usuwania azbestu z użycia powinny zostać przyjęte na poziomie 

gmin lub miast. W swoich założeniach powinny one umożliwić inwentaryzację wszystkich 

243


asortymentów produktów, zawierających azbest, określenie ich ilości i miejsc występowania. 

Pozwalają również na wskazanie metod usunięcia azbestu oraz jego utylizacji, a także 

wycenę kosztów tych przedsięwzięć oraz wskazują potencjalnych wykonawców zabiegów 

usunięcia azbestu, posiadających niezbędne uprawnienia. Programy usuwania azbestu powinny 

również wskazywać niebezpieczeństwa, wynikające ze stosowania azbestu oraz powstające 

w trakcie procesu usuwania wyrobów, zawierających azbest [Program… 2010]. 

3. CEL BADAŃ I METODYKA 

Celem przeprowadzonych badań była ocena stopnia zaawansowania procesu realizacji 

„Programu oczyszczania kraju z azbestu na lata 2009–2032” w gminach powiatu siedleckiego 

i łosickiego oraz określenie ilości azbestu znajdujących się na tym terenie i możliwości 

ich usunięcia, w ramach przyjętych przez gminy algorytmów utylizacji wyrobów zawierających 

azbest. 

W czerwcu 2011 r. dokonano oceny realizacji wymienionego programu we wszystkich 

gminach wiejskich tych powiatów. W tych z nich, w których przygotowano i wprowadzono 

własne programy usuwania azbestu, przeprowadzono ocenę struktury rzeczowej tych programów, 

proponowane w nich rozwiązania techniczne oraz stopień zaawansowania realizacji 

danego programu i jego efekty. Zastosowano w tym celu analizę dokumentów i statystykę 

tabelaryczną. Na podstawie uzyskanych danych, wyznaczono równanie trendu procesu 

usuwania azbestu na badanym obszarze w latach działania programu, przy użyciu programu 

Excel z pakietu Microsoft. 

4. CHARAKTERYSTYKA OBSZARU BADAŃ 

Badania obejmowały 19 gmin położonych na terenie wschodniej części województwa 

mazowieckiego, wchodzących w skład powiatu siedleckiego i łosickiego (rys. 1). Gminy te 

zajmują łącznie 2375 km 2 i są zamieszkałe przez 116 426 osób (tab. 1). Na ich obszarze 

znajduje się 472 sołectwa, co odpowiada w przybliżeniu ilości wsi. Teren obydwu powiatów 

znajduje się w dużej części w obszarze funkcjonalnym Zielone Płuca Polski. Zlokalizowane 

są tu: Nadbużański Park Krajobrazowy oraz Park Krajobrazowy Podlaski Przełom 

Bugu. Niektóre gminy położone są także w Obszarze Europejskiej Sieci Ekologicznej NA- 

TURA oraz w Obszarze Specjalnej Ochrony Ptaków „Dolina Dolnego Bugu” (PLB140001). 

Analizowane gminy to gminy typowo rolnicze, obejmujące niemal wyłącznie gospodarstwa 

rolne rodzinne, zgrupowane w 472 wsiach. Na terenie badanych gmin istniało niewiele 

gospodarstw spółdzielczych i państwowych gospodarstw rolnych (PGR), po których pozostały 

budynki gospodarcze i mieszkalne. Obecną zabudowę gospodarstw charakteryzuje 

duży udział budynków o dachach krytych falistymi płytami azbestowo-cementowymi (W01) 

oraz rombokształtnymi płaskimi płytami karo (W02). Obecność dużej liczby pokryć dachów 

244


Rys. 1. Położenie obszaru badań [opracowanie własne na podstawie gminy.pl] 

Fig. 1. Location of study area [own study based on gminy.pl] 

Tabela 1. Charakterystyka badanych gmin 

Table 1. Characteristic of study municipality 

Powiat 

Siedlce 

Gmina 

Powierzchnia, 

km 2 

Liczba mieszkańców 

Liczba wsi 

Rok wdrożenia 

programu 

Domanice 46,9 2810 14 2007 

Kotuń 150,0 8513 32 nie posiada 

Korczew 105,0 3150 15 2008 

Mokobody 119,3 5481 30 2008 

Mordy 170,2 6472 30 2010 

Paprotnia 81,0 2960 22 2009 

Przesmyki 117,2 3932 23 2009 

Siedlce 141,0 16 073 35 2008 

Skórzec 119,0 7442 21 2008 

Suchożebry 101 4684 18 2008 

Wiśniew 126,0 6023 27 2008 

Wodynie 115,7 5003 24 2009 

Zbuczyn 211,0 10 145 46 nie posiada 

c.d. tabeli 1 na str. 246 

245


Huszlew 117,6 3217 25 nie posiada 

Łosice 121,2 11 207 18 nie posiada 

Łosice 

Olszanka 87,6 3194 17 nie posiada 

Platerów 129,0 5397 23 2010 

Sarnaki 197,3 5542 32 nie posiada 

Stara Kornica 119,0 5181 20 2009 

Razem 19 2375,0 116 426 472 – 

Opracowanie własne. 

zawierających azbest jest efektem usuwania w latach 1960–1980 łatwopalnych strzech 

słomianych i pokrycia dachów budynków mieszkalnych oraz gospodarczych materiałem 

ogniotrwałym, jakim są płyty azbestowo-cementowe. Było to przedsięwzięcie w znacznym 

stopniu ograniczające występowanie pożarów, niszczących wcześniej tutejsze wsie. Ponadto 

w jednej z gmin stwierdzono istniejący 1,5 km wodociąg, którego konstrukcja zawiera 

azbest (W03). 

5. OCENA REALIZACJI PROGRAMU W BADANYCH GMINACH 

Po wprowadzeniu „Programu usuwania azbestu i wyrobów zawierających azbest stosowanych 

na terytorium Polski” 74% opisywanych gmin podjęło decyzje o wstępnej inwentaryzacji 

azbestu. W kolejnych latach realizację programu zadeklarowało odpowiednio: 2007 

rok – 1 gmina, 2008 rok – 8 gmin, 2009 rok – 4 gminy, 2010 rok – 2 gminy. Pozostałe gminy 

deklarują wprowadzenie programu w roku 2011. W gminie Zbuczyn wykonano jedynie 

wstępną inwentaryzację azbestu, bez wdrażania programu jego usunięcia. W powiecie łosickim 

zaledwie 33% gmin wdrożyło wymieniony program, natomiast w powiecie siedleckim 

do programu przystąpiło 85% gmin. W badaniach prowadzonych przez fundację „Gaja”, 

dotyczących wdrożenia programu usuwania azbestu (PUA), przygotowanie PUA na terenie 

całego kraju zadeklarowało w roku 2010 37,2% gmin, a na terenie województwa mazowieckiego 

43,3% [Plich 2010]. 

Programy usuwania azbestu w 9 gminach zostały opracowane we własnym zakresie, 

a 5 gmin powierzyło wykonanie takiego programu wyspecjalizowanym biurom projektowym. 

Zastosowane odmienne strategie nie skutkują zróżnicowaniem struktury dokumentacji. Każdy 

z analizowanych dokumentów zawierał niezbędne informacje na temat zagrożeń wynikających 

z użytkowania wyrobów zawierających azbest, uwarunkowania prawne decydujące 

o konieczności ich usunięcia oraz wzory dokumentów niezbędnych do wypełnienia przez 

petentów zainteresowanych usunięciem azbestu z ich posesji. 

We wszystkich opisywanych gminach sporządzono również wstępną inwentaryzację 

wyrobów azbestowych, przy czym w kilku wypadkach z zastrzeżeniem, że nie musi ona odzwierciedlać 

stanu rzeczywistego. Niemal we wszystkich programach przedstawiono moż- 

246


liwości finansowania oraz harmonogramy tej operacji w czasie, przy czym niektóre z nich 

zawierały ogólniki, odnoszące się do słabo sprecyzowanych możliwości finansowych gminy. 

Podobny problem istnieje na terenie całego kraju, gdzie 48,2% gmin posiada zabezpieczone 

lub rozpoznane fundusze przeznaczone na ten cel [Plich 2010]. 

Tabela 2. Ocena ilości azbestu w gminach posiadających zatwierdzone programy 

Table 2. Evaluate the amount of asbestos in the municipalities that have approved 

Gmina 

Masa 

azbestu, 

Mg 

Powierzchnia 

azbestu, 

tys. m 2 

Masa azbestu, 

Mg, 

w przeliczeniu 

na 1 sołectwo 

Masa azbestu, 

Mg, 


na 1 mieszkańca 

Asortyment 

wyrobów 

azbestowych 

Minerały 

azbestowe 

Domanice 1612,0 146,6 115,1 0,574 W01 chryzotyl 

Korczew 2225,6 210,4 148,4 0,707 

W01, W02 

W03 

chryzotyl 

krokidolit 

Mokobody 3761,6 319,7 125,4 0,686 W01, W02 chryzotyl 

Mordy 7678,0 590,0 255,9 1,186 W01, W02 chryzotyl 

Paprotnia 3514,0 219,6 159,7 1,187 W01 chryzotyl 

Przesmyki 2900,0 263,4 126,1 0,738 W02 chryzotyl 

Siedlce 6620,4 579,3 189,2 0,412 

W01, W02 

W03 

chryzotyl 

krokidolit 

Skórzec 3194,0 290,4 152,1 0,429 W01, W02 chryzotyl 

Suchożebry 4211,0 368,4 233,9 0,899 W01, W02 chryzotyl 

Wiśniew 8134,2 481,9 301,3 1,351 W01, W02 chryzotyl 

Wodynie 3522,7 299,4 146,8 0,704 W01, W02 chryzotyl 

Zbuczyn 5190,0 471,5 112,8 0,512 

W01, W02, 

W03 

chryzotyl 

krokidolit 

Platerów 4212,0 382,6 183,1 0,780 W01, W02 chryzotyl 

Stara Kornica 2978,0 270,7 148,9 0,575 W01, W02 chryzotyl 

Łącznie 59 753,5 4893,9 126,6 0,513 – – 

Objaśnienia: W01 – płyty azbestowo-cementowe płaskie, W02 – płyty azbestowo cementowe faliste, 

W03 – rury i złącza azbestowo-cementowe; opracowanie własne. 

Znacznie gorzej niż identyfikacji ogólnych kierunków programu przedstawia się uszczegółowienie 

realizacji programu w czasie. Zaledwie 43% gmin posiada ustalony stopień 

pilności usunięcia azbestu i określoną na jego podstawie dynamikę usuwania wyrobów 

w kolejnych latach, dodatkowo 57% gmin nie posiada również przygotowanych kosztów 

usunięcia wyrobów azbestowych w kolejnych latach. Nie mają one również ustaleń, dotyczących 

płatników wspomagających system opłat za utylizację tych odpadów. Najbardziej 

zaawansowane programy posiadają gminy Mordy i Platerów, w których dokonano szczegółowej 

inwentaryzacji pokryć dachowych, z zastosowaniem fotografii lotniczej, oraz określono 

szczegółowe harmonogramy usuwania azbestu i założenia finansowe tego procesu. 

Ilość wyrobów zawierających azbest, zidentyfikowanych w czasie wstępnej inwentaryzacji, 

została określona na podstawie powierzchni płyt stanowiących pokrycia dachów. Roz- 

247


piętość uzyskanych powierzchni płyt w poszczególnych gminach mieści się w przedziale od 

146,6 tys. m 2 (Domanice) do 590,0 tys. m 2 (Mordy), stanowiąc w sumie na opisywanym obszarze 

powierzchnię 4893,9 tys. m 2 (tab. 2). W sołectwach leżących w gminach obydwu powiatów 

znajduje się od 112,8 (Zbuczyn) do 301,3 Mg (Wiśniew) wyrobów azbestowych, przy 

średniej 126,6 Mg. W opisywanych gminach przypada na 1 mieszkańca od 0,412 Mg (Siedlce) 

do 1,351 Mg (Wiśniew) tych wyrobów, przy średniej dla obydwu powiatów, wynoszącej 

0,513 Mg. Zidentyfikowane wyroby zostały wytworzone głównie z wykorzystaniem azbestu 

chryzotylowego, a jedynie w niewielkim stopniu wykorzystywano azbest krokidolitowy. Są to 

informacje potwierdzone w pracach Obmińskiego [2000, 2010]. W żadnej z gmin nie stwierdzono 

obecności wyrobów azbestowych na dzikich wysypiskach śmieci, co wydaje się dość 

dyskusyjne, zważywszy na stan zanieczyszczenia okolicznych lasów i terenów zabagnionych. 

Przyjmując dla wymienionych gmin, nieposiadających zinwentaryzowanych wyrobów 

azbestowych, wartość średnią powierzchni płyt azbestowo-cementowych 349,6 tys. m 2 , 

całkowita powierzchnia znajdujących się tu pokryć azbestowych dla wszystkich gmin obydwu 

powiatów wynosi około 6641,7 tys. m 2 . Odpowiada to masie 811,0 tys. Mg i objętości 

665,0 tys. m 3 wyrobów azbestowych, którą należy wywieźć z terenów gmin i umieścić na 

przygotowanych do tego składowiskach. 

Na analizowanym terenie brak jest jakichkolwiek składowisk przygotowanych do przyjęcia 

azbestu. Najbliższe, znajdują się w odległości od 150 do 220 km (Rachocin – o pojemności 

około 45 tys. m 3 , Poniatowa Wieś – o pojemności 19 tys. m 3 oraz Kraśnik – o pojemności 

168 tys. m 3 ) [Program… 2010]. 

Tabela 3. Powierzchnia pokryć dachowych w badanych gminach [m 2 ] z podziałem względu na 

stopień pilności jego usunięcia 

Table 3. Area of surface in the studied communities [m 2 ] of the division due to the urgency of 

his removal 

Stopień pilności usunięcia azbestu 

Gmina 

I II III 

Powierzchnia azbestu m 2 

Domanice 0 0 146 557 

Korczew 4473 126 210 79 667 

Mokobody 0 0 319 736 

Mordy 20 996 567 505 1484 

Paprotnia b.d. b.d. b.d. 

Przesmyki b.d. b.d. b.d. 

Siedlce 4360 346 932 227 984 

Skórzec 2904 174 240 113 256 

Suchożebry b.d. b.d. b.d. 

Wiśniew b.d. b.d. b.d. 

c.d. tabeli 3 na str. 249 

248


Wodynie 59 886 0 239 544 

Platerów 8109 373 296 1188 

Stara Kornica b.d. b.d. b.d. 

Razem 100 728 1 588 183 982 859 

% ogółu 3,8 59,4 36,8 

Objaśnienie: b.d. – brak danych. Opracowanie własne. 

W okresie najbliższych 5 do 10 lat niezbędne staje się zorganizowanie na terenie wschodniej 

części województwa mazowieckiego składowisk, przeznaczonych do przechowywania 

usuniętych wyrobów azbestowych. Program usuwania azbestu zakłada, że do roku 2032 

w województwie mazowieckim niezbędnych będzie 7 składowisk odpadów azbestowych, 

o łącznej powierzchni 28 ha, w tym do roku 2012 – 2 składowiska o powierzchni 5 ha i 1 składowisko 

o powierzchni 2 ha. W latach 2013–2022 niezbędne jest zorganizowanie 2 składowisk 

o powierzchni 5 ha, a w latach 2023–2032 1 składowiska o powierzchni 5 ha i 1 o powierzchni 

1 ha [Program… 2010]. O tempie usuwania azbestu decyduje stopień korozji wyrobów azbestowych 

[Obmiński 2010]. Wprowadzone stopnie pilności umożliwiają klasyfikację inwentaryzowanych 

produktów ze względu na stopień ich zniszczenia. W odniesieniu do najbardziej 

zniszczonych struktur materiałów (grupa 1) niezbędne jest ich natychmiastowe usunięcie. 

Na badanym terenie w 50% gminach, które wdrożyły PUA, ustalono stopień pilności 

usunięcia produktów azbestowych (tab. 3). Wyroby wymagające natychmiastowej utylizacji 

stanowiły 3,8% całej masy wyrobów azbestowych, a II stopnia utylizacji 59,4%. Wyrobów 

o dobrym stanie technicznym zidentyfikowano 36,8%. Wyroby z ostatniej grupy, po 

pokryciu warstwa ochronną, mogą być użytkowane jeszcze przez kilka lat [Dyczek 2000]. 

Tabela 4. Prognozowane ilości usuwanego azbestu w gminach posiadających PUS [Mg] 

Table 4. Projected amount of asbestos removed in municipalities with asbestos removal project 

[Mg] 

Lata 

Gmina 

2011– 2013– 2018– 2023– 2028– 

do 2007 2008 2009 2010 

2012 2017 2022 2027 2032 

Korczew 2 5,7 86,8 48,2 9,6 9,7 556,2 556,2 556,2 

Mordy 0 0 0 769,0 3459,0 3452,0 

Siedlce 0 30,0 16,0 66,0 36,0 1611,0 1611,0 1611,0 1612,0 

Skórzec 0 64,0 107,0 189,0 208,0 639,0 639,0 639,0 640,0 

Suchożebry 0 0 180,6 180,6 361,2 903,0 903,0 903,0 903,0 

Wiśniew 0 0 0 92,0 93,0 1987,3 1987,3 1987,3 1987,3 

Zbuczyn 0 30,4 0 0 0 0 82,0 36,0 6444,9 

Platerów 0 0 0 421,2 1893,8 1893,8 

Razem 2 130,1 390,4 2473,8 16281,3 23221,7 

Opracowanie własne. 

249


W kilku gminach w ramach opracowanego projektu usuwania azbestu wykonano prognozę 

rozkładu ilości utylizowanych produktów w kolejnych latach jego realizacji (tab. 4). 

Na podstawie wyprowadzonych wskaźników i znajomości zidentyfikowanych produktów 

zawierających azbest możliwa jest przybliżona kalkulacja ich całkowitej masy, która musi 

być usunięta z gmin do roku 2032. Zwraca uwagę znaczny przyrost masy tych produktów, 

przewidywanych do usunięcia w ostatnich latach działania programu, w odniesieniu do lat 

wcześniejszych. Z jednej strony oznacza to możliwość działania na podstawie wypracowanych 

i przetestowanych wcześniej algorytmów, z drugiej strony powoduje spiętrzenie prac 

i środków niezbędnych do pokrycia kosztów wykonywanej utylizacji. 

Ponieważ 20% gmin nie dokonało jeszcze wstępnego rozpoznania ilości azbestu znajdującego 

się na ich terenie, niezbędne jest uwzględnienie również tych gmin w ogólnej ocenie 

problemu. Wyznaczona średnia dla gmin, które dokonały już oceny może być dopuszczalnym 

wskaźnikiem w takiej ocenie (rys. 2). Wykreślona krzywa wskazuje na istniejącą 

kumulację ilości azbestu, koniecznego do utylizacji w ostatnich latach programu, czego 

matematycznym opisem jest obliczone równanie trendu. 

Rys. 2. Prognozowana masa wyrobów azbestowych niezbędnych do usunięcia w kolejnych latach 

programu w powiatach siedleckim i łosickim 

Fig. 2. Estimated mass of asbestos products necessary to remove in subsequent years of the 

program in the counties Łosice and Siedlce 

Duże znaczenie w podejmowaniu decyzji dotyczącej usuwania azbestu odgrywają 

koszty tego programu. Niewielkie możliwości finansowe samych gmin są wspierane przez 

zabezpieczone w tym celu środki przez Narodowy Fundusz Ochrony Środowiska i Gospodarki 

Wodnej, Bank Ochrony Środowiska oraz banki komercyjne. Możliwe jest również po- 

250


zyskiwanie funduszy z programów Unii Europejskiej. Kumulacja ilości usuwanego azbestu 

w kolejnych latach programu wymagać będzie pozyskiwania funduszy z kilku źródeł. Niestety, 

w opisywanych gminach tylko 4 wykonały rozpoznanie w zakresie rozkładu kosztów 

PUA w kolejnych latach (tab. 5). 

Tabela 5. Ustalone koszty usuwania azbestu w badanych gminach, tys. zł 

Table 5. The fixed costs of asbestos removal in the analyzed municipalities, in thousands zl 

Gmina 

2009– 

2010 

2011– 

2012 

2013– 

2017 

Lata 

2018– 

2023 

2024– 

2032 

Łącznie 

Koszty 


na 1 mieszkańca 

Domanice b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 4396,7 1564,7 

Korczew 357,3 51 176,0 1473,0 1473,0 2942,0 6310,5 2003,3 

Mokobody b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 9592,1 1750,1 

Mordy 1074,0 4833,0 4833,0 10 740,0 1659,5 

Paprotnia 205,9 411,8 1029,5 1029,5 1853,1 6588,1 2225,7 

Przesmyki b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 7902,4 1013,7 

Siedlce 216,3 95,2 3412,3 3412,3 10 243,3 17 379,5 2009,8 

Skórzec 805,0 764,5 1742,3 1742,3 1742,3 8711,4 1081,3 

Suchożebry b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 11 052,8 2359,7 

Wiśniew b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 12 047,4 2000,2 

Wodynie 183,0 b.d. b.d. b.d. b.d. 5479,6 1095,3 

Platerów* 0 547,1 2462,0 2462,0 5471,1 1013,7 

Stara Kornica b.d. b.d. b.d. b.d. b.d. 5414,6 1045,1 

Razem 2304,5 53 531,6 11 304,6 11 304,6 24 075,7 111 086,1 1488,9 

Objaśnienie: b.d. – brak danych. * Opracowanie własne. 

Jedynym wiarygodnym wskaźnikiem opisującym koszty tego procesu jest kwota niezbędna 

do zabezpieczenia kosztów całkowitego usunięcia azbestu. W poszczególnych gminach 

waha się ona od 440 tys. zł (Domanice) do około 17 400 tys. zł (Siedlce), w sumie 

stanowiąc 111 mln zł. Należy pamiętać, że koszty były liczone w momencie sporządzania 

programów i nie uwzględniają wzrostu kosztów elementów tego procesu w kolejnych latach. 

Dodatkowo, obliczona wartość nie uwzględnia wydatków gmin, które dotychczas nie 

przygotowały PUA, dlatego też rzeczywiste koszty realizacji programu mogą być znacznie 

większe. 

Wskaźnikiem, często używanym do oceny stopnia obciążenia kosztami, jest koszt przypadający 

na 1 mieszkańca. W opisywanych badaniach wynosił on od 100 do 2200 zł na 

1 osobę, co wskazuje na dużą zmienność tego wskaźnika. 

Podsumowując efekty analizy, należy podkreślić duże zróżnicowanie stopnia realizacji 

programu w obydwu powiatach. Wysoki udział gmin z powiatu siedleckiego, które wpro- 

251


wadziły PUA do realizacji, może świadczyć o wyższej świadomości ekologicznej władz 

tych gmin. Zwraca jednak niewielki stopień wdrażania przyjętego programu w tych gminach. 

Nieznaczny udział gmin, w których stopień realizacji jest wysoko zaawansowany, 

może zdecydować o opóźnieniu realizacji PUA w tym terenie. Innymi czynnikami, mogącymi 

ograniczyć wykonanie założeń programu, jest zupełny brak składowisk substancji niebezpiecznych 

w tym terenie oraz wysokie koszty tego procesu, trudne do zaakceptowania 

w tym rejonie Polski. 

Oceniając przygotowane programy, należy zwrócić uwagę na brak w nich nowoczesnych 

technologii, stosowanych do utylizacji minerałów azbestowych, które znacząco wpływają 

na skuteczność tego procesu [Parosa 2010]. Oceniając jednak decyzje gmin w tym 

zakresie, należy podkreślić chęć realizacji tego programu. Świadczy o tym zobowiązanie 

do wdrożenia PUA w 2011 roku. Wdrożenie programu we wszystkich gminach pozwoli na 

całościową ocenę problematyki utylizacji azbestu w tym regionie. 


Agency for Toxic Substances and Disease Registry. 2001. Toxicological profile for asbestos. 

Atlanta: US Department of Health and Human Services. 

ALLOWAY B.J., AYRES D.C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczenia środowiska. 

PWN, Warszawa. 

DYCZEK J. 2000. Bezpieczne postępowanie z azbestem i materiałami zawierającymi 

azbest. Uwarunkowania techniczne i prawne. Materiały Szkoły Gospodarki Odpadami. 

Rytro 18–22 września. Sympozja i Konferencje 44: 65–74. 

FINLEY B.L., RICHTER R.O., MOWAT F.S., MLYNAREK S., PAUSTENBACH D.J., 

WARMERDAM J.L., SHEEHAN P.J. 2007. Cumulative asbestos exposure for U.S. automobile 

mechanics involved in brake repair (circa 1950s–2000). Journal of Exp. Sci. 

Environ. Epidemiol. 17: 644–655. 

MACIASZEK A., NIESŁOCHOWSKI A. 1988. Prace ITB nad otrzymaniem materiałów pyłowych 

bezazbestowych. Materiały Ogólnokrajowej Konferencji Naukowo-technicznej 

„Azbest w budownictwie i przemyśle”. Łódź. 

OBMIŃSKI A. 2000. Odpady azbestowe, składowanie, neutralizacja, zagrożenia. Materiały 

Szkoły Gospodarki Odpadami. Rytro 18–22 września 2000. Sympozja i Konferencje 

44: 207–217. 

OBMIŃSKI A. 2010. Zastosowanie azbestu i problemy odpadów azbestowych w świetle 

obowiązującego prawa. Realizacja „Programu oczyszczania kraju z azbestu na lata 

2009–2032” w praktyce – raport. FZ Gaja. 

PAROSA R. 2010. Zastosowanie metod MTT i MOS w unieszkodliwianiu odpadów azbestowych. 

Realizacja „Programu oczyszczania kraju z azbestu na lata 2009–2032” w praktyce 

– raport. FZ Gaja. 

252


PAUSTENBACH D.J., RICHTER R.O., FINLEY B.L., SHEEHAN P.J. 2003. An evaluation of 

the historical exposures of mechanics to asbestos in brake dust. Applied Occupational 

and Environmental Hygiene 18: 786–804. 

PAUSTENBACH D.J., FINLEY B.L., LU E.T., BRORBY G.P., SHEEHAN P.J. 2004. Environmental 

and occupational health hazards associated with the presence of asbestos 

in brake linings and pads (1900 to present): A „state-of-the-art” review. Journal of Toxicological 

and Environmental Health B, 7: 33–110. 

PLICH A. 2010. Wyniki ogólnopolskiego monitoringu gminnych programów usuwania azbestu. 

Realizacja „Programu oczyszczania kraju z azbestu na lata 2009–2032” w praktyce 

– raport. FZ Gaja. 

Program Oczyszczania Kraju z Azbestu na lata 2009–2032. 2010. Załącznik do uchwały 

Nr 39/2010 Rady Ministrów z dnia 15 marca 2010 r. Ministerstwo Gospodarki, 

Warszawa. 

PYSSA J., ROKITA G.M. 2007. Azbest – występowanie, wykorzystanie i sposób postępowania 

z odpadami azbestowymi. Gospodarka Surowcami Mineralnymi 23, 1: 49–61. 

SIEMIŃSKA M. 1988. Azbest i jego zastosowanie. Materiały Ogólnokrajowej Konferencji 

Naukowo-technicznej „Azbest w budownictwie i przemyśle”. Łódź. 

SZESZENIA-DĄBROWSKA N. 2003. Azbest a zdrowie człowieka. Materiał dydaktyczny 

na kurs specjalistyczny „Bezpieczne postępowanie z azbestem i materiałami zawierającymi 

azbest”. AGH, Kraków. 

Wyroby azbestowo-cementowe. Produkcja i zastosowanie. 1965. Praca zbiorowa. Arkady, 

Warszawa. 

253

INDEks autorów 

A 

Augustynowicz Joanna 98 

Augustynowicz Joanna 180 

B 

Baczewska Aneta H. 170 

Balcerzak Maria 78 

Bombik Antoni 240 

Borysiewicz Mieczysław 218 

Brągoszewska Paulina 170 

Budzińska-Wrzesień Elżbieta 108, 115 

C 

Cieślewicz Joanna 156 

D 

Deptuła Dorota 212 

Deska Janusz 240 

Dmuchowski Wojciech 170 

Dzierżanowski Kajetan 202 

G 

Gawdzik Jarosław 20 

Gawroński Stanisław W. 202 

Gmitrzuk Natalia 193 

Gozdowski Dariusz 170 

H 

Haduch Aleksandra 71 

Hanus-Fajerska Ewa 180 

J 

Janiszewska Jolanta 78 

Jarmuł-Pietraszczyk Joanna 108, 115 

Jasiewicz Czesława 43 

K 

Kabała Cezary 61 

Kacprzyk Wanda 218 

Kalembasa Stanisław 9 

Kamionek Marta 108, 115 

Karczewska Anna 61 

Kita Andrzej 71 

Kołodziejski Adam 115 

Kołton Anna 98 

Kontek Renata 88 

Kontek Bogdan 88 

Koźmińska Aleksandra 180 

Kulczyk Katarzyna 61 

Kuziemska Beata 9 

Kwaśniewski Dariusz 43 

L 

Latosińska Jolanta 20 

M 

Marciniuk-Kluska Anna 240 

Mazur Zbigniew 212 

Milczarek Łukasz 108 

Muszyńska Ewa 180 

N 

Nechay Aleksandra 33 

Nowak Dorota 43 

P 

Pazurkiewicz-Kocot Krystyna 71 

R 

Raczuk Jolanta 240 

Radziemska Maja 212 

S 

Sapek Barbara 122, 134 

Sapek Andrzej 122, 134 

Sosnowski Jacek 52 

Szopka Katarzyna 61 

Szyprowska Ewa 33 

W 

Waloszek Andrzej 98 

Wrzesień Robert 108, 115 

255


WSKAZÓWKI DLA AUTORÓW PRACY ZGŁOSZONEJ DO DRUKU 

W RECENZOWANYM CZASOPIŚMIE „OCHRONA ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW NATURALNYCH” 

1. Przekazywany do druku w czasopiśmie „Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych” artykuł powinien zawierać: 

● tytuł pracy w wersji polskiej i angielskiej, 

● tekst pracy przygotowany w programie WORD, czcionką TIMES NEW 

ROMAN CE, 12 pkt i przesłać na płycie CD; objętość całej pracy nie powinna 

przekraczać 10 stron formatu A-4, z zachowaniem następującego układu 

stron: 

- tekst akapitowy, z wcięciem na 4 znaki od lewego marginesu, 

- wszystkie marginesy o szerokości 2,5 cm, 

- odstępy między wierszami – 1,5 wiersza, 

- wewnątrz artykułu należy stosować dziesiętną numerację; 

● słowa kluczowe (6–10), charakteryzujące tematykę pracy, w języku polskim 

i angielskim; 

● streszczenie w języku polskim i angielskim o objętości ½ strony formatu A-4 

(każda wersja) należy opracowane graficznie, w taki sam sposób jak tekst 

artykułu i umieszczone po słowach kluczowych; 

● przypisy złożone mniejszą czcionką (8 pkt) niż tekst artykułu numerowane 

kolejno w całej pracy i umieszczone u dołu strony, na której je powołano je 

powołano. 

2. Wzory matematyczne i fizyczne oraz symbole literowe: 

● powinny być pisane prostą, jasną czcionką; 

● po zwrocie „gdzie:” umieszczonym przy lewym marginesie należy podać 

znaczenie wszystkich symboli występujących we wzorze, a następnie 

jednostki, stosując jednolicie w obrębie artykułu jeden z następujących 

zapisów: mg/l lub mg∙l -1 , l/ha∙s lub l∙(ha∙s) -1 . 

Uwaga! Nie należy nawiasów okrągłych zastępować ukośnymi kreskami; 

przedziały wartości należy pisać w następujący sposób: 1,5–3,2. 

3. Ilustracje (rysunki, fotografie, schematy) jedynie czarno-białe: 

● należy numerować kolejno w obrębie artykułu; 

● należy objaśnić wszystkie zastosowane oznaczenia, a następnie podać ich 

jednostki miary, np.: %, cm, mg, µm; 

● pod każdym rysunkiem powinien być zamieszczony podpis w języku polskim 

i angielskim, złożony mniejszą czcionką niż tekst artykułu. 

256


4. Tabele: 

● należy numerować kolejno w obrębie artykułu, umieszczając po wyrazie 

„Tabela” numer poprzedzający tytuł tabeli; 

● tytuły tabel należy podać w języku polskim i angielskim; 

● tekst główki tabeli nie może być powtórzeniem tytułu tabeli; 

● wszystkie symbole użyte w tabelach należy objaśnić w przypisach do tabel; 

● forma tabel musi być jednolita w całej pracy; 

● w treści tabel nie mogą być pozostawione puste pola, w polach tych należy 

wpisać odpowiednie znaki np.: 

- „–” – zjawisko nie występuje, 

- „0” – zjawisko istnieje, jednakże w ilościach mniejszych od liczb, które 

mogą być podane w tabeli, jeżeli np. produkcja jest wyrażona w tysiącach 

ton, znak 0 oznacza, że w tym wypadku nie osiąga 0,5 tys. ton, 

- „∙” – zupełny brak informacji lub brak informacji wiarygodnych, 

- „x”– wypełnienie rubryki ze względu na układ tablicy jest niemożliwe lub 

niecelowe, 

- wyrażenie „w tym” – oznacza, że nie podaje się wszystkich składników 

sumy. 

5. Pod rysunkiem bądź tabelą należy wskazać ew. źródło prezentowanych 

danych mniejszą czcionką. 

6. Podsumowanie i wnioski: każdy artykuł powinien zawierać na końcu 

opracowania podsumowanie i wnioski. 

7. Piśmiennictwo: 

● piśmiennictwo w całej pracy musi być opracowane jednolicie; 

● na końcu pracy po wnioskach należy podać wykaz piśmiennictwa 

cytowanego w tekście pracy, w układzie alfabetycznym według nazwisk 

autorów, np.: 


Warszawa. 

KOZAK J., KOWALSKI C. 1997. Stan środowiska w Albanii. IOŚ, Warszawa. 

MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich w różnych gatunkach 

roślin. Inżynieria i Ochrona Środowiska 5, 1: 45–54. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. w sprawie maksymalnych 

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować 

się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, 

substancjach pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności 

(Dz.U. Nr 37, poz. 326, zał.1). 

Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach ciekłych (Dz.U. 

Nr 169, poz. 1199). 

www.bip.jaworzno.pl 

257


● Piśmiennictwo w tekście artykułu należy cytować w następujący sposób: 

[Wojnar, Wisz 2006], [Ustawa... 2006], [Rozporządzenie… 2003]. 

Uwaga! 

● Do każdej pracy należy dołączyć oświadczenie, że praca jest oryginalna, 

nigdzie wcześniej niepublikowana. 

● Każda praca powinna być autoryzowana i podpisana do druku przez autora 

wiodącego. 

● Autor publikowanej pracy obowiązany jest przenieść swe prawa autorskie na 

wydawcę. 

● Do artykułu należy dołączyć informację zawierającą: tytuł pracy, 

imię i nazwisko, tytuł naukowy autorów oraz miejsce ich zatrudnienia 

z dokładnym adresem, telefonem i e-mailem. 

● Autorzy pokrywają uzgodnione z Działem Wydawnictw koszty 

opublikowania pracy w czasopiśmie. 

Czasopismo „Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych” jest dostępne 

pod adresem: http://www.ios.edu.pl/pol/ochrona.html 

Płytę CD z tekstem pracy i autoryzowanym w 1 egz. formatu A4 wydrukiem 

oraz wypełnionym i podpisanym oświadczeniem o oryginalności pracy 

i przeniesieniu praw autorskich, należy przekazać na adres: 

Instytut Ochrony Środowiska-Państwowy Instytut Badawczy, 

Dział Wydawnictw, 

00-548 Warszawa 

ul. Krucza 5/11d. 

Tel.: 22 625 10 05 wew. 58 

e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl 

258


OŚWIADCZENIE 

Tytuł pracy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Autor/autorzy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Oświadczam/oświadczamy, że złożona przeze mnie/nas praca jest oryginalna 

i dotychczas nigdzie niepublikowana. 

Prawa autorskie do wymienionej pracy przenoszę/przenosimy na wydawcę 

czasopisma ”Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych”, tj. Instytut Ochrony 

Środowiska-Państwowy Instytut Badawczy. 

Podpis/podpisy 

………………………………………….. 

…………………………………………. 

…………………………………………. 

…………………………………………. 

Data .......................................... 

259

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 50 - Instytut Ochrony ...

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 50 - Instytut Ochrony ...