Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 49 - Instytut Ochrony ...
Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 49 - Instytut Ochrony ...
Ochrona Årodowiska i Zasobów Naturalnych nr 49 - Instytut Ochrony ...
Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
<strong>Ochrona</strong><br />
Środowiska<br />
i zasobów<br />
naturalnych<br />
<strong>nr</strong> <strong>49</strong><br />
instytut ochrony środowiska<br />
państwowy instytut badawczy<br />
Warszawa 2011
OCHRONA<br />
ŚRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW<br />
NATURALNYCH<br />
ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
AND NATURAL RESOURCES<br />
<strong>nr</strong> <strong>49</strong><br />
Warszawa 2011
Komitet Wydawniczy <strong>Instytut</strong>u <strong>Ochrony</strong> środowiska<br />
– Państwowego <strong>Instytut</strong>u Badawczego<br />
Jerzy Siepak – UAM w Poznaniu, przewodniczący<br />
Marzenna Dudzińska – Politechnika Lubelska<br />
Apolonia Ostrowska – IOŚ-PIB w Warszawie<br />
Grażyna Porębska – IOŚ-PIB w Warszawie<br />
Opracowanie edytorskie i techniczne<br />
Iwona Ornoch, Leokadia Prędka, Marta Radwan-Röhrenschef,<br />
Monika Natunewicz, Maria Lackowska<br />
© Copyright by<br />
INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA – Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy<br />
Warszawa 2011<br />
Wydawca<br />
DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ-PIB<br />
00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11d<br />
tel.: 22 625 10 05 w. 58; fax: 22 629 52 63<br />
www.ios.edu.pl; e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />
CZASOPISMO RECENZOWANE<br />
ISSN: 1230-7831-08-7<br />
Wersja pierwotna czasopisma: papierowa<br />
Przygotowanie do druku i druk<br />
Studio 2000 Robert Lipski<br />
www.studio2000.pl
RADA NAUKOWA:<br />
‣ Andrzej Bytnerowicz – University of Califonia, USA<br />
‣ Marek Degórski – PAN, Polska (przewodniczący)<br />
‣ Katalin Gruiz – Technical University of Budapest, Węgry<br />
‣ Ingmar Ott – Estonian University of Life Sciences (EMU), Estonia<br />
‣ Yordan Uzonov – Bulgarian Academy of Sciences, Bułgaria<br />
Redaktor naczelny – Barbara Gworek, IOŚ-PIB, Polska<br />
Redaktor tematyczny – Maciej Sadowski, IOŚ-PIB, Polska<br />
Redaktor statystyczny – Wiesław Mądry, SGGW, Polska<br />
Redaktor językowy – Alicja Zobel, Trent University, Kanada<br />
RECENZENCI:<br />
‣ Richard Artz – National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA), USA<br />
‣ Jerzy Bartnicki – Norwegian Meteorological Institute, Norwegia<br />
‣ Van Bowersox – WMO Global Atmosphere Watch QA-SAC Americas, USA<br />
‣ Robert Gehrig – Swiss Federal Laboratories for Materials Testing and Research EMPA,<br />
Szwajcaria<br />
‣ Seppo Hellsten – Finnish Environment Institute (SYKE), Finlandia<br />
‣ Stanisław Kalembasa – Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, Polska<br />
‣ Alina Maciejewska – Politechnika Warszawska, Polska<br />
‣ Michaił J. Nikiforow – Akademia Nauk Białorusi, Białoruś<br />
‣ Tiina Noges – Estonian University of Life Sciences (EMU), Estonia<br />
‣ Jerzy Paszkowski – University of Geneva, Szwajcaria<br />
‣ Stefan Pierzynowski – Lunds Universitet, Szwecja<br />
‣ Jerzy Puchalski – PAN Ogród Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności<br />
Biologicznej w Powsinie, Polska<br />
‣ Gunno Renman – Royal Institute of Technology (KTH), Szwecja<br />
‣ Laurence Rouil – INERIS Institut National de l’Environnement Industriel et des<br />
Risques, Francja<br />
‣ Marina Valentukeviciene – Vilnus Gediminas Technical University, Litwa<br />
‣ Alena Vollmannová – Slovak University of Agriculture in Nitra, Słowacja
W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH zawarte są<br />
interdyscyplinarne prace publikowane przez specjalistów z różnych dziedzin. W pracach tych<br />
są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych elementach<br />
środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające zarówno<br />
procesy naturalne, jak i oddziaływanie człowieka. Tematyka tych prac poświęcona jest<br />
także zagadnieniom społeczno-ekonomicznym, technicznym na poziomie UE, krajowym,<br />
regionalnym oraz lokalnym, w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju.<br />
Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego
SPIS TREŚCI<br />
Anna Hadam, Mariola Wrochna, Zbigniew Karaczun........................................................15<br />
The effect of salinity on selected lawn grass species<br />
cultivated with the hydrogels amendment<br />
Wpływ zasolenia na wybrane gatunki traw gazonowych<br />
uprawianych z dodatkiem hydrożelu w podłożu<br />
Teresa Skrajna, Helena Kubicka, Marta Matusiewicz........................................................24<br />
UDZIAŁ WYBRANYCH GATUNKÓW POLYGONUM W ZACHWASZCZENIU<br />
UPRAW NA TERENIE WIGIERSKIEGO PARKU NARODOWEGO<br />
PARTICIPATION OF CHOSEN POLYGONUM SPECIES IN THE WEEDING<br />
OF AGROCENOSES IN WIGIERSKI NATIONAL PARK<br />
Helena Kubicka, Marta Matusiewicz, Teresa Skrajna........................................................34<br />
CHARAKTERYSTYKA POLYGONUM PERSICARIA W AGROCENOZACH<br />
WIGIERSKIEGO PARKU NARODOWEGO I JEGO OTULINY<br />
CHARACTERISTICS OF POLYGONUM PERSICARIA IN AGROCENOSIS<br />
IN WIGIERSKI NATIONAL PARK AND ITS BORDERS<br />
Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska.............................................................43<br />
POBIERANIE METALI CIĘŻKICH PRZEZ ROŚLINY W WARUNKACH<br />
ZRÓŻNICOWANEGO ODCZYNU GLEB I ZAWARTOŚCI MATERII ORGANICZNEJ<br />
THE UPTAKE OF HEAVY METALS BY PLANTS AT DIFFERENTIATED SOIL<br />
REACTION AND CONTENT OF ORGANIC MATTER<br />
Barbara Nawrot, Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński.................................52<br />
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy metals<br />
in canopy of small-leaved lime<br />
Akumulacja mikropyłów, WWA i metali ciężkich w koronie lipy<br />
drobnolistnej<br />
Joanna Augustynowicz, Anna Kołton, Agnieszka Baran, Adam Świderski....................61<br />
Bioremediacja metali w kontekście stanu fizjologicznego<br />
roślin<br />
Bioremediation of metals in the context of physiological<br />
status of plants
Ewa Hanus-Fajerska, Krystyna Ciarkowska, Iga Karczewska, Iwona Kowalska...........71<br />
LOCAL FLORA REPRESENTATIVES OF AREAS HIGHLY POLLUTED WITH<br />
HEAVY METALS AS A SUITABLE PLANT MATERIAL FOR NATURALISTIC<br />
GARDENS OF THAT REGION<br />
OGRODY NATURALISTYCZNE Z WYKORZYSTANIEM PRZEDSTAWICIELI<br />
LOKALNEJ FLORY JAKO TWORZYWA ROŚLINNEGO W ZAGOSPODAROWANIU<br />
PODŁOŻY ZANIECZYSZCZONYCH METALAMI CIĘŻKIMI<br />
Aneta Helena Baczewska, Wojciech Dmuchowski, Dariusz Gozdowski,<br />
Paulina Brągoszewska......................................................................................................84<br />
CHANGES IN HEALTH STATUS AND CHEMICAL COMPOSITION OF TREE<br />
LEAVES OF THE CRIMEAN LINDEN IN THE YEARS 2000 AND 2009<br />
ZMIANY STANU ZDROWOTNEGO I SKŁADU CHEMICZNEGO LIŚCI DRZEW LIP<br />
KRYMSKICH W LATACH 2000 I 2009<br />
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma....................................................96<br />
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy<br />
biometryczne aparatu asymilacyjnego sosny zwyczajnej<br />
(Pinus sylvestris L.) wzrastającej w warunkach siedliskowych<br />
wybranych obiektów pogórniczych w Polsce<br />
Macroelement content and selected biometric characteristics<br />
needles of Scots pine (Pinus sylvestris L.) growing on<br />
reclaimed post mining sites in Poland<br />
Andrzej Wysokiński............................................................................................................108<br />
ZAWARTOŚĆ ŻELAZA I MANGANU W ROŚLINACH NAWOŻONYCH OSADAMI<br />
ŚCIEKOWYMI KOMPOSTOWANYMI Z CaO I POPIOŁEM Z WĘGLA BRUNATNEGO<br />
THE CONTENT OF IRON AND MANGANESE IN PLANTS FERTILIZED WITH<br />
SEWAGE SLUDGE COMPOSTED WITH CaO AND BROWN COAL ASH<br />
Magdalena Sajdak, Borja Velazquez-Marti.......................................................................117<br />
Estimation of pruned biomass through the adaptation<br />
of classic dendrometry on urban forests: case study<br />
of Sophora japonica<br />
Oszacowanie ilości ściętej biomasy w oparciu o adaptację<br />
metody klasycznego pomiaru drzewostanu w zieleni miejskiej<br />
na przykładzie Sophora japonica<br />
Danuta Kowalczyk-Pecka, Katarzyna Czepiel-Mil...........................................................126<br />
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju Arion<br />
i Deroceras (Gastropoda: Pulmonata) jako biokoncentratory<br />
metali ciężkich<br />
The synanthropic slugs of Arion and Deroceras genera<br />
(Gastropoda: Pulmonata) as bioconcentrators of heavy metals
Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska.............................................135<br />
Zawartość wybranych mikroelementów w mięśniach krów<br />
mlecznych<br />
Chosen trace elements content in the dairy cows muscles<br />
Agnieszka Ludwikowska, Hanna Lutnicka......................................................................142<br />
ZMIANY HISTOPATOLOGICZNE W WĄTROBIE RYB EKSPONOWANYCH<br />
NA SUBTOKSYCZNE STĘŻENIE PYRETROIDÓW<br />
HISTOPATHOLOGICAL CHANGES IN LIVER OF FISH EXPOSED<br />
TO THE SUBTOXIC CONCENTRATION OF THE PYRETHROIDS<br />
Alicja Kicińska....................................................................................................................152<br />
FORMY WYSTĘPOWANIA ORAZ MOBILNOŚĆ CYNKU, OŁOWIU I KADMU<br />
W GLEBACH ZANIECZYSZCZONYCH PRZEZ PRZEMYSŁ WYDOBYWCZO-<br />
-METALURGICZNY<br />
OCCURRENCE AND MOBILITY OF ZINC, LEAD AND CADMIUM IN SOILS<br />
POLLUTED BY MINING AND METALLURGICAL INDUSTRIES<br />
Mirosław Kobierski, Ewa Staszak, Krystyna Kondratowicz-Maciejewska,<br />
Anna Ruszkowska............................................................................................................163<br />
WPŁYW RODZAJU UŻYTKOWANIA GLEB NA ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH<br />
I ICH DYSTRYBUCJĘ W PROFILACH GLEB RDZAWYCH<br />
EFFECT OF LAND-USE TYPES ON CONTENT OF HEAVY METALS AND THEIR<br />
DISTRIBUTION IN PROFILES OF ARENOSOLS<br />
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl.......................................................................................178<br />
WPŁYW ELEKTROWNI I KOPALNI „TURÓW” NA ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH<br />
METALI CIĘŻKICH W GLEBACH UPRAWNYCH<br />
INFLUENCE OF POWER STATION AND MINE „TURÓW”<br />
ON CONTENTS OF SELECTED HEAVY METALS IN CULTIVATED SOILS<br />
Jolanta Raczuk...................................................................................................................186<br />
KWASOWOŚĆ ORAZ WŁAŚCIWOŚCI BUFOROWE GLEB GMINY BIAŁA<br />
PODLASKA<br />
ACIDITY AND BUFFERING PROPERTIES OF SOILS OF THE BIAŁA PODLASKA<br />
COMMUNE<br />
Szymon Różański, Halina Dąbkowska-Naskręt...............................................................193<br />
PRZESTRZENNE I PROFILOWE ROZMIESZCZENIE RTĘCI W URBANOZIEMACH<br />
MIASTA BYDGOSZCZ<br />
SPATIAL AND PROFILE DISTRIBUTION OF MERCURY IN URBANOZEMS<br />
OF BYDGOSZCZ CITY
Beata Smolik, Arkadiusz Telesiński, Justyna Szymczak, Helena Zakrzewska.............202<br />
OCENA PRZYDATNOŚCI HUMUSU W OGRANICZENIU ZAWARTOŚCI<br />
FORMY ROZPUSZCZALNEJ FLUORU W GLEBIE<br />
ASSESSING OF HUMUS USEFULNESS IN LIMITING OF SOLUBLE FLUORIDE<br />
CONTENT IN SOIL<br />
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek...................................................................................209<br />
PRZEGLĄD METOD OZNACZANIA BIODOSTĘPNOŚCI I MOBILNOŚCI METALI<br />
CIĘŻKICH W GLEBACH<br />
METHODS USED TO ASSESS BIOAVAILABILITY AND MOBILITY OF HEAVY<br />
METALS IN SOILS<br />
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza, Anna Nemś.........................................................219<br />
NAWOŻENIE POPIOŁAMI Z TERMICZNEGO PRZEKSZTAŁCANIA BIOMASY<br />
ŹRÓDŁEM PIERWIASTKÓW ŚLADOWYCH DLA GLEB<br />
FERTILIZATION WITH BIOMASS ASHES AS A SOURCE OF TRACE ELEMENTS<br />
FOR SOILS<br />
Beata Smolińska, Katarzyna Król.....................................................................................228<br />
WYMYWALNOŚĆ NIKLU Z PRÓB GLEBOWYCH AGLOMERACJI ŁÓDZKIEJ<br />
LEACHING OF NICKEL FROM SOIL SAMPLES OF THE ŁÓDŹ<br />
AGGLOMERATION<br />
Katarzyna Król, Beata Smolińska.....................................................................................240<br />
WYSTĘPOWANIE ŻELAZA W GLEBACH MIASTA ŁODZI<br />
THE CONCENTRATION OF IRON IN SOIL OF ŁÓDŹ CITY<br />
Mateusz Niedbała, Beata Smolińska................................................................................247<br />
MONITORING ZANIECZYSZCZENIA GLEB MIEJSKICH MIASTA ŁODZI<br />
WYBRANYMI PIERWIASTKAMI ŚLADOWYMI W LATACH 2008–2010<br />
MONITORING OF URBAN SOILS POLLUTION IN ŁóDŹ<br />
OF THE YEARS 2008–2010<br />
Beata Łabaz, Adam Bogacz...............................................................................................256<br />
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb<br />
postawowych występujących na terenie Obniżenia Milicko-<br />
-Głogowskiego<br />
The content of selected heavy metals and fertility of soils<br />
previously used as a pounds in the milicz-głogów depression
Daniel Ochman, Paweł Jezierski.......................................................................................268<br />
WPŁYW SŁONYCH WÓD NADOSADOWYCH NA ZMIANY W OBSADZIE<br />
KOMPLEKSU SORPCYJNEGO GLEB W REJONIE SKŁADOWISKA ODPADÓW<br />
POFLOTACYJNYCH „ŻELAZNY MOST”<br />
IMPACT OF SEDIMENTATION WATERS ON THE SOILS ABSORBING COMPLEX<br />
IN THE REGION OF „ŻELAZNY MOST” TAILINGS IMPOUNDMENT<br />
Dorota Kawałko, Paweł Jezierski, Jarosław Kaszubkiewicz..........................................278<br />
WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNE GLEB W LASACH GRĄDOWYCH<br />
NA TERENIE PARKU KRAJOBRAZOWEGO „DOLINA JEZIERZYCY”<br />
PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES OF SOILS IN FOREST GALIO SYLVATICI-<br />
-CARPINETUM OF LANDSCAPE PARK „JEZIERZYCA RIVER VALLEY”<br />
Paweł Muszyński................................................................................................................288<br />
WPŁYW SURFAKTANTÓW NA SORPCJĘ IZOPROTURONU W GLEBACH<br />
EFFECT OF SURFACTANTS ON THE SORPTION OF ISOPROTURON IN SOILS<br />
Bernard Gałka.....................................................................................................................300<br />
Wybrane PIERWIASTKI SZKODLIWE W GLEBACH I MARCHWI NA TERENIE<br />
RODZINNYCH OGRODÓW DZIAŁKOWYCH „ZABOBRZE” W JELENIEJ GÓRZE<br />
Selected HARMFUL ELEMENTS IN SOILS AND CARROTS IN FAMILY<br />
allotment gardens „ZABOBRZE” IN JELENIA GóRA<br />
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka............................309<br />
METALE CIĘŻKIE W ROŚLINACH I GLEBACH NA TRwAŁYCH UŻYTKACH<br />
ZIELONYCH W OKOLICACH WARSZAWY<br />
HEAVY METALS IN SOIL AND PLANTS ON GRASSLAND AROUND WARSAW<br />
Mária Timoracká, Alena Vollmannová, Daniel Bajčan, Dalaram S. Ismael....................320<br />
The relationship of heavy metal contents in soils to their<br />
content in chosen legume seeds<br />
ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ METALI CIĘŻKICH W GLEBIE I ICH<br />
ZAWARTOŚCIĄ W NASIONACH WYBRANYCH ROŚLIN STRĄCZKOWYCH<br />
Małgorzata Rauba, Ewa Rauba.........................................................................................328<br />
ROLNICTWO JAKO JEDNO ZE ŹRÓDEŁ FOSFORU OGÓLNEGO W WODACH<br />
RZEKI ŚLINa<br />
AGRICULTURE AS ONE OF TOTAL PHOSPHORUS SOURCES<br />
IN THE RIVER ŚLINA WATER
Piotr Klimaszyk, Piotr Rzymski.........................................................................................338<br />
WŁAŚCIWOŚCI FIZYCZNO-CHEMICZNE SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO<br />
Z LEŚNEJ ZLEWNI – POTENCJALNA ROLA SPŁYWU W KSZTAŁTOWANIU<br />
JAKOŚCI WODY DROBNEGO ZBIORNIKA WODNEGO<br />
PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES OF SURFACE RUNOFF FROM WOODED<br />
CATCHMENT – POTENTIAL ROLE OF SURFACE RUNOFF IN AFFECTING<br />
THE WATER QUALITY OF SMALL LAKE<br />
Arkadiusz Telesiński, Martyna Śnioszek, Ewelina Środa...............................................345<br />
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach<br />
hydromakrofitów w zależności od ich koncentracji w wodzie<br />
i osadach dennych rzeki Gunica<br />
Fluoride accumulation in chosen hydromacrophytes species<br />
depending on their content in water and sediments of Gunica<br />
river<br />
Lidia Dąbrowska.................................................................................................................354<br />
SPECJACJA METALI CIĘŻKICH W OSADACH DENNYCH ZBIORNIKA<br />
KOZŁOWA GÓRA<br />
SPECIATION OF HEAVY METALS IN BOTTOM SEDIMENTS<br />
OF THE KOZŁOWA GÓRA RESERVOIR<br />
Alena Vollmannová, Michal Kujovsky, Julius Arvay, Lubos Harangozo, Juraj Toth.....365<br />
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
METALE CIĘŻKIE W TERENACH NADRZECZNYCH GÓRNEJ NITRY<br />
Mirosława Orłowska, Renata Krzyściak-Kosińska,<br />
Halina Chomutowska, Halina Ostrowska.......................................................................374<br />
OOMYCOTA W WYBRANYCH ROZLEWISKACH BIAŁOWIESKIEGO PARKU<br />
NARODOWEGO<br />
OOMYCOTA IN THE SELECTED RESERVOIRS IN THE BIALOWIESKI<br />
NATIONAL PARK<br />
Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur..........................................................................382<br />
SPECJACJA FOSFORU W OSADACH ŚCIEKOWYCH POWSTAJĄCYCH<br />
W TECHNOLOGII EvU-PERL<br />
PHOSPHORUS SPECIATION IN SEWAGE SLUDGE PRODUCED WITH<br />
APPLICATION OF THE EvU-PERL
Anna Rutkowska-Narożniak, Elżbieta Pajor....................................................................389<br />
Wpływ stałego pola magnetycznego 7 mT na organizmy osadu<br />
czynnego w procesie biodegradacji formaldehydu<br />
Impact of a static magnetic field of 7 mT on activated sludge<br />
organisms in the process of formaldehyde biodegradation<br />
Krystyna Rauba..................................................................................................................398<br />
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania ścieków<br />
komunalnych na obszarach niezurbanizowanych<br />
Social aspects of choice of wastewater treatment system<br />
non-unurbanized area<br />
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk..........................................................407<br />
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb dzikich<br />
składowisk odpadów na terenie Lipnicy Małej i Domaradza<br />
Contamination with selected heavy metals of soil under illegal<br />
landfills located in Lipnica Mała and Domaradz<br />
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska................................................................417<br />
NASADZENIA TOPOLOWE NA ODPADACH POGARBARSKICH SPOSOBEM<br />
POŁĄCZENIA EKONOMII I OCHRONY ŚRODOWISKA<br />
PLANTING OF POPLAR ON TANNERY WASTE: EFFECTIVE AND ECONOMICAL<br />
APPROACH TO ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
Rafał Wójcik, Łukasz Zawadzki.........................................................................................433<br />
Wymywalność anionów z powierzchniowej warstwy składowisk<br />
odpadów Krakowskich Zakładów Sodowych<br />
Anion leachability from the top layer of the Cracow Soda<br />
waste dumps<br />
Jolanta Kozłowska-Strawska, Aleksandra Badora..........................................................443<br />
ORGANIZMY GENETYCZNIE MODYFIKOWANE – WYKORZYSTANIE<br />
WE WSPÓŁCZESNYM ROLNICTWIE<br />
GENETICALLY MODIFIED ORGANISMS – USE THEM IN THE MODERN<br />
AGRICULTURE<br />
Piotr Michalik, Katarzyna Modzelewska...........................................................................452<br />
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości<br />
mieszkańców wsi i małych miast w powiecie płockim<br />
(mazowieckie) i grajewskim (podlaskie)<br />
The effect (impact) of GMO on the environment and human's<br />
health, based on the awareness of the small towns and<br />
villages inhabitants' in the Plock and Grajewo area
Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, Teresa Majdecka....................................................462<br />
AKTUALNY STAN WIEDZY O ZAGROŻENIACH EKOTOKSYKOLOGICZNYCH<br />
ZWIĄZANYCH Z GMO<br />
THE CURRENT KNOWLEDGE ABOUT ECOTOXICOLOGICAL THREATS<br />
CONNECTED WITH GMO<br />
Barbara Bujanowicz-Haraś................................................................................................472<br />
STOPIEŃ ZRÓŻNICOWANIA TERYTORIALNEGO ROZWOJU ROLNICTWA<br />
PRZYJAZNEGO ŚRODOWISKU NATURALNEMU W POLSCE<br />
Differentiation degree of environment frendly agricultureۥs<br />
territorial development in Poland<br />
Ilona Małuszyńska, Agnieszka Popenda, Marcin J. Małuszyński..................................484<br />
Mercury in the environment<br />
Rtęć w środowisku<br />
Grażyna Niewęgłowska......................................................................................................<strong>49</strong>4<br />
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-<br />
-compliance) respektowanej przez gospodarstwa rolne<br />
An environmental impact cross-compliance rules realized<br />
in polish farm holdings<br />
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, Maciej Niedzielski, Jerzy Puchalski....................................................504<br />
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego<br />
przechowywania materiału roślinnego<br />
Application of cryogenic methods for long-term storage<br />
of plant material<br />
Karolina Lewińska, Anna Karczewska.............................................................................513<br />
Ocena przydatności metody DGT do określenia biodostępności<br />
arsenu i pobrania przez rośliny – na przykładzie kłosówki<br />
wełnistej (Holcus lanatus)<br />
Suitability of DGT method for assessment of arsenic bioavailability<br />
and its uptake by plants – tested on the example of Holcus lanatus<br />
Renata Czeczko..................................................................................................................521<br />
PORÓWNANIE STOPNIA UWODNIENIA RÓŻNYCH CzĘŚCI HELIANTHUS<br />
TUBEROSUS W ASPEKCIE ICH PRZYDATNOŚCI JAKO BIOPALIWA<br />
COMPARISON THE DEGREE OF HYDRATION IN OF DIFFERENT PARTS OF<br />
HELIANTHUS TUBEROSUS IN ASPECT OF THEIR SUITABILITY AS BIOFUEL
Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa...................................................................525<br />
ZMIANY ZAWARTOŚĆI NIKLU I CHROMU W BIOMASIE RUTWICY<br />
WSCHODNIEJ (Galega orientalis Lam.) W ZALEŻNOŚCI<br />
OD OKRESU TRWANIA UPRAWY I FAZY ROZWOJOWEJ<br />
THE CHANGES IN NICKEL AND CHROMIUM CONTENT<br />
IN THE BIOMASS OF GOAT’S RUE (Galega orientalis Lam.) DEPENDING<br />
ON THE DURATION OF THE CULTIVATION AND DEVELOPMENT STAGE<br />
Dorota Kalembasa, Beata Wiśniewska.............................................................................533<br />
ZAWARTOŚĆ Ti i As W BIOMASIE TRAWY I GLEBIE NAWOŻONEJ PODŁOŻEM<br />
POPIECZARKOWYM<br />
THE CONTENT OF Ti and As IN THE BIOMASS OF ANNUAL RYEGRASS<br />
(LOLIUM MULTIFLORUM L.) AND SOIL FERTILIZED WITH THE BED AFTER<br />
MUSHROOM PRODUCTION<br />
Dorota Wolicka, Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska............................................539<br />
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych<br />
w środowisku hipergenicznym<br />
Microbiological stimulation of geological processes<br />
in hypergenic environment<br />
Magdalena Malec................................................................................................................548<br />
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia<br />
ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole w Kotlinie<br />
Orawsko-Nowotarskiej<br />
The present state and anthropogenic changes<br />
of peat-bog ecosystem Puścizna Długopole<br />
in the Orawsko-Nowotarska Basin<br />
Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek..........................................................559<br />
WPŁYW DEGRADACJI HYDROLOGICZNEJ GLEB NA TERENACH<br />
POEKSPLOATACYJNYCH GÓRNICTWA WĘGLA KAMIENNEGO<br />
NA TREŚĆ MAP GLEBOWO-ROLNICZYCH<br />
INFLUENCE OF SOIL HYDROLOGICAL DEGRADATION ON STONE COAL MINE<br />
EXPLOITATION AREAS ON SOIL MAPS CONTENT<br />
Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska........................................................................566<br />
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane<br />
właściwości gleby zanieczyszczonej chromem<br />
trój- i sześciowartościowym<br />
EFFECT OF COMPOST, ZEOLITE AND CALCIUM OXIDE ON SOME<br />
PROPERTIES OF SOIL CONTAMINATED WITH TRI- AND HEXAVALENT<br />
CHROMIUM
Robert Woźniak..................................................................................................................576<br />
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-<br />
-wodnego na lotniskach wojskowych: zabezpieczenie, ochrona,<br />
minimalizacja skutków<br />
Environmental risk management system for contaminated<br />
soil and groundwater at military airbases in Poland: security,<br />
protection, minimisation of impacts<br />
Marta Chudzicka-Popek.....................................................................................................587<br />
Uwarunkowania prawne w zarządzaniu populacjami zwierząt<br />
łownych<br />
Law regulations in management of free living hunting animals<br />
Indeks autorów...................................................................................................................593
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Anna Hadam*, Mariola Wrochna**, Zbigniew Karaczun*<br />
The effect of salinity on selected lawn grass species<br />
cultivated with the hydrogels amendment<br />
Wpływ zasolenia na wybrane gatunki traw gazonowych<br />
uprawianych z dodatkiem hydrożelu w podłożu<br />
Słowa kluczowe: hydrosorbent, stres solny, susza, trawniki przyuliczne.<br />
Key words: drought, water sorbent, salt stress, grasses.<br />
Hydrożele to doglebowe polimery, mające zdolność gromadzenia dużej ilości wody, dzięki<br />
temu łagodzące skutki stresu suszy u roślin. Stosowane od lat w ogrodniczej i rolniczej<br />
produkcji roślinnej, pozwalają na ograniczenie zużycia wody oraz energii, a także kosztów<br />
i pracy związanych z nawadnianiem upraw. Wydaje się, że stosowanie hydrożeli może być<br />
także wykorzystane do utrzymania i rewitalizacji trawników przyulicznych w miastach. Nie<br />
wolno jednak zapominać, że oprócz zjawiska suszy na terenach przyulicznych występuje<br />
wiele innych stresów roślinnych. Do najważniejszych z nich należy zasolenie podłoża, będące<br />
skutkiem zimowego stosowania soli do odladzania ulic, powodujące nagromadzenie<br />
w glebie fitotoksycznych jonów. Jest to istotny czynnik, który może wpłynąć na działanie hydrożeli,<br />
ponieważ oprócz wody są one zdolne do sorbowania kationów. Można zatem przypuszczać,<br />
że wysycanie matrycy żelu przez jony sodu, pochodzące z soli do odladzania ulic,<br />
może zmniejszać jego efektywność gromadzenia wody, a tym samym skuteczność działania<br />
jako środka przeciwdziałającego stresowi suszy. W pracy zaprezentowano wstępne wyniki<br />
badań działania hydrożelu w warunkach zasolenia na przykładzie reakcji wybranych gatunków<br />
traw gazonowych, występujących powszechnie na trawnikach przyulicznych. Doświadczenie<br />
wazonowe prowadzono przez cztery miesiące w kontrolowanych warunkach szklarniowych.<br />
Miarą skuteczności działania hydrożelu była ocena: wysokości darni, zawartości<br />
* Mgr inż. Anna Hadam, dr hab. inż. Zbigniew Karaczun – Katedra <strong>Ochrony</strong> Środowiska,<br />
Wydział Ogrodnictwa i Architektury Krajobrazu SGGW, ul. Nowoursynowska 159,<br />
02-787 Warszawa; tel.: 608 072 333, e-mail: ann.hadam@gmail.com, tel. 22 59 320 64,<br />
e-mail: zbigniew_karaczun@sggw.pl<br />
** Dr Mariola Wrochna – Samodzielny Zakład Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa, Wydział<br />
Ogrodnictwa i Architektury Krajobrazu SGGW; ul. Nowoursynowska 159, 02-787 Warszawa;<br />
tel.: 22 593 20 94, e-mail: mariola.wrochna@gmail.com<br />
15
Anna Hadam, Mariola Wrochna, Zbigniew Karaczun<br />
świeżej masy i stopnia uszkodzenia błon komórkowych w liściach traw narażonych na trzy<br />
poziomy zasolenia podłoża, w obecności i przy braku sorbentu. Uzyskane wyniki umożliwiły<br />
stwierdzenie, że stężenie soli w podłożu było głównym czynnikiem determinującym kondycję<br />
wszyskich gatunków testowych. Pomimo to hydrożel istotnie osłabił wpływ zasolenia na badane<br />
trawy, w szczególności na kostrzewę czerwoną.<br />
1. Introduction<br />
Polymer water sorbents, called hydrogels have ability to hold huge amount of water<br />
[Trippei et al. 1991]. Thus they are successfully used in agricultural and horticultural cultivation<br />
for years, precipitating growth, rooting and leafing of plants [Wallace and Wallace 1986,<br />
Sroka 2004, Al-Humaid 2005] even under water deficient conditions [Leciejewski 2008]. Hydrogels<br />
application to soils is known to be easy, cheap and safe for environment [Diener<br />
and Hey 2005], it allows decreasing costs of irrigation and human work and enables to save<br />
water and energy [Benedycka and Nowal 1998, Baranowski 2006].<br />
Therefore these advantages suggest that gel water sorbents could also be used on<br />
the grasslands near the roadsides. Lawns are the most common urban green areas and<br />
play important role in landfill landscaping and shaping the microclimate conditions [Wysocki<br />
and Stawicka 2005, Pawluśkiewicz 2009]. Unfortunately multiple stress factors, especially<br />
drought, decrease their growth and condition [Żurek 2006] which, given the high cost of irrigation,<br />
makes special treatment necessary.<br />
Preliminary greenhouse studies provided by Department of Environmental Protection–<br />
WULS showed, that hydrogel positively influenced germination, growth and dry matter content<br />
of tested grass species cultivated under simulated drought stress. It was also indicated<br />
that water sorbent allowed to limit the watering frequency of tested plants from 3 to 1 per<br />
week and therefore decreased costs of their irrigation for 3,5 times [Hadam 2010].<br />
One should not forget that hydrogels might also absorb cations, which may reduce their<br />
affinity for water [Benedycka and Nowal 1998, Akhter et al. 2004]. Therefore accumulation<br />
of sodium ions in the near-roads soils resulting from winter salt de-icing [Wrochna et al.<br />
2010] can undermine the legitimacy of hydrogels application on near-road lawns. However,<br />
so far no one has this yet evaluated.<br />
The aim of the study was therefore the preliminary assessment of the grass reaction on<br />
the exposure to road de-icing salt during cultivation with and without hydrogels amendment<br />
in a controlled greenhouse conditions.<br />
2. Materials and methods<br />
The study was conducted for four months in a greenhouse of Warsaw University of Life<br />
Sciences.<br />
16
The effect of salinity on selected lawn grass species cultivated with the hydrogels amendment<br />
The experimental substrate (based on sand, peat and horticultural soil in proportion<br />
1:1:1) was divided into two portions. First of them was mixed with hydrogel, in the amount<br />
required by the manufacturer (2g /L of substrate). The second one – control did not contain<br />
the sorbent.<br />
Such prepared substrates were filled in the pots (12 cm diameter and volume 0.8 dm 3 )<br />
and then were sown with one of the species, which are known to be the most common in<br />
the near-road areas:<br />
1) red fescue (Festuca rubra L.) cv. Areta (0.086 g of seeds·pot -1 ),<br />
2) kentucky bluegrass (Poa pratensis L.) cv. Limousine (0.074 g of seeds·pot -1 ),<br />
3) perennial reygrass (Lollium perenne L.) cv. Naki (0.123 g of seeds·pot -1 ).<br />
Number of seeds planted per pot depended on the: seedling emergence and seedling<br />
purity of each species.<br />
After a month plants cultivated with and without hydrogels amendment were exposed<br />
to the salt stress. Salinity was simulated with water solution of “Kłodawska” road de-icing<br />
salt (containing 97 % of NaCl). In experiment three concentrations of salt were used:<br />
0 g·dm -3 , 5 g·dm -3 and 10 g·dm -3 . On the basis of the salinity curve for used experimental<br />
substrate electricity conductance was obtained therefore as: low (1,30 mS·cm -1 ), medium<br />
(5,45 mS·cm -1 ) or high (9,91 mS·cm -1 ) [Kreeb 1979].<br />
Effectiveness of hydrogel under saline conditions was assessed after four months of the<br />
salt treatment, on the basis of those parameters, which are commonly used in assessments<br />
of plants reaction on the stressed environmental conditions [Żurek 2006, Pawluśkiewicz<br />
2009].<br />
1) turfs height, (cm),<br />
2) fresh matter content of the plants above - ground, (g·pot -1 ),<br />
3) increased membrane injury in compare to the control (plants not treated with the road<br />
de- icing salt), (%).<br />
Measurements were conducted in 4 replications. One replication was a single pot with<br />
each grass species planted with or without hydrogels amendment and treated or not with<br />
the salt solution in concentration as was written above.<br />
Results obtained from the study were analyzed statistically using the two factorial analysis<br />
of variance (ANOVA) of the Statgraphics 4.1 Plus software. Significance of differences<br />
between the combinations was examined with t-Student test at α = 0.05. Results show the<br />
mean values 4 replications.<br />
During whole experiment plants were watered to the optimal level on the basis of the<br />
measurements conducted by soil moisture meter (ECHO–EC5). Grasses were also mowing<br />
– once a week to 5 cm height.<br />
The temperature and air humidity in the greenhouse were measured everyday (termohygrometer<br />
EPI 8703) and fluctuated from 22,9 to 35,0 °C and 32,5–42,2 %.<br />
17
Anna Hadam, Mariola Wrochna, Zbigniew Karaczun<br />
3. Results<br />
3.1. Effect on the turfs height<br />
Results presented on Figure 1. indicated that, independent on the hydrogels amendment,<br />
the higher salinity was simulated the statistically significant lower turfs height of all<br />
tested species (red fescue Areta, kentucky bluegrass Limousine and perennial ryegrass<br />
Naki) was observed.<br />
Nevertheless hydrosorbents additive decreased the negative salt influence on red fescue.<br />
This species cultivated with the polymer was significantly higher than in the control pots<br />
under low, medium and high saline conditions as well.<br />
In case of kentucky bluegrass and perennial ryegrass hydrogels stimulated significantly<br />
their growth only under low saline conditions. Meanwhile in pots were medium and high<br />
salt stress was simulated height of those species was comparable to the control (without<br />
hydrogel).<br />
Fig. 1. Influence of salinity on the turfs height of the grass species cultivated with and without<br />
(control) hydrogels amendment. Different letters show statistically significant differences<br />
between means within each species<br />
Rys. 1. Wpływ zasolenia na wysokość gatunków traw gazonowych utrzymywanych z dodatkiem<br />
hydrożelu w podłożu w porównaniu z kontrolą (bez hydrożelu). Różne litery oznaczają<br />
statystycznie istotnie różnice między średnimi<br />
18
The effect of salinity on selected lawn grass species cultivated with the hydrogels amendment<br />
3.2. Effect on the fresh matter content<br />
It was shown, that presence of road de-icing salt decreased significantly fresh matter<br />
content in all examined species, cultivated in pots with hydrogel as well in pots without it<br />
(Fig. 2).<br />
Hydrogel decreased however inhibitory influence of salt on red fescue and kentucky<br />
bluegrass. Under all saline conditions fresh matter content of these species in pots with the<br />
sorbent was significantly higher than in the control. The polymer only under low salt stress<br />
significantly affected perennial ryegrass. In the medium and high salt concentration its fresh<br />
matter content was similar in all pots.<br />
fresh matter content [g·pot -1 ]<br />
Fig. 2. Influence of salinity on the fresh matter content of the grass species cultivated with and<br />
without (control) hydrogels amendment. Different letters show statistically significant differences<br />
between means within each species<br />
Rys. 2. Wpływ zasolenia na zawartość świeżej masy u gatunków traw gazonowych utrzymywanych<br />
z doadtkiem hydrożelu w podłożu w porównaniu z kontrolą (bez hydrożelu). Różne<br />
litery oznaczają statystycznie istotnie różnice między średnimi<br />
3.3. Effect on increased membrane injury<br />
It was observed that presence of the road de-icing salt increased significantly membranes<br />
injury of all tested species (Fig. 3). The higher salinity was simulated the statistically<br />
significant higher damage was in red fescue and perennial ryegrass indicated. Medium and<br />
19
Anna Hadam, Mariola Wrochna, Zbigniew Karaczun<br />
high saline conditions affected however comparably high membrane injury in kentucky bluegrass<br />
(about 81 % and 84 % respectively). Above reactions were observed in plants cultivated<br />
in all pots – with and without hydrogels amendment.<br />
Nevertheless hydropolymer decreased significantly negative influence of salt on red<br />
fescue. Under medium and high salinity level of membranes damage in this species were<br />
in pots with sorbent greatly lower than in the control (without hydrogel). In case of perennial<br />
ryegrass membranes injury by medium and high salt concentration were in pots with hydrogel<br />
slightly lower than in the control, however these differences were indicated to be statistically<br />
significant. Kentucky bluegrass cultivated under medium and high salt stress had comparably<br />
high damaged membranes independent on the hydrogels amendment and without<br />
significant difference.<br />
Fig. 3. Influence of salinity on increased membrane injury of the grass species cultivated with<br />
and without (control) hydrogels amendment. Different letters show statistically significant<br />
differences between means within each species<br />
Rys. 3. Wpływ zasolenia na stopień uszkodzenia błon komórkowych u traw gazonowych utrzymywanych<br />
z doadtkiem hydrożelu w podłożu w porównaniu z kontrolą (bez hydrożelu).<br />
Różne litery oznaczają statystycznie istotnie różnice między średnimi<br />
4. Discussion<br />
Soil salinity disturbs physiological and biochemical processes in plants, what results,<br />
among the others, in: lower growth, decreased biomass production and increased membrane<br />
injury [Alpalsan and Gunes 2001, Morant-Manceau et al. 2004, Kacperska 2005].<br />
20
The effect of salinity on selected lawn grass species cultivated with the hydrogels amendment<br />
Results presented in this paper were in agreement with such observations and in addition<br />
it was shown that salt stress was the main factor, which affected all tested species (red<br />
fescue Areta, kentucky bluegrass Limousine and perennial ryegrass Naki). Independent on<br />
the water sorbents presence their height and fresh matter content decreased significantly<br />
with increase of the road de-icing salt concentration (Fig. 1–2). It was also indicated, that in<br />
pots with and without sorbents additive, the higher level of salinity was simulated, the significantly<br />
higher turfs membrane injury of red fescue and perennial ryegrass was indicated.<br />
(Fig. 3). Kentucky bluegrass that is known to be very sensitive to the salinity [Pawluśkiewicz<br />
2009] had membrane injury in above of 80% even under medium saline conditions. It was<br />
comparably huge with its damage under high salinity and again independent on the hydrogels<br />
amendment.<br />
Experiment showed therefore that additive of the road de-icing salt decreased the ability<br />
of the hydrogel in improving condition of the tested grass species. It is possible that, it happened<br />
because of disturbing its water absorbing abilities, what was shown also by Johnson<br />
[1984] and Asady et al. [1985]. They provided that chemicals and ions could adversely affect<br />
the function of hydrogels. Akhter et al. [2004] observed also that hydrogels water retention<br />
lowers significantly when the saline water is used.<br />
Nevertheless it was indicated as well, that hydrogels efficacy under saline conditions<br />
depends on the tested grass species. While kentucky bluegrass and perennial ryegrass<br />
were stimulated by water sorbent mainly under low saline conditions, red fescue was<br />
conditioned by hydrogel under all simulated levels of salinity. Despite negative effect of<br />
road de-icing salt to this species, hydrogels amendment decreased its inhibition effect on<br />
height, fresh matter content and membrane injury in compare to the control (pots without<br />
hydrogel).<br />
5. Conclusions<br />
1. Presence of the road de-icing salt decreased efficacy of hydrogel in improving condition<br />
of the tested grass species.<br />
2. Road de-icing salt affected the: growth, fresh matter content and level of membrane injury<br />
in all tested species (red fescue Areta, kentucky bluegrass Limousine and perennial<br />
ryegrass Naki) independent on the hydrogels amendment. In all pots – with and without<br />
sorbent, the higher concentration of salt was in the pots, the weaker condition of grass<br />
was observed.<br />
3. Hydrogel able however to mitigate the salt stress, but its efficacy depended on the level<br />
of salinity and tested grass species.<br />
4. Kentucky bluegrass and perennial ryegrass were improved by hydrogel mainly under low<br />
salt stress. Red fescue was conditioned by hydrogel under all levels of salinity, what was<br />
observed in improved growth and fresh matter content and decreased membranes injury.<br />
21
Anna Hadam, Mariola Wrochna, Zbigniew Karaczun<br />
6. Studied hydrogel may be effective for use as a soil conditioner on the lawn grass areas,<br />
to improve its tolerance to the low saline conditions and in case to the lawns were red<br />
fescue is major species– to mitigate also the medium and the high salt stress.<br />
7. Despite above these results should be still confirmed by the field trials.<br />
References<br />
AKHTER J., MAHMOOD K., MALIK. A., MARDAN A., AHMAD M, IQBAL M. M. 2004. Effects<br />
of hydrogel amendment on water storage of sandy loam and loam soils and seedlings<br />
growth of barley, wheat and chickpea. Plant Soil Environ. 50(10): 463–469.<br />
AL-HUMAID A. I. 2005. Effects of Hydrophilic Polymer on the Survival of Bottonwood (Conocarpus<br />
erectus) Seedlings Grown under Drought Stress. European Journal of Horticultural<br />
Science: 3 [Eng. summary].<br />
ALPALSAN M., GUNES A. 2001. Interactive effects of boron and salinity stress on the<br />
growth, membrane permeability and mineral composition of tomato and cucumber<br />
plants. Plant and Soil. 236(1): 123-128.<br />
ALSHAMMARY S., QIAN Y., WALLNER S. 2004. Growth response of four turf grass species<br />
to salinity. Agricultural Water Management 66: 97–111.<br />
BARANOWSKI T. 2006. Hydrożele w zieleni miejskiej. Zieleń Miejska 11(3): 14.<br />
BARTNIK C. 2008. Wpływ hydrożelu na przeżywalność siewek i sadzonek sosny pospolitej<br />
w warunkach suszy. In: Studia i Materiały Centrum Edukacji Przyrodniczo-Leśnej R. 10.<br />
Zeszyt 2(18): 4-5.<br />
BENEDYCKA Z., NOWAL G. 1998. Ekosorb jako źródło składników mineralnych dla roślin.<br />
Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 461: 131-136.<br />
DIENER B., HEY S. 2005. Toxicological and environmental safety data Stockosorb. Degussa<br />
AG – Stockhausen GmbH. Krefeld [Eng. summary].<br />
HADAM A. 2010. Effect of hydrogel on the grass species growing under drought stress.<br />
Challenges of modern technology 1(1): 3-6.<br />
HAMEDA S., KIRKWOOD R., GRAHAM R. 1990. The Effects of a Hydrogel Polymer on the<br />
Growth of Certain Horticultural Crops under Saline Conditions. Journal of Experimental<br />
Botany 42(7) [Eng. summary].<br />
HAMEDA S., KIRKWOOD R., GRAHAM R. 1995. Studies on the effect on salinity and Hydrogels<br />
Polymer Tratments on the growth. Yield production and solute accumulation in<br />
cotton and maize. J. King Saud. Univ. vol. 7, Agri. Sci. (2): 222.<br />
JOHNSON M. S. 1984. Effect of soluble salts on water absorption by gel-forming soil conditioners.<br />
J. Sci. Food Agr. 35: 1063–1066.<br />
KACPERSKA A. 2005. Reakcje roślin na abiotyczne czynniki stresowe. In: Kopcewicz J.,<br />
Lewak S. (eds.) Fizjologia roślin. Wyd. PWN, Warszawa.<br />
KANT A., TURAN M. 2010. Hydrogel substrate alleviates salt stress with increase anti-<br />
22
The effect of salinity on selected lawn grass species cultivated with the hydrogels amendment<br />
oxidant enzymes activity of bean (Phaseolus vulgaris L.) under salinity stress. African<br />
Journal of Agricultural Research 6(3): 724.<br />
KREEB K. 1979. Ekofizjologia roślin. Wyd. PWN, Warszawa.<br />
LECIEJEWSKI P. 2008. Wpływ wielkości dodatku hydrożelu na zmiany uwilgotnienia i tempo<br />
przesychania gleby piaszczystej w warunkach laboratoryjnych. In: Studia i Materiały<br />
Centrum Edukacji Przyrodniczo-Leśnej R. 10. Zeszyt 2(18): 7.<br />
MORANT-MANCEAU A., PRADIER E., TREMBLIN G. 2004. Osmotic adjustment, gas exchanges<br />
and chlorophyll fluorescence of a hexaploid reticule and its parental species<br />
under salt stress. J. Plant Physiol. 161: 25–33.<br />
PALUSZEK J., ŻEMBROWSKI W. 2006. Wpływ hydrożelu Stockosorb na strukturę<br />
agregatową gleb erodowanych. Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu. Rolnictwo<br />
65(375): 115-122.<br />
PAWLUŚKIEWICZ B. 2009. Analiza możliwości wykorzystania gazonowych odmian traw do<br />
poprawy powierzchni trawiastych na obszarach zurbanizowanych. Wyd. SGGW, Warszawa:<br />
20-24.<br />
SROKA P. 2004. Polimery – lekarstwem na suszę. Aura 11: 5–7.<br />
TRIPPEI R.R., GOERGE M. W., DUMROESE R. K., WENNY D. L. 1991. Brich seedling<br />
responce to irrigation frequency and a hydropholic polymer amendment in a container<br />
medium. Journal of Envioronmental Horticulture 9: 119.<br />
WALLACE A., WALLACE G. A. 1986. Effect of polymeric soil conditioners on emergence of<br />
tomato seedlings. Soil Sa. 141: 321-323.<br />
WROCHNA M., MAŁECKA-PRZYBYSZ M., GAWROŃSKA H. 2010. Effect of the road deicing<br />
salts with anti corrosion agents on selected plant species. Acta Sci. Pol., Hortorum<br />
Cultus 9(4): 171-182.<br />
WU Y., CHEN Q., CHEN M., CHEN J., WANG X. 2005. Salt-tolerant transgenic perennial<br />
ryegrass (Lolium perenne L.) obtained by Agrobacterium tumefaciens – mediated transformation<br />
of the vacuolar Na super(+)/H super(+) antiporter gene. Plant Science 169(1):<br />
65-73.<br />
WYSOCKI C., STAWICKA J. 2005. Trawy na terenach zurbanizowanych. Łąkarstwo w Polsce<br />
(8): 227.<br />
WYSOCKI C. 2008. Miasto jako specyficzne środowisko życia roślinności. Nauka Przyroda<br />
Technologie 2(4): 2-3.<br />
ŻUREK G. 2006. Reakcja traw na niedobory wody – metody oceny i ich zastosowanie dla<br />
gatunków trawnikowych. Monografie i rozprawy naukowe IHAR <strong>nr</strong> 25: 91-92.<br />
23
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Teresa Skrajna*, Helena Kubicka**, Marta Matusiewicz***<br />
UDZIAŁ WYBRANYCH GATUNKÓW POLYGONUM<br />
W ZACHWASZCZENIU UPRAW NA TERENIE WIGIERSKIEGO PARKU<br />
NARODOWEGO<br />
PARTICIPATION OF CHOSEN POLYGONUM SPECIES IN THE<br />
WEEDING OF AGROCENOSES IN WIGIERSKI NATIONAL PARK<br />
Słowa kluczowe: Polygonum sp., uprawy okopowe, Wigierski Park Narodowy, zachwaszczenie,<br />
zboża.<br />
Key words: cereals, root crops, Polygonum sp. weed infestation, Wigierski National Park.<br />
In this research, the level of chosen Polygonum species (Polygonum lapathifolium L. subsp.<br />
lapathifolium, Polygonum lapathifolium L. subsp. pallidum (With.) Fr and Polygonum persicaria<br />
L.) in the weeding of cultivated land, in various planting conditions, is presented. The<br />
condition of the soil was defined on the basis of agricultural soil maps at a scale of 1:5000.<br />
The granulometric consistency was treated as the criteria distinguishing hard soil from light<br />
soil. The research material constituted 145 phitosociological photographs taken in spring<br />
and winter cereals as well as roots plant. Next the level of weeding was observed.<br />
The highest level of weeding could be found in potato plantations on hard soil where<br />
Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium amounted to weeding level one, Polygonum<br />
persicaria weeding level II and Polygonum l. subsp. pallidum weeding level III. The<br />
weeds grew at a far lower intensity on light soils where only Polygonum l. subsp. pallidum<br />
reached weeding level IV. Knot-grass at a similarly low level IV of weeding was found in<br />
spring cereal in rich soils. In the remaining analyzed agrocenoses only sporadic weeding<br />
could be found.<br />
* Dr inż. Teresa Skrajna – Katedra Ekologii Rolniczej, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny<br />
w Siedlcach, ul. Konarskiego 2, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 00; e-mail: tskrajna@op.pl<br />
** Dr hab. inż. Helena Kubicka – prof. Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN,<br />
Ogród Botaniczny w Powsinie, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa;<br />
tel.: 22 648 38 56 w. 223 lub 217.<br />
*** Mgr Marta Matusiewicz – <strong>Instytut</strong> Techniczno-Przyrodniczy, Państwowa Wyższa Szkoła<br />
Zawodowa w Suwałkach, ul. T. Noniewicza 10, 16-400 Suwałki; tel.: 87 56 28 406.<br />
24
Udział wybranych gatunków Polygonum w zachwaszczeniu upraw...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Zachwaszczenie roślin uprawnych zależy od wielu czynników: klimatycznych, siedliskowych,<br />
systemu uprawy i intensywności zabiegów agrotechnicznych, w tym także od<br />
kondycji ekonomicznej właścicieli pól [Sobisz 1997, Kuźniewski 1997, Rola i in. 2000,<br />
Kapeluszny, Haliniarz 2007]. Liczne badania [Dąbkowska i in. 2007, Stosik 2007, Skrajna,<br />
Skrzyczyńska 2007] wskazują na zdecydowanie wyższą bioróżnorodność chwastów<br />
w uprawach prowadzonych w systemie ekologicznym i tradycyjnym, gdzie nie stosuje się<br />
chemicznej ochrony roślin lub ochrona ta jest niewystarczająca w porównaniu z systemem<br />
intensywnym. O stopniu zachwaszczenia upraw decyduje nie liczba występujących gatunków,<br />
a przede wszystkim masowe występowanie niektórych z nich, stanowiące zagrożenie<br />
dla upraw w określonych warunkach siedliskowych [Misiewicz i in. 2002]. Na terenie Wigierskiego<br />
Parku Narodowego, ze względu na duży udział gleb słabych, dominują tradycyjne<br />
metody uprawy z niewielkim zużyciem herbicydów i nawozów mineralnych.<br />
Niniejsze opracowanie stanowi kontynuację badań nad biologią, rozwojem i występowaniem<br />
wybranych gatunków z rodzaju Polygonum L. [Matusiewicz i in. 2009, 2010,<br />
Skrajna i in. 2010]. Jego celem była analiza udziału Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium,<br />
Polygonum lapathifolium subsp. pallidum i Polygonum persicaria w strukturze zachwaszczenia<br />
upraw na terenie Wigierskiego Parku Narodowego i jego rolniczej otulinie.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Badania zachwaszczenia upraw na terenie Wigierskiego Parku Narodowego i w jego<br />
rolniczej otulinie prowadzono w latach 2008–2010. Ogółem wykonano 146 zdjęć fitosocjologicznych,<br />
powszechnie przyjętą metodą Braun-Blanqueta [Pawłowski 1972],<br />
w tym: w zbożach ozimych – 43, w zbożach jarych – 63 oraz na plantacjach roślin okopowych<br />
– 40.<br />
Warunki siedliskowe określano na podstawie map glebowo-rolniczych w skali<br />
1: 5000. Ze względu na duże zróżnicowanie jednostek glebowych zajmujących niewielkie<br />
powierzchnie przyjęto umownie podział na dwie kategorie: gleby lekkie i gleby zwięzłe.<br />
Do gleb lekkich zaliczono gleby wytworzone ze żwirów, piasków luźnych i piasków słabogliniastych.<br />
Należały one najczęściej do kompleksów: żytniego bardzo słabego, słabego<br />
i dobrego oraz zbożowo-pastewnego słabego. Za gleby zwięzłe uznano gleby wytworzone<br />
z glin oraz z piasków gliniastych podścielonych gliną. Były to gleby kompleksów: żytniego<br />
bardzo dobrego, pszennego dobrego i zbożowo pastewnego mocnego.<br />
Udział Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium, Polygonum lapathifolium subsp.<br />
pallidum i Polygonum persicaria w zachwaszczeniu agrocenoz przedstawiono na tle ogólnego<br />
zachwaszczenia poszczególnych upraw. Dla każdej uprawy w zróżnicowanych warunkach<br />
glebowych wyliczono stałość fitosocjologiczną (S) i współczynnik pokrycia (D)<br />
25
Teresa Skrajna, Helena Kubicka, Marta Matusiewicz<br />
[Pawłowski 1972]. Dla gatunków dominujących podano stopnie zachwaszczenia [Rola<br />
i in. 1993]:<br />
I stopień zachwaszczenia – zachwaszczenie bardzo duże – S=V lub IV, D> 1000<br />
II stopień – zachwaszczenie duże S – V lub IV, D = 501–1000 lub S – III, D > 750<br />
III stopień – zachwaszczenie średnie S – V lub IV, D = 251–500 lub S – III, D = 501–750<br />
IV stopień – zachwaszczenie małe S – V lub IV, D = 51–250 lub S – III, D =251–500<br />
V stopień – zachwaszczenie sporadyczne – pozostałe niższe stopnie stałości i współczynniki<br />
pokrycia. Nomenklaturę gatunków podano według Mirka i in. [2002].<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Obserwacje plantacji uprawnych położonych w Wigierskim Parku Narodowym wykazały<br />
znaczne zróżnicowanie stanu i stopnia ich zachwaszczenia. Zbiorowiska chwastów agrocenoz<br />
zbóż ozimych na glebach lekkich wykazywały pokrycie od 15 do 55% (średnio 35%).<br />
W podobnym zakresie pokrycia występowały chwasty na glebach zwięzłych, jednak<br />
średnie zachwaszczenie było niższe i wynosiło 31% – podkreślają to również wyliczone<br />
sumy współczynników pokrycia, wynoszące odpowiednio: 4797 i 4585 w ogólnym<br />
zachwaszczeniu. Słabsze warunki siedliskowe i duże zachwaszczenie zadecydowało<br />
o niższym zwarciu łanu na glebach lekkich (60%) niż na glebach zwięzłych (71%).<br />
W poszczególnych uprawach zbóż wystąpiło od 13 do 25 gatunków chwastów (średnio<br />
18 w płacie) na glebach lekkich i od 15 do 32 gatunków (średnio 22 w płacie) na glebach<br />
zwięzłych (tab. 1).<br />
Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium i Polygonum lapathifolium subsp. pallidum<br />
spotykano nielicznie, ale występowały na obu typach gleb. Natomiast Polygonum persicaria<br />
stwierdzono tylko w uprawach na glebach zwięzłych jako pojedyncze nierozgałęzione<br />
egzemplarze.<br />
W uprawach zbóż ozimych badane rdesty nie mają dogodnych warunków rozwoju<br />
i osiągają niewielkie rozmiary. Podobnie w innych regionach kraju gatunki te w zbożach ozimych<br />
występują raczej sporadycznie [Kutyna i in. 2010, Dąbkowska i in. 2007, Jezierska-<br />
-Domaracka, Kuźniewski 2006].<br />
Aktualnie gatunki te nie stanowią żadnego zagrożenia w strukturze zachwaszczenia<br />
zbóż ozimych na terenie Parku. Do chwastów dominujących, osiągających<br />
II i III stopień zachwaszczenia – niezależnie od warunków glebowych<br />
– należą Centaurea cyanus i Consolida regalis oraz na glebach lekkich<br />
Arenaria serpyllifolia, a na zwięzłych Galium aparine i Matricaria maritima subsp. inodora.<br />
Lokalnie nawet z 30% pokryciem występował Agrostemma githago.<br />
Zachwaszczenie zbóż jarych na badanym terenie było zbliżone do zachwaszczenia<br />
ozimin pod względem pokrycia gleby przez chwasty i osiągnęło średnio odpowiednio 32%<br />
i 35%. Natomiast pokrycie rośliny uprawnej na glebach zwięzłych było znacznie niższe<br />
26
Udział wybranych gatunków Polygonum w zachwaszczeniu upraw...<br />
Tabela 1. Udział wybranych gatunków z Polygonum L. w zachwaszczeniu upraw zbóż ozimych<br />
Wigierskiego Parku Narodowego na tle gatunków dominujących w zróżnicowanych<br />
warunkach siedliskowych<br />
Table 1. Participation of chosen Polygonum species in the weeding of winter cereals agrocenoses<br />
in Wigierski National Park on the background of the dominant species in different<br />
habitat conditions<br />
Roślina uprawna<br />
Zboża ozime<br />
Gleby lekkie zwięzłe<br />
Liczba zdjęć 26 17<br />
% pokrycia przez roślinę uprawną 60 71<br />
% pokrycia przez chwasty 35 31<br />
Liczba gatunków 70 96<br />
Średnia liczba gatunków w zdjęciu 18 22<br />
Suma współczynników pokrycia 4797 4585<br />
Krótkotrwałe S D Z S D Z<br />
Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium I 4 V I 12 V<br />
Polygonum lapathifolium subsp. pallidum I 8 V II 29 V<br />
Polygonum persicaria II 23 V<br />
Centaurea cyanus V 582 II IV 308 III<br />
Consoloda regalis V 466 III IV 288 III<br />
Arenaria serpyllifolia IV 456 III II 123 V<br />
Viola arvensis IV 132 IV IV 147 IV<br />
Myosotis arvensis IV 148 IV III 106 V<br />
Fallopia convolvulus IV 72 IV III 47 V<br />
Agrostemma githago III 452 IV III 123 V<br />
Anthemis arvensis III 258 IV V 247 IV<br />
Matricaria maritima subsp. inodora * IV 347 III<br />
Galium aparine * IV 267 III<br />
Veronica arvensis * IV 180 IV<br />
Apera spica-venti III 222 V III 135 V<br />
Papaver argemone III 178 V III 112 V<br />
Vicia hirsuta III 92 V III 118 V<br />
Vicia villosa III 112 V *<br />
Melandrium album III 102 V *<br />
Vicia tetrasperma * III 153 V<br />
Stellaria media * III 164 V<br />
Objaśnienia: S – stałość fitosocjologiczna, D – współczynnik pokrycia, Z – stopień zachwaszczenia,<br />
* – gatunek wystąpił w I, II lub III klasie stałości z niewielkim pokryciem.<br />
27
Teresa Skrajna, Helena Kubicka, Marta Matusiewicz<br />
niż zbóż ozimych i wynosiło 67%. Zachwaszczenie ogólne zasiewów jarych w porównaniu<br />
z oziminami było niższe na glebach lekkich – 3842, a wyższe na zwięzłych i osiągnęło wartość<br />
5770. Prawdopodobnie zadecydowały o tym warunki klimatyczne – które na Suwalszczyźnie<br />
są najbardziej surowe dla rozwoju upraw w Polsce, a okres wegetacji dla zbóż jarych<br />
jest bardzo krótki [Szkiruć, Strumiłło 1986].<br />
W składzie florystycznym pojedynczych płatów zbóż jarych wystąpiło od 10 do 28 gatunków<br />
chwastów (średnio 20) na glebach lekkich i od 9 do 32 (średnio 21) na glebach zwięzłych<br />
(tab. 2).<br />
Badane gatunki Polygonum w zbożach jarych na glebach lekkich występowały rzadko<br />
z małym pokryciem. Natomiast na glebach zwięzłych można je zaliczyć do częstych chwastów,<br />
jednak tylko lokalnie występują w pokryciu przekraczającym 20%. W tych warunkach<br />
jedynie Polygonum persicaria osiągnął IV stopień zachwaszczenia i stanowi także małe<br />
zagrożenie dla upraw. Znacznie wyższy udział badanych gatunków w zachwaszczeniu<br />
zbóż jarych niż ozimych wskazuje na korzystniejsze warunki rozwoju przede wszystkim<br />
pod względem świetlnym i termicznym [Zarzycki i in. 2002]. Potwierdzają to opracowania<br />
z innych regionów [Sobisz 2007, Kozak 2002, Rzymowska, Skrajna 2008].<br />
Do chwastów zagrażających uprawom zbóż jarych w Wigierskim Parku Narodowym<br />
należą: na glebach lekkich – Centaurea cyanus, a na zwięzłych – Stellaria media, Galium<br />
aparine i Avena fatua.<br />
Najbardziej zachwaszczonymi uprawami w Parku były uprawy okopowych, głównie<br />
ziemniaka. Pokrycie chwastami wahało się od 30 do 90% i średnio wynosiło 41% na glebach<br />
lekkich, a 52% – na zwięzłych. Najczęściej na plantacjach tych była już zeschła nać,<br />
jedynie na nielicznych powierzchniach pokrycie upraw ziemniaka wahało się od 40 do<br />
60%. Na bardzo duże zachwaszczenie tych upraw wskazują wyliczone sumy współczynników<br />
pokrycia – najwyższe były wśród analizowanych upraw i wynosiły 6079 na glebach<br />
lekkich wartość ta na glebach zwięzłych była o 64% wyższa od poprzedniej i wynosiła 9461<br />
(tab. 3).<br />
Zbiorowiska chwastów upraw okopowych charakteryzowała duża bioróżnorodność.<br />
Liczba gatunków w zdjęciu wahała się od 16 do 30 (średnio 23) na glebach lekkich i od 19 do<br />
35 (średnio 26) – na glebach zwięzłych. Zadecydowało o tym tzw. zachwaszczenie wtórne,<br />
które zaczyna się po zakończeniu zabiegów pielęgnacyjnych i trwa do zbiorów. Bujny rozwój<br />
chwastów stymuluje szeroka uprawa międzyrzędowa i zmniejszające się pokrycie rośliny<br />
uprawnej (zasychanie łętów).<br />
Problem zachwaszczenia wtórnego był przedmiotem licznych opracowań [Latowski,<br />
Czarna 1997, Trąba, Ziemińska-Smyk 2006, Wesołowski, Kwiatkowski 1997], ponieważ<br />
przyczynia się znacząco do potencjalnego zachwaszczenia upraw następczych.<br />
28
Udział wybranych gatunków Polygonum w zachwaszczeniu upraw...<br />
Tabela 2. Udział wybranych gatunków z Polygonum L. w zachwaszczeniu zbóż jarych Wigierskiego<br />
Parku Narodowego na tle gatunków dominujących w zróżnicowanych warunkach<br />
Table 2. Participation of chosen Polygonum species in the weeding of spring cereals agrocenoses<br />
in Wigierski National Park on the background of the dominant species in different<br />
habitat conditions<br />
Roślina uprawna<br />
Zboża jare<br />
Gleby lekkie zwięzłe<br />
Liczba zdjęć 30 33<br />
% pokrycia przez roślinę uprawną 61 67<br />
% pokrycia przez chwasty 32 35<br />
Liczba gatunków 89 95<br />
Średnia liczba gatunków w zdjęciu 20 21<br />
Suma współczynników pokrycia 3842 5770<br />
Krótkotrwałe S D Z S D Z<br />
Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium I 17 V III 124 V<br />
Polygonum lapathifolium subsp. pallidum II 36 V III 145 V<br />
Polygonum persicaria II 47 V IV 190 IV<br />
Centaurea cyanus V 297 III III 88 V<br />
Anthemis arvensis IV 153 IV III 91 V<br />
Vicia hirsuta IV 130 IV IV 188 IV<br />
Chenopodium album III 150 V III 136 V<br />
Fallopia convolvulus III 178 V IV 110 IV<br />
Sinapis arvensis III 106 V IV 150 IV<br />
Anchusa arvensis III 93 V III 265 IV<br />
Stellaria media III 50 V V 260 III<br />
Viola arvensis III 56 V IV 246 III<br />
Galium aparine * IV 336 III<br />
Avena fatua * IV 270 III<br />
Sonchus arvensis * IV 196 IV<br />
Euphorbia helioscopia * IV 140 IV<br />
Lapsana communis * IV 147 IV<br />
Neslia paniculata * III 261 IV<br />
Matricaria maritima subsp. inodora * III 113 V<br />
Wieloletnie<br />
Artemisia vulgaris IV 232 IV *<br />
Anthemis tinctoria III 105 V *<br />
Elymus repens III 146 V *<br />
Campanula rapunculoides * III 164 V<br />
Cirsium arvense * III 107 V<br />
Objaśnienia: S – stałość fitosocjologiczna, D – współczynnik pokrycia, Z – stopień zachwaszczenia.<br />
* – gatunek wystąpił w I, II lub III klasie stałości z niewielkim pokryciem.<br />
29
Teresa Skrajna, Helena Kubicka, Marta Matusiewicz<br />
Tabela 3. Udział wybranych gatunków z Polygonum L. w zachwaszczeniu okopowych Wigierskiego<br />
Parku Narodowego na tle gatunków dominujących w zróżnicowanych warunkach<br />
siedliskowych<br />
Table 3. Participation of chosen Polygonum species in the weeding of root crops agrocenoses<br />
in Wigierski National Park on the background of the dominant species in different habitat<br />
conditions<br />
Roślina uprawna<br />
Okopowe<br />
Gleby lekkie zwięzłe<br />
Liczba zdjęć 20 20<br />
% pokrycia przez chwasty 41 52<br />
Liczba gatunków 81 88<br />
Średnia liczba gatunków w zdjęciu 23 26<br />
Suma współczynników pokrycia 6079 9461<br />
Krótkotrwałe S D Z S D Z<br />
Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium<br />
III 135 V V 850 II<br />
Polygonum lapathifolium subsp. pallidum III 85 V IV 160 IV<br />
Polygonum persicaria II 40 V IV 437 III<br />
Chenopodium album V 535 II V 1057 I<br />
Erodium cicutarium V 115 IV *<br />
Setaria viridis IV 320 III *<br />
Raphanus raphanistrum IV 65 IV *<br />
Spergula arvensis III 315 IV *<br />
Anthemis arvensis III 147 V *<br />
Arenaria serpyllifolia IV 300 III *<br />
Trifolium arvense IV 256 III<br />
Stellaria media III 145 V IV 730 II<br />
Fallopia convolvulus * III 115 V<br />
Galinsoga parviflora * IV 962 II<br />
Matricaria maritima subsp. inodora * IV 347 III<br />
Fumaria officinalis * IV 225 III<br />
Avena fatua * IV 162 IV<br />
Sinapis arvensis * IV 160 IV<br />
Galium aparine * IV 145 IV<br />
Euphorbia helioscopia * IV 125 IV<br />
Chaenorhinum minus III 150 V<br />
Thlaspi arvense * III 150 V<br />
Neslia paniculata * III 140 V<br />
Capsella bursa-pastoris * III 145 V<br />
Veronica persica III 125 V<br />
Wieloletnie<br />
Artemisia vulgaris IV 355 III III 145 V<br />
Elymus repens III 415 IV IV 577 II<br />
Sonchus arvensis * IV 140 IV<br />
Objaśnienia: S – stałość fitosocjologiczna, D – współczynnik pokrycia, Z – stopień zachwaszczenia.<br />
* – gatunek wystąpił w I, II lub III klasie stałości z niewielkim pokryciem.<br />
30
Udział wybranych gatunków Polygonum w zachwaszczeniu upraw...<br />
Analizowane gatunki właśnie na plantacjach okopowych, a szczególnie na glebach<br />
zwięzłych, rozwijały się bujnie i osiągały najwyższe wskaźniki zachwaszczenia. Polygonum<br />
lapathifolium subsp. lapathifolium stanowił duże zagrożenie dla upraw, wystąpił<br />
w II stopniu zachwaszczenia, a Polygonum persicaria – w III i stanowił zachwaszczenie<br />
średnie. Natomiast Polygonum lapathifolium subsp. pallidum występował pospolicie, ale<br />
w niewielkim pokryciu, osiągając IV stopień zachwaszczenia. Gatunkiem dominującym we<br />
wszystkich uprawach ziemniaka był Chenopodium album. Ponadto, w II i III stopniu zachwaszczenia<br />
występowały na glebach lekkich takie gatunki chwastów, jak: Setaria viridis,<br />
Arenaria serpyllifolia i Trifolium arvense, a na zwięzłych: Stellaria media, Galinsoga prviflora,<br />
Matricaria maritima subsp. inodora, Fumaria officinalis i Elymus repens.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium, Polygonum persicaria i Polygonum lapathifolium<br />
subsp. pallidum na terenie Wigierskiego Parku Narodowego stanowią zagrożenie<br />
dla upraw okopowych. W zbożach jarych badane gatunki Polygonum występują<br />
często, ale w małym pokryciu, w zbożach ozimych zaś spotykane są rzadko.<br />
2. Badane rdesty preferują gleby zwięzłe, osiągając na nich wyższą stałość i pokrycie.<br />
3. Dominującymi chwastami w zbożach ozimych były: Centaurea cyanus i Consolida<br />
regalis, Arenaria serpyllifolia, Galium aparine i Matricaria maritima subsp. inodora,<br />
w zbożach jarych: Centaurea cyanus, Stellaria media, Galium aparine i Avena fatua,<br />
a w okopowych: Chenopodium album, Setaria viridis, Arenaria serpyllifolia, Trifolium<br />
arvense, Stellaria media, Galinsoga parviflora, Matricaria maritima subsp. inodora, Fumaria<br />
officinalis i Elymus repens.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
DĄBKOWSKA T., STUPNICKA-RODZYNKIEWICZ E., ŁABZA T. 2007. Zachwaszczenie<br />
upraw zbóż w gospodarstwach ekologicznym, konwencjonalnym<br />
i intensywnym na wybranych przykładach z Małopolski. Pamiętnik Puławski IUNG Puławy<br />
145: 5–1.<br />
JEZIERSKA-DOMARACKA A., KUŹNIEWSKI E. 2006. Wstępne wyniki badań flory i roślinności<br />
segetalnej dwóch parków krajobrazowych Opolszczyzny. Pamiętnik Puławski<br />
IUNG Puławy 143: 75–85.<br />
KAPELUSZNY J., HALINIARZ M. 2007. Flora chwastów w gospodarstwach intensywnych<br />
oraz niestosujących herbicydów na glebach rędzinowych Lubelszczyzny. Pamiętnik<br />
Puławski IUNG Puławy 145: 123–131.<br />
KOZAK M. 2002. Zbiorowiska segetalne gminy Rudnik (województwo opolskie). Fragm.<br />
Flor. Geobot. Polonica 9: 219–272.<br />
31
Teresa Skrajna, Helena Kubicka, Marta Matusiewicz<br />
KUTYNA I., MŁYNKOWIAK E., LEŚNIK T. 2010. Struktura fitosocjologiczna fitocenoz zbóż<br />
ozimych na tle warunków glebowych południowo-zachodniej części Niziny Szczecińskiej<br />
i terenów do niej przyległych. Fragm. Agronom. 27(3):86–102.<br />
KUŻNIEWSKI E. 1997. Aktualne wtórne zachwaszczenie plantacji roślin okopowych na<br />
Śląsku Opolskim. Mat. XXI Kraj. Konf. Nauk. we Wrocławiu. Puławy: 37–41.<br />
LATOWSKI K., CZARNA A. 1997. Florystyczne cechy zachwaszczenia wtórnego upraw<br />
buraka i ziemniaka na przykładzie wybranych regionów zachodniej Polski. Mat. XXI<br />
Kraj. Konf. Nauk. we Wrocławiu. Puławy: 23–35.<br />
MATUSIEWICZ M., KUBICKA H., SKRAJNA T. 2009. Zróżnicowanie wybranych gatunków<br />
Polygonum. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> IOŚ, Warszawa. 40: 448–<br />
454.<br />
MATUSIEWICZ M., KUBICKA H., Wałejko A., SKRAJNA T. 2010 Fenotypowe zróżnicowanie<br />
gatunków Polygonum na terenie Suwalszczyzny. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong> IOŚ, Warszawa. 44: 58–65.<br />
MIREK Z., PIEŃKOŚ-MIRKOWA H., ZAJĄC M. 2002. Flovering plants and peridophytes of<br />
Poland a checklist. Kraków: 1–442.<br />
MISIEWICZ J., KORCZYŃSKI M., KRASICKA-KORCZYŃSKA E. 2002. Udział Amaranthus<br />
retroflexus, Chenopodium album i Echinochloa crus-galli w strukturze zachwaszczenia<br />
upraw na terenie Stacji badawczej Akademii Techniczno-Rolniczej<br />
w Bydgoszczy. Pamiętnik Puławski IUNG Puławy 129: 183–187.<br />
PAWŁOWSKI B. 1972. Skład i budowa zbiorowisk roślinnych oraz metody ich badania. (w:)<br />
Szata roślinna Polski. PWN 1: 237–268.<br />
ROLA J., ROLA H., BADOWSKI M. 2000. Zbiorowiska segetalne na polach gospodarstw<br />
ekologicznych i tradycyjnych Dolnego Śląska. Pamiętnik Puławski IUNG Puławy 122:<br />
21–30.<br />
RZYMOWSKA Z., SKRAJNA T. 2008. Zachwaszczenie zbożowych jarych w gospodarstwach<br />
o różnym stopniu intensywności na Równinie Łukowskiej. Fragm. Agronom.<br />
3(99): 162–171.<br />
SENDEK A., ROLA J., SMOCZYŃSKA-WISTUBA G., ROLA H. (red.). 1993. Występowanie<br />
wybranych gatunków chwastów w uprawach rolniczych (1978–1989). Makroregion<br />
południowy. woj. opolskie, katowickie, bielskie. IUNG, 292(7):1–30.<br />
SOBISZ Z. 1997. Specyfika wtórnego zachwaszczenia kukurydzy i upraw warzywnych Pojezierza<br />
Krajeńskiego. Mat. XXI Kraj. Konf. Nauk. We Wrocławiu. Puławy: 113–120.<br />
SOBISZ Z. 2007. Porównanie zachwaszczenia zbóż na plantacjach wybranych gospodarstw<br />
ekologicznych i tradycyjnych w Słowińskim Parku Narodowym. Pamiętnik Puławski<br />
IUNG Puławy 145:199-206.Krajeńskiego. XXI Kraj. Konf. Nauk. we Wrocławiu.<br />
Puławy:113–126.<br />
SKRAJNA T., KUBICKA H., MATUSIEWICZ M. 2010. Charakterystyka fitosocjologiczna<br />
agrocenoz z udziałem wybranych gatunków z rodzaju Polygonum L. na terenie Wigier-<br />
32
Udział wybranych gatunków Polygonum w zachwaszczeniu upraw...<br />
skiego Parku Narodowego. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> IOŚ Warszawa.<br />
45: 93–105.<br />
SKRAJNA T., SKRZYCZYŃSKA J. 2007. Zachwaszczenie zbóż ozimych w różnych typach<br />
gospodarstw w powiecie mińskim. Pamiętnik Puławski IUNG Puławy 145: 177–184.<br />
STOSIK T. 2007. Wpływ sposobu gospodarowania na strukturę zachwaszczenia pól centralnej<br />
części Borów Tucholskich. Pamiętnik Puławski IUNG Puławy 145: 207–220.<br />
SZKIRUĆ Z., STRUMIŁŁO A. 1986. Suwalski Park Krajobrazowy. LSW, Warszawa: 231.<br />
TRĄBA CZ., ZIEMIŃSKA SMYK M. 2006. Różnorodność florystyczna zbiorowisk chwastów<br />
w uprawach roślin okopowych otuliny Roztoczańskiego Parku Narodowego. Pamiętnik<br />
Puławski IUNG Puławy 143: 195–206.<br />
WESOŁOWSKI M., KWIATKOWSKI C. 1997.Wpływ intensywności pielęgnowania na zawartość<br />
w glebie diaspor chwastów w okresie zachwaszczenia wtórnego buraka cukrowego.<br />
Mat. XXI Kraj. Konf. Nauk. we Wrocławiu. Puławy: 121–134.<br />
ZARZYCKI K., TRZCIŃSKA-TACIK H., RÓŻAŃSKI W., SZELĄG Z., WOŁEK J., KORZE-<br />
NIAK U. 2002. Ecological indicator values of vascular plants of Poland – W. Szafer Institute<br />
of Botany, Polish Academy of Science, Kraków:1–93.<br />
33
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Helena Kubicka*, Marta Matusiewicz*, Teresa Skrajna**<br />
CHARAKTERYSTYKA POLYGONUM PERSICARIA<br />
W AGROCENOZACH WIGIERSKIEGO PARKU NARODOWEGO<br />
I JEGO OTULINY<br />
CHARACTERISTICS OF POLYGONUM PERSICARIA IN AGROCENOSIS<br />
IN WIGIERSKI NATIONAL PARK AND ITS BORDERS<br />
Słowa kluczowe: Polygonum persicaria, rośliny segetalne, uprawy rolnicze.<br />
Key words: cultivated land, Polygonum persicaria, segetal plants.<br />
In the years 2008–2010 research was carried out into the Polygonum persicaria population,<br />
weeding cultivated land in the Wigierski National Park and its borders. Every year<br />
30 individuals of the Polygonum persicaria species were picked and collected in each of four<br />
habits: stubbles, root crops (potatoes), winter and spring cereals. The following features<br />
were examined: the height of a plant, stem length up to first offshoot, number of internodes<br />
and their length, number of first-rank offshoots and their length, number of leaves, number<br />
of ears and their average length, length of the main ear, number of seeds from one plant and<br />
weight of 1000 seeds. The analysis of obtained results indicated large morphological variability<br />
of plants, depending on the type of cultivated land. The most favourable conditions for<br />
growth and development occurred in root crops, where Polygonum persicaria plants were<br />
the highest, most branched and productive. The opposite result was noticed in winter cereals,<br />
where Polygonum persicaria managed to produce the least seeds. Differences in the<br />
growth of plants in the crops were observed, depending on the year of observation, which<br />
was probably due to weather conditions.<br />
* Dr hab. inż. Helena Kubicka, mgr Marta Matusiewicz – <strong>Instytut</strong> Technologiczno-<br />
-Przyrodniczy, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa w Suwałkach, ul. T. Noniewicza 10,<br />
16-400 Suwałki; tel.: 87 56 28 406, e-mail: helenakubicka@wp.pl, martam13@op.pl<br />
** Dr inż. Teresa Skrajna – Katedra Ekologii Rolniczej, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny<br />
w Siedlcach, ul. Konarskiego 2, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 00; e-mail: tskrajna@op.pl<br />
34
Charakterystyka Polygonum persicaria w agrocenozach Wigierskiego Parku Narodowego...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Rosnące wśród roślin uprawnych chwasty polne, pomimo ustawicznego zwalczania<br />
przez człowieka, utrzymują się, dzięki odpowiednim sposobom rozmnażania i ogromnym<br />
zdolnościom przystosowania się do zmiennych warunków bytowania. Warunki te w dużej<br />
mierze są kształtowane przez roślinę uprawną i wpływają na zmienność osobniczą populacji<br />
chwastów [Podstawka-Chmielewska i in. 2000, Jędruszczak i in. 2004, Kwiecińska 2004,<br />
Skrzyczyńska i in. 2009].<br />
Jednym z chwastów powszechnie występującym w zbiorowiskach różnych kultur rolniczych<br />
jest Polygonum persicaria. Zaliczany jest do gatunków jednorocznych, jarych,<br />
o wysokich wymaganiach termicznych i nitrofilnych [Zarzycki i in. 2002]. Cechą charakterystyczną<br />
tego gatunku jest ciemna plama występująca po środku górnej strony blaszki liściowej<br />
i dość długie, walcowate, gęste kwiatostany, zwykle w kolorze różowym [Rutkowski<br />
2006]. Gatunek ten wykazuje duże zróżnicowanie pod względem morfologicznym w zależności<br />
od zbiorowiska roślinnego, w którym występuje.<br />
Celem pracy było porównanie wybranych cech morfologicznych populacji Polygonum<br />
persicaria występujących na ścierniskach, w uprawach okopowych oraz zbożowych ozimych<br />
i jarych.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Materiał badawczy stanowiły osobniki gatunku Polygonum persicaria. Okazy zebrano<br />
w latach 2008–2009 ze ściernisk i upraw ziemniaka oraz w latach 2009–2010 z upraw zbożowych<br />
ozimych i jarych, zlokalizowanych na terenie Wigierskiego Parku Narodowego<br />
i jego otuliny.<br />
W każdym roku z poszczególnych upraw do analizy wybrano losowo po 30 osobników.<br />
Na pobranych roślinach wykonano pomiary biometryczne, charakteryzujące ich ogólny pokrój.<br />
Zmierzono wysokość rośliny oraz długość łodygi do I odgałęzienia. Policzono międzywęźla,<br />
odgałęziania I rzędu oraz zmierzono ich długość. Podano również liczbę liści i kłosków<br />
i ich średnią długość oraz długość kłoska szczytowego. Liczbę nasion z jednej rośliny<br />
uzyskano sumując nasiona ze wszystkich kłosów na roślinie i oznaczono masę 1000 nasion.<br />
Wyniki pomiarów cech morfologicznych poddano analizie statystycznej. Obliczono<br />
średnią arytmetyczną i współczynnik zmienności. Do testowania różnic między średnimi zastosowano<br />
test t-Studenta.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Pomiary biometryczne osobników populacji Polygonum persicaria pobranych z różnych<br />
kultur rolniczych wykazały dużą zmienność morfologiczną tego gatunku w obrębie bada-<br />
35
Helena Kubicka, Marta Matusiewicz, Teresa Skrajna<br />
nych cech. W tabeli 1. przedstawiono średnie wartości cech z obu lat badań oraz zakres<br />
zmienności dla każdego obserwowanego siedliska.<br />
W badanym okresie najbujniejsze, najbardziej rozgałęzione okazy Polygonum persicaria<br />
odnotowano w uprawach ziemniaków. Osiągały one średnio 54,05 cm wysokości, dochodząc<br />
nawet do ponad 100 cm. W uprawach zbożowych natomiast średnie wysokości roślin<br />
były istotnie niższe i wynosiły: 44,11 cm w uprawach jarych i 40,78 cm w oziminach. W zbożach<br />
jarych obserwowano okazy równie wysokie jak te w okopowych, jednak nie były one tak<br />
rozgałęzione. W uprawach zbożowych rośliny tego gatunku charakteryzowały się wzniesioną,<br />
wyprostowaną łodygą, natomiast w okopowych i na ścierniskach często była ona płożąca<br />
i silnie rozgałęziona.<br />
Duże zróżnicowanie badanych populacji wystąpiło w przypadku długości łodygi do<br />
I odgałęzienia bocznego. Pierwsze odgałęzienie pojawiało się najniżej u osobników pochodzących<br />
z populacji w uprawie ziemniaka – średnio na wysokości 1,92 cm, następnie<br />
na ścierniskach – 4,7 cm. W agrocenozach tych badane rośliny wykształcały też średnio,<br />
największą liczbę odgałęzień bocznych, odpowiednio – 8,25 i 4,22. W uprawach ziemniaka<br />
liczba odgałęzień bocznych I rzędu na jednej roślinie dochodziła nawet do 14. Panujące<br />
na tych siedliskach warunki ekologiczne pozwalają chwastom na krzewienie się.<br />
W uprawach zbożowych, gdzie występuje zwarty łan rośliny uprawnej, badany gatunek<br />
chwastu wykształcał mniejszą liczbę odgałęzień bocznych i pojawiały się one znacznie wyżej,<br />
średnio dopiero na wysokości 15,32 cm w zbożach ozimych i 16,63 cm w zbożach jarych.<br />
Odnotowano nawet takie okazy, u których pierwsze odgałęzienie boczne pojawiało<br />
się dopiero na wysokości 46 cm (zboża ozime) i 64 cm (zboża jare). Okazy z upraw zbożowych,<br />
bez względu na rodzaj uprawy, ozima czy jara, miały podobną liczbę odgałęzień<br />
I rzędu – 2,79 i 3,2 o zbliżonej średniej długości – 9,94 cm i 9,4 cm. Ich długość była ponad<br />
dwukrotnie mniejsza w porównaniu z populacją w uprawach ziemniaka, gdzie osobniki Polygonum<br />
persicaria wykształcały najdłuższe odgałęzienia boczne. Średnio miały one długość<br />
20,41 cm, ale na największych roślinach osiągały nawet niemal 50 cm.<br />
Uprawy okopowe w porównaniu z innymi stwarzają zdecydowanie korzystniejsze warunki<br />
do wzrostu i rozwoju większości chwastów. Wpływa na to szeroki rozstaw rzędów, dobry dostęp<br />
światła, nawożenie okopowych obornikiem, ich powolny wzrost w początkowych fazach<br />
rozwojowych i długi okres wegetacji oraz słabsza konkurencja [Kwiecińska-Poppe 2006, Różyło<br />
i Pałys 2007]. Dzięki temu chwasty mają możliwość krzewienia się, rozgałęziania, wytwarzania<br />
pędów generatywnych, a przez to wydawania większej liczby nasion. Osobniki bytujące<br />
w zwartych łanach mają znacznie ograniczone możliwości rozwoju, wytwarzania owoców<br />
i nasion [Podstawka-Chmielewska i in. 2000, Kwiecińska 2004, Matusiewicz i in. 2010].<br />
Rośliny występujące w uprawach ziemniaka istotnie różniły się pod względem plenności<br />
od osobników pobranych ze zbóż i ściernisk. Wykształcały największą liczbę kłosków,<br />
średnio 67,9, nierzadko przekraczając 200 kłosków z rośliny. Miały one znacznie większe<br />
rozmiary i dawały największą liczbę nasion z jednej rośliny. Populacja ta odznaczała się<br />
36
Charakterystyka Polygonum persicaria w agrocenozach Wigierskiego Parku Narodowego...<br />
Tabela 1. Wartości średnie, zakres zmienności i współczynnik zmienności (V%) w populacjach Polygonum persicaria w latach 2008–2010.<br />
Table 1. Mean values, range of variability and variation coefficient (V%) in Polygonum persicaria populations between 2008 and 2010.<br />
Cecha<br />
Rodzaj uprawy<br />
Ściernisko Uprawa ziemniaka Zboża ozime Zboża jare<br />
wartość średnia<br />
(zakres zmienności)<br />
V%<br />
wartość średnia<br />
(zakres zmienności)<br />
V%<br />
wartość średnia<br />
(zakres zmienności)<br />
V%<br />
wartość średnia<br />
(zakres zmienności)<br />
Wysokość rośliny, cm 26* (11–53) 37,05 54,05* (18–102) 35,32 40,78 (12–78) 40,56 44,11 (13–101) 44,93<br />
Długość łodygi do I odgałęzienia,<br />
cm<br />
4,7* (0–28) 103,51 1,92* (0–25) 202,33 15,32 (0,2–46) 94,77 16,63 (0,1–64) 115,19<br />
Liczba odgałęzień I rzędu 4,22* (1–9) 46,39 8,25* (2–14) 29,83 2,79 (1–10) 84,96 3,2 (1–11) 75,39<br />
Długość odgałęzienia I rzędu,<br />
20,41* (5,67–<br />
8,26 (1–21,5) 56,07<br />
cm<br />
<strong>49</strong>,67)<br />
42,74 9,94 (1,8–35,87) 75,72 9,4 (1–24,33) 56,31<br />
Liczba międzywęźli 8,02 (4–13) 25,21 10,83* (6–15) 20,96 8,78 (4–17) 27,5 8,68 (4–15) 24,59<br />
Długość międzywęźli, cm 3,09* (1,56–6,64) 30,48 4,79* (1,94–8,6) 28,01 4,44 (1,75–9,06) 35,74 4,69 (1,92–10,89) 34,78<br />
Liczba liści na roślinie 18* (5–48) 51,03 48,85* (10–131) 56,07 12,82 (3–65) 87,48 13,63 (3–83) 90,43<br />
Liczba kłosków na jednej<br />
roślinie<br />
18,12* (4–51) 62,59 67,9* (7–217) 68,95 5,12 (1–39) 120,8 6,3 (1–48) 112,1<br />
Długość kłoska, cm 0,91* (0,46–2,18) 36,72 1,47* (0,7–2,72) 29,06 1,24 (0,53–2,17) 29,72 1,24 (0,56–2,5) 34,88<br />
Długość kłoska szczytowego,<br />
cm<br />
1,63* (0,6–3,5) 41,61 2,27* (1,2–4,2) 31,21 1,79 (0,7–3,6) 33,68 1,93 (0,6–3,6) 34,36<br />
Liczba nasion z jednej rośliny 174,73* (26–724) 76,85<br />
1888,55* (63–<br />
8957)<br />
V%<br />
90,77 65,68* (1–603) 145,92 113,58* (3–974) 129,89<br />
MTN, g 1,554 (1,021–2,35) 19,43 1,82* (1,11–2,52) 22,42 1,503 • 1,383 •<br />
Objaśnienia: * Różnice istotne przy α = 0,05, MTN – masa tysiąca nasion.<br />
37
Helena Kubicka, Marta Matusiewicz, Teresa Skrajna<br />
więc największą plennością. Średnio na jednej roślinie stwierdzono 1888,55 nasion. Najplenniejsze<br />
okazy wykształcały ich nawet blisko 9000. Nasiona okazów Polygonum persicaria<br />
pobranych z upraw ziemniaka były również największe, na co wskazuje masa 1000<br />
nasion – 1,82 g. Najmniej plenne były osobniki pochodzące z ozimin, u których na jednej<br />
roślinie zanotowano średnio tylko 5,12 kłosków i 65,68 nasion.<br />
Uzyskane wyniki odbiegają od badań Kwiecińskiej-Poppe [2006], według której<br />
plenność w oziminach jest znacznie większa niż w roślinach jarych, gdyż konkurencja<br />
z jarymi roślinami uprawnymi jest bardziej ograniczona przez ich szybkie kiełkowanie,<br />
wzrost i zacienianie. Na badanym terenie osobniki Polygonum persicaria w zbożach jarych<br />
wykształcały nieznacznie więcej kłosków, ale w sumie dawały istotnie więcej nasion niż<br />
osobniki ze zbóż ozimych. Podobne wyniki uzyskała Skrzyczyńska i in. [2009] dla Polygonum<br />
lapathifolium subsp. lapathifolium, gatunku, który najmniejszą liczbę nasion także wytwarzał<br />
w zbożu ozimym.<br />
Bardzo dobre warunki dla rozwoju Polygonum persicaria dawały ścierniska. Pomimo,<br />
że rośliny na ścierniskach były najniższe, często miały ucięty główny pęd, jednak wykształcały<br />
znaczną liczbę płożących się po ziemi odgałęzień bocznych z licznymi kłoskami. Kłoski<br />
na okazach pobranych z tego siedliska były mniejsze w porównaniu z populacjami pochodzącymi<br />
z innych kultur rolniczych, ale średnio dawały 174,73 nasion z rośliny, a więc były<br />
plenniejsze niż pochodzące z łanów zbóż i ustępowały plennością tylko osobnikom rosnącym<br />
w ziemniakach.<br />
Rozwój chwastów na ścierniskach umożliwiają dobre warunki termiczne, świetlne<br />
i wilgotnościowe panujące w okresie pożniwnym. Po zbiorze roślin zbożowych ściernisko<br />
bardzo często pozostaje niezaorane do późnej jesieni. W tym czasie liczne chwasty przycięte<br />
podczas zbioru zbóż odrastają, tworząc na odgałęzieniach organy generatywne, kwitną<br />
i wydają nasiona [Jędruszczak 2000].<br />
Pod względem wielu cech populacja Polygonum persicaria pochodząca z upraw ziemniaka<br />
była najbardziej stabilna, o czym świadczą małe wartości współczynnika zmienności.<br />
Populacje wykształcone w uprawach zbożowych wykazywały największą zmienność.<br />
Populacje wykształcające się w uprawach ziemniaka różniły się istotnie pod względem<br />
wszystkich badanych cech od populacji obserwowanych w pozostałych kulturach rolniczych.<br />
Również rośliny pobrane ze ściernisk różniły się znacznie od pobranych z upraw<br />
zbożowych, pod względem następujących cech: wysokość rośliny, długość łodygi do<br />
I odgałęzienia, długość międzywęźli, liczba odgałęzień, liczba liści i kłosków, długość kłosków<br />
i kłoska szczytowego, liczba nasion. Nie stwierdzono natomiast istotnych różnic między<br />
populacjami wykształcającymi się w zbożach jarych i ozimych, poza istotną statystycznie<br />
różnicą w liczbie nasion, zwłaszcza w 2010 r.<br />
Porównanie uzyskanych wyników pomiarów biometrycznych Polygonum persicaria<br />
z tych samych stanowisk z dwóch badanych sezonów wegetacyjnych wykazało niewielkie<br />
zróżnicowanie analizowanych cech (rys. 1,2,3,4), lecz było ono nieistotne statystycznie.<br />
38
Charakterystyka Polygonum persicaria w agrocenozach Wigierskiego Parku Narodowego...<br />
Rys. 1. Średnia wysokość rośliny i długość odgałęzień I rzędu w populacjach Polygonum persicaria w<br />
Rys. 1. Średnia wysokość (cm) rośliny i długość (cm) odgałęzień I rzędu w populacjach Polygonum<br />
persicaria badanych siedliskach w latach 2008–2010<br />
badanych siedliskach w latach 2008–2010<br />
Fig. Rys.<br />
Fig.<br />
1. 1.<br />
1.<br />
The Średnia<br />
The<br />
average<br />
average<br />
wysokość plant<br />
plant<br />
height rośliny<br />
height<br />
(cm)<br />
and<br />
i długość<br />
length<br />
and length odgałęzień<br />
of the<br />
(cm)<br />
branches<br />
I of rzędu the<br />
of<br />
branches w<br />
the<br />
populacjach<br />
first order<br />
of the<br />
in<br />
Polygonum first<br />
the populations<br />
order persicaria in the<br />
of Polygonum<br />
w<br />
badanych<br />
persicaria populations siedliskach<br />
in the examined of w Polygonum latach<br />
sites<br />
2008–2010<br />
in persicaria 2008–2010 in the examined sites in 2008–2010<br />
Fig. 1. The average plant height and length of the branches of the first order in the populations of Polygonum<br />
persicaria in the examined sites in 2008–2010<br />
Rys. 2. Średnia liczba liści i kłosków w populacjach Polygonum persicaria w badanych siedliskach<br />
w latach 2008–2010<br />
Rys. 2. Średnia liczba liści i kłosków w populacjach Polygonum persicaria badanych siedliskach w latach<br />
2008–2010<br />
Fig. 2. The average number of leaves and spikelets in the populations of Polygonum persicaria<br />
Rys.<br />
Fig.<br />
2.<br />
2.<br />
in Średnia the<br />
The<br />
examined<br />
average<br />
liczba<br />
number<br />
liści sites i in kłosków<br />
of<br />
2008–2010<br />
leaves<br />
w<br />
and<br />
populacjach<br />
spikelets in<br />
Polygonum<br />
the populations<br />
persicaria<br />
of Polygonum<br />
w badanych<br />
persicaria<br />
siedliskach<br />
in the<br />
w latach<br />
examined<br />
2008–2010<br />
sites in 2008–2010<br />
Fig. 2. The average number of leaves and spikelets in the populations of Polygonum persicaria 39in the examined<br />
sites in 2008–2010
Helena Kubicka, Marta Matusiewicz, Teresa Skrajna<br />
Rys. 3. Średnia długość kłoska szczytowego w populacjach Polygonum persicaria w badanych siedliskach<br />
w latach 2008–2010<br />
Rys. 3. Rys. Średnia 3. Średnia długość długość (cm) kłoska szczytowego w populacjach w populacjach Polygonum Polygonum persicaria persicaria w badanych w badanych<br />
latach siedliskach 2008–2010 w latach 2008–2010<br />
siedliskach<br />
Fig. 3. The average length of spikelet peak in populations of Polygonum persicaria in the examined sites in<br />
w<br />
Fig.<br />
2008–2010<br />
3.<br />
Fig.<br />
The<br />
3.<br />
average<br />
The average<br />
length<br />
length<br />
(cm)<br />
of<br />
of<br />
spikelet<br />
spikelet<br />
peak<br />
peak<br />
in populations<br />
in populations<br />
of Polygonum<br />
of Polygonum<br />
persicaria<br />
persicaria<br />
in the examined<br />
in the<br />
sites in<br />
examined sites in 2008–2010<br />
2008–2010<br />
Rys. Rys. 4. Średnia 4. Średnia liczba liczba nasion nasion z jednej z jednej rośliny w populacjach Polygonum persicaria w badanych w badanych siedliskach<br />
w latach siedliskach 2008–2010 w latach 2008–2010<br />
Rys. 4. Średnia liczba nasion z jednej rośliny w populacjach Polygonum persicaria w badanych siedliskach<br />
Fig.<br />
Fig.<br />
4. The<br />
4.<br />
average<br />
The average<br />
number<br />
number<br />
of<br />
of<br />
seeds<br />
seeds<br />
per<br />
per<br />
plant<br />
plant<br />
in<br />
in<br />
populations<br />
populations of<br />
of<br />
Polygonum<br />
Polygonum<br />
persicaria<br />
persicaria<br />
in<br />
in<br />
the<br />
the<br />
examined<br />
examined<br />
sites in<br />
w latach 2008–2010<br />
sites in 2008–2010<br />
2008–2010<br />
Fig. 4. The average number of seeds per plant in populations of Polygonum persicaria in the examined sites in<br />
2008–2010<br />
40
Charakterystyka Polygonum persicaria w agrocenozach Wigierskiego Parku Narodowego...<br />
Średnie wartości większości badanych cech roślin pobranych w uprawach ziemniaka<br />
w 2009 r. były większe niż pobranych w 2008 r. W 2009 r. rośliny były istotnie wyższe, nieznacznie<br />
bardziej rozgałęzione, wytwarzały średnio więcej liści i kłosków, a co za tym idzie<br />
nasion, niż w roku 2008. Były one także znacznie bardziej zróżnicowane o czym świadczą<br />
większe zakresy zmienności cech i większe współczynniki zmienności.<br />
W przypadku upraw zbożowych lepsze warunki do rozwoju chwasty miały w roku<br />
2009. Rośliny osiągały wtedy większą wysokość, wykształcały więcej liści i odgałęzień<br />
bocznych, a także były bardziej plenne. Mogło to być spowodowane warunkami pogodowymi.<br />
W lecie 2010 roku występowały bardzo wysokie temperatury i długie okresy bez<br />
opadów deszczu.<br />
Także w przypadku ściernisk lepsze warunki do rozwoju chwasty miały w 2009 roku.<br />
Osiągały wówczas większe wartości takich badanych cech, jak: wysokość, długość odgałęzień<br />
I rzędu i liczba nasion, pomimo, że liczba i wielkość kłosków były mniejsze<br />
w porównaniu z rokiem poprzednim.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Polygonum persicaria wykazuje dużą zmienność morfologiczną w zależności od uprawy,<br />
w której rośnie. Najlepsze warunki do wzrostu i rozwoju tego gatunku panowały<br />
w uprawie ziemniaka.<br />
2. Stwierdzono istotne różnice w pokroju osobników pochodzących z upraw ziemniaka,<br />
upraw zbożowych i ściernisk.<br />
3. Dogodne warunki na ścierniskach umożliwiły osobnikom Polygonum persicaria dobry<br />
wzrost i rozwój oraz wysoką plenność.<br />
4. Rośliny zbożowe ozime stwarzały najgorsze warunki dla rozwoju Polygonum persicaria,<br />
o czym świadczy najmniejsza plenność na tym siedlisku.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
JĘDRUSZCZAK M. 2000. Reprodukcja generatywna chwastów na ścierniskach po życie<br />
ozimym. Annales UMCS, sec. E, Agricultura 55(8): 67–76.<br />
JĘDRUSZCZAK M., BOJARCZYK M., SMOLARZ H., DĄBEK-GAD M. 2004. Konkurencyjne<br />
zdolności pszenicy ozimej wobec chwastów w warunkach różnych sposobów odchwaszczania<br />
– behawior zbiorowiska chwastów. Annales UMCS, sec. E, Agricultura<br />
59(2): 903–912.<br />
KWIECIŃSKA E. 2004. Plenność niektórych gatunków chwastów segetalnych na glebie lekkiej.<br />
Annales UMCS, sec. E, Agricultura LIX (3): 1183–1191.<br />
KWIECIŃSKA-POPPE E. 2006. Plenność wybranych gatunków chwastów segetalnych na<br />
ciężkiej rędzinie czarnoziemnej. Acta Agrophysica 8(2): 441–448.<br />
41
Helena Kubicka, Marta Matusiewicz, Teresa Skrajna<br />
MATUSIEWICZ M., KUBICKA H., SKRAJNA T., WAŁEJKO A. 2010. Fenotypowe zróżnicowanie<br />
gatunków Polygonum na terenie Suwalszczyzny. <strong>Ochrona</strong> Środowiska<br />
i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 44: 58–65.<br />
PODSTAWKA-CHMIELEWSKA E., KWIATKOWSKA J., KOSIOR M. 2000. Plenność niektórych<br />
gatunków chwastów segetalnych w łanie różnych roślin uprawnych na glebie lekkiej<br />
i ciężkiej. Annales UMCS, sec. E, Agricultura 55(4): 29–39.<br />
RÓŻYŁO K., PAŁYS E. 2007. Wpływ systemów nawożenia na zachwaszczenie ziemniaka<br />
jadalnego uprawianego na glebie lekkiej i ciężkiej. Annales UMCS, sec. E, Agricultura<br />
62(1): 131–140.<br />
RUTKOWSKI L. 2006. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski niżowej. Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa: 111.<br />
SKRZYCZYŃSKA J., ŁUGOWSKA M., SKRAJNA T. 2009. Wybrane cechy Polygonum lapathifolium<br />
subsp. lapathifolium w zależności od gatunku rośliny uprawnej. Pamiętnik<br />
Puławski 150: 265–272.<br />
ZARZYCKI K., TRZCIŃSKA-TACIK H., RÓŻAŃSKI W., SZELĄG Z., WOŁEK J., KORZE-<br />
NIAK U. 2002. Ecological indicator values of vascular plants of Poland (Ekologiczne<br />
liczby wskaźnikowe roślin naczyniowych Polski). Z. Mirek (red). Seria: Biodiversity of<br />
Poland, Vol. 2. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków:<br />
13–93.<br />
42
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Jolanta Kwiatkowska-Malina*, Alina Maciejewska*<br />
POBIERANIE METALI CIĘŻKICH PRZEZ ROŚLINY W WARUNKACH<br />
ZRÓŻNICOWANEGO ODCZYNU GLEB I ZAWARTOŚCI MATERII<br />
ORGANICZNEJ<br />
THE UPTAKE OF HEAVY METALS BY PLANTS AT DIFFERENTIATED<br />
SOIL REACTION AND CONTENT OF ORGANIC MATTER<br />
Słowa kluczowe: materia organiczna, metale ciężkie, gorczyca, kapusta pekińska, współczynnik<br />
bioakumulacji.<br />
Key words: organic matter, heavy metals, mustard, Chinese cabbage, bio-accumulation<br />
index.<br />
Organic matter has been considered to preserve a record amount of heavy metals. The experiments<br />
were carried out on Haplic Luvisol (WRB) formed from loamy sand in field pots<br />
sank into the ground. To the soil a brown coal preparation, the “Rekulter” was applied in autumn<br />
1999 in the amount of 180, 360 and 720 g per pot. The soil was contaminated with Cd,<br />
Pb and Zn. In 2003 a mustard and Chinese cabbage were grown.<br />
The content of Zn, Pb and Cd in concentrated (HNO 3<br />
+ HClO 4<br />
) in ratio 4:1 in soil after fourth<br />
year of growing plants on contaminated soil not changed significantly in soil with organic<br />
matter from brown coal preparation. The content of soluble (EDTA) Zn, Pb and Cd in soil<br />
depended on dose of organic matter and was the smallest in soil where the highest dose of<br />
the Rekulter was applied.<br />
The limiting influence of the Rekulter on uptake of Zn, Pb and Cd by plants was the highest<br />
where the highest dose was applied into soil where pH was about 6,0. The bio-accumulation<br />
indexes (BI) of Cd, Pb, Zn indicate mobility of Cd, Pb and Zn in soils and their availability<br />
to plants. The BI were the smallest where the highest dose of the Rekulter was applied<br />
and for all plant’s parts.<br />
* Dr hab. inż. Jolanta Kwiatkowska-Malina – prof. nadzwyczajny PW, prof. dr hab. Alina<br />
Maciejewska – Katedra Gospodarki Przestrzennej i Nauk o Środowisku Przyrodniczym,<br />
Wydział Geodezji i Kartografii, Politechnika Warszawska, Pl. Politechniki 1, 00-661 Warszawa;<br />
tel.: 22 234 53 93; e-mail: j.kwiatkowska@gik.pw.edu.pl; a.maciejewska@gik.pw.edu.pl<br />
43
Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Rośliny są głównym odbiorcą i jednocześnie źródłem metali ciężkich w pożywieniu ludzi<br />
i zwierząt, istnieje zatem pilna potrzeba ograniczenia do minimum negatywnego wpływu<br />
metali ciężkich na organizmy żywe. Czynniki glebowe mają największy wpływ na zawartość<br />
fitodostępnych frakcji metali ciężkich w glebie, a tym samym na poziom akumulacji<br />
tych pierwiastków w roślinach [Kabata-Pendias i Pendias 1999, Sady i in. 2000]. Spośród<br />
fizykochemicznych właściwości gleby wpływających na ilość fitodostępnych form metali<br />
ciężkich decydującą rolę odgrywają: typ gleby, jej skład granulometryczny, zawartość<br />
substancji organicznej, właściwości sorpcyjne, odczyn oraz potencjał oksydoredukcyjny.<br />
Substancja organiczna występująca w glebie w postaci substancji humusowych oraz wprowadzana<br />
do gleby (podłoża) wraz z nawozami naturalnymi, organicznymi i organiczno-mineralnymi,<br />
ogranicza ilość form metali ciężkich dostępnych dla roślin [Zaniewicz-Bajkowska<br />
2000, Kwiatkowska i Maciejewska 2005, Kwiatkowska-Malina, Maciejewska 2009].<br />
Substancja organiczna w glebie wpływa na siłę, z jaką jej kwasowość oddziałuje na rozpuszczalność<br />
metali ciężkich. Na glebach wzbogaconych w materię organiczną (np. osady<br />
ściekowe, torf, komposty, węgiel brunatny) zmniejsza się udział dostępnych dla roślin<br />
form metali ciężkich, a tym samym maleje ich toksyczność dla roślin [Wołoszyk i in. 2005,<br />
Kwiatkowska 2006, Skłodowski i in. 2006].<br />
Odczyn jest uważany za jeden z głównych czynników wpływających na formę, w jakiej<br />
metale ciężkie występują w środowisku glebowym oraz na ich dostępność dla roślin [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999]. Zmniejszenie pH gleby do odczynu lekko kwaśnego i kwaśnego<br />
powoduje zwiększenie stężenia w roztworze glebowym dostępnych dla roślin, ruchomych<br />
form metali ciężkich, a tym samym podwyższenie wskaźnika ich akumulacji w roślinach.<br />
Jest to spowodowane wzrostem rozpuszczalności chemicznych połączeń tych pierwiastków,<br />
jak również zmniejszeniem ich absorpcji na koloidach glebowych w warunkach<br />
małego pH gleby.<br />
Celem pracy była analiza zawartości i pobierania metali ciężkich (Zn, Pb, Cd)<br />
przez rośliny (gorczyca, kapusta pekińska) w warunkach zróżnicowanego odczynu gleby<br />
i zawartości materii organicznej.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Badania prowadzono w wazonach kamionkowych bez dna (umieszczonych w gruncie)<br />
o średnicy 40 i wysokości 120 cm, które wypełniono glebą (56 kg) płową właściwą (Haplic<br />
Luvisol, WRB), wytworzoną z piasku gliniastego mocnego na glinie lekkiej. W 1999 roku do<br />
gleby wprowadzono jednorazowo i wymieszano z całą jej masą, preparat z węgla brunatnego<br />
– Rekulter, w dawkach 180, 360 i 720 g na wazon, co odpowiadało 5, 10 i 20 t C-org na<br />
hektar. Rekulter zawierał w suchej masie 85% węgla brunatnego, 10% torfu niskiego oraz<br />
44
Pobieranie metali ciężkich przez rośliny w warunkach zróżnicowanego odczynu gleb...<br />
4% popiołu z węgla brunatnego. Jednocześnie do gleby wprowadzono metale ciężkie w ilości:<br />
cynk – 90 mg·kg -1 w formie ZnSO 4·7 H 2<br />
O, ołów – 60 mg·kg -1 w formie Pb(NO 3 ) 2<br />
i kadm<br />
– 0,8 mg·kg -1 w formie Cd(NO 3<br />
)·4 H 2<br />
O, gleba ta charakteryzowała się podwyższoną zawartością<br />
metali ciężkich – I stopień [Kabata-Pendias i in. 1993].<br />
W doświadczeniu uprawiano w 2003 roku gorczycę, a następnie kapustę pekińską. Zastosowano<br />
średnio następujące dawki składników pokarmowych: N – 190, P – 46 , K – 175<br />
kg·ha -1 . Rośliny po zbiorze zważono (plon świeżej masy roślin), a po wysuszeniu ustalono<br />
plon suchej masy. W próbach roślinnych zmineralizawanych w mieszaninie stężonych<br />
kwasów (HNO 3<br />
+ HClO 4<br />
w stosunku 4:1) oznaczono ogólną zwartość cynku, ołowiu i kadmu<br />
metodą ICP.<br />
Próbki gleb pobrano po zbiorach roślin z warstwy powierzchniowej (0 – 20 cm).<br />
W próbach glebowych zmineralizawanych w mieszaninie stężonych kwasów HCl + HNO 3<br />
(3:1 + 30% H 2<br />
O 2<br />
) oznaczono zawartość formy „całkowitej” cynku, ołowiu i kadmu. Do oznaczenia<br />
form bioprzystępnych cynku, ołowiu i kadmu w glebie zastosowano selektywną ekstrakcję<br />
za pomocą 0,05 M roztworu EDTA [Ure 1996]. Współczynnik bioakumulacji metali<br />
ciężkich (BF) wyznaczono jako stosunek zawartości metali ciężkich w suchej masie roślin<br />
i „całkowitej” zawartości w glebie.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Dodatek materii organicznej, w postaci preparatu z węgla brunatnego – Rekultera, do<br />
gleby korzystnie wpłynął na wzrost plonów gorczycy i kapusty pekińskiej (tab. 1).<br />
Tabela 1. Plon gorczycy (łuszczyny i nasiona + łodyga i liście) i kapusty pekińskiej, g·wazon -1<br />
Table 1. Yield of mustard (siliques and seeds + stem and straw) and Chinese cabbage, g·pot -1<br />
Dawka Rekultera,<br />
g·wazon -1<br />
Kontrola „0”<br />
180<br />
360<br />
720<br />
Odczyn gleby<br />
pH KCl<br />
Gorczyca Kapusta pekińska<br />
świeża masa sucha masa świeża masa sucha masa<br />
6,0 143 90 154 72<br />
5,0 124 74 142 68<br />
4,0 93 66 132 59<br />
6,0 156 102 192 98<br />
5,0 126 80 178 80<br />
4,0 99 72 156 75<br />
6,0 159 103 200 100<br />
5,0 130 94 175 86<br />
4,0 102 80 166 76<br />
6,0 162 104 202 98<br />
5,0 134 90 168 88<br />
4,0 104 88 166 79<br />
45
Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />
Największy (162 g) plon świeżej masy łuszczyn i nasion oraz łodyg i liści gorczycy uzyskano<br />
po zastosowaniu największej dawki (720 g) Rekultera, na glebie o odczynie lekko kwaśnym.<br />
Plon świeżej masy części nadziemnych kapusty pekińskiej również był największy (202 g)<br />
w wariancie z największą dawką Rekultera na glebie o odczynie lekko kwaśnym. Zwiększenie<br />
plonów wraz z dawką materii organicznej wprowadzonej do gleby w postaci Rekultera wynikało<br />
z faktu, że był on źródłem makroelementów (N, P, K, Mg i Ca) oraz mikroelementów dla roślin.<br />
Jest to zbieżne z wynikami badań otrzymanymi przez Maciejewską i Kwiatkowską [2001, 2005]<br />
oraz Wonga i in. [1999]. Węgiel brunatny (zatem również Rekulter), z uwagi na takie właściwości<br />
jak porowatość, wykazuje dużą pojemność sorpcyjną nie tylko w stosunku do wody, ale<br />
i do składników pokarmowych. Działa przez to buforująco na odczyn gleby i stężenie składników<br />
pokarmowych w roztworze glebowym, stwarzając lepsze warunki dla wegetacji roślin. Korzystny<br />
wpływ dodatku materii organicznej do gleby na plonowanie roślin stwierdzono również<br />
w badaniach innych autorów [Marcote i in. 2001, Sienkiewicz i in. 2005, Wołoszyk i in. 2005].<br />
Wprowadzenie do gleby materii organicznej w postaci Rekultera wpłynęło na zmniejszenie<br />
zawartości cynku, ołowiu i kadmu w gorczycy i kapuście pekińskiej (tab. 2). Zmniejszyła<br />
się bioprzystępność metali ciężkich, a zatem ich pobranie przez rośliny, czyli nastąpiło<br />
mniejsze zanieczyszczenie pierwszego ogniwa w łańcuchu pokarmowym. Koncentracja<br />
metali ciężkich w roślinach w dużym stopniu zależy od gatunku, a nawet odmiany [Tyksiński<br />
i Kurdubska 2004, Korzeniowska i Stanisławska-Glubiak 2007]. Różna wrażliwość roślin<br />
na kadm i cynk umożliwia selekcję roślin zdolnych do wzrostu w koncentracjach toksycznych<br />
dla innych roślin [Baran i Jasiewicz 2009]. Spośród warzyw, najwięcej poobierają<br />
te, których częścią jadalną są liście lub korzenie, np. kapusta pekińska, rzodkiewka, sałata<br />
czy marchew. Zależność ta znalazła potwierdzenie w otrzymanych wynikach badań. Duże<br />
znaczenie dla ograniczenia pobierania metali ciężkich przez warzywa ma zwiększenie ilości<br />
materii organicznej w glebach mineralnych. Jest to związane z unieruchamianiem tych pierwiastków<br />
przez makromolekularne koloidy organiczne oraz ogólną poprawą właściwości fizykochemicznych<br />
gleb, co znalazło odzwierciedlenie również w plonowaniu roślin (tab. 1).<br />
Zawartość cynku w gorczycy i kapuście pekińskiej była największa w wariancie bez dodatku<br />
Rekultera („0”) natomiast najmniejsza – w wariancie z największą dawką Rekultera<br />
na glebie o odczynie lekko kwaśnym (tab. 2). Węgiel brunatny, który jest głównym składnikiem<br />
(85%) Rekultera, oraz produkty jego humifikacji w glebie mogą tworzyć związki kompleksowe<br />
z metalami ciężkimi o różnej trwałości. Największą trwałość wykazują na ogół<br />
kompleksy z miedzią i ołowiem, a następnie z niklem, kadmem i cynkiem. Uzyskane wyniki<br />
potwierdzają badania innych autorów [Ciećko i in. 2001, Martyniuk i Więckowska 2003],<br />
w których dodatek węgla brunatnego powodował zmniejszenie zawartości metali ciężkich<br />
w roślinach.<br />
Zawartość ołowiu w gorczycy i kapuście pekińskiej była największa w wariancie bez<br />
dodatku Rekultera na glebie o odczynie bardzo kwaśnym (tab. 2). W wariancie z największą<br />
dawką Rekultera na glebie o odczynie lekko kwaśnym zawartość ołowiu w łuszczynach<br />
46
Pobieranie metali ciężkich przez rośliny w warunkach zróżnicowanego odczynu gleb...<br />
i nasionach gorczycy była mniejsza o 45% niż w wariancie kontrolnym. W kapuście pekińskiej<br />
spadek ten wynosił ok. 30%. Biorąc pod uwagę wartości krytyczne zawartości ołowiu<br />
przyjęte na poziomie 1,0 mg·kg -1 s.m. roślin stwierdzono, że tylko nasiona gorczycy z wariantów<br />
z największą dawką Rekultera mogą być przeznaczone na cele konsumpcyjne [Kabata-Pendias<br />
i in. 1993]. W przypadku kapusty pekińskiej powyższego kryterium nie spełniały<br />
rośliny z żadnego wariantu.<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w gorczycy i kapuście pekińskiej, mg·kg -1 s.m.<br />
Table 2. Contents of heavy metals in mustard and Chinese cabbage, mg·kg -1 d.m.<br />
Dawka<br />
Rekultera<br />
(g·wazon -1 )<br />
Kontrola „0”<br />
180<br />
360<br />
720<br />
Odczyn<br />
gleby<br />
pH KCl<br />
Gorczyca<br />
Kapusta pekińska<br />
łodyga i liście łuszczyny i nasiona<br />
Zn Pb Cd Zn Pb Cd Zn Pb Cd<br />
6,0 288 7,27 1,80 191 1,79 0,45 325 8,60 0,91<br />
5,0 355 8,69 1,95 196 1,99 0,78 421 9,90 1,30<br />
4,0 361 9,85 2,42 219 2,24 0,99 553 11,17 1,53<br />
6,0 195 6,22 1,51 197 1,59 0,30 189 6,09 0,91<br />
5,0 224 7,27 1,79 187 1,74 0,45 283 8,17 0,84<br />
4,0 336 8,91 1,94 212 1,91 0,72 296 9,54 0,71<br />
6,0 171 5,68 1,46 163 1,11 0,21 152 5,7 0,27<br />
5,0 235 6,74 1,61 171 1,33 0,43 256 7,1 0,29<br />
4,0 324 7,83 1,87 199 1,41 0,61 391 8,3 0,53<br />
6,0 153 4,43 1,37 1<strong>49</strong> 0,81 0,11 141 2,74 0,11<br />
5,0 169 5,51 1,51 159 0,93 0,41 154 3,93 0,21<br />
4,0 223 6,53 1,75 183 1,37 0,51 222 5,17 0,25<br />
Jednym z najbardziej niebezpiecznych dla środowiska naturalnego metali ciężkich<br />
jest kadm. Zawartość tego pierwiastka w gorczycy i kapuście pekińskiej malała pod wpływem<br />
materii organicznej z Rekultera (tab. 2). Zawartość kadmu, zarówno w gorczycy,<br />
jaki i w kapuście pekińskiej, była najmniejsza w wariancie z największą dawką Rekultera<br />
na glebie o odczynie lekko kwaśnym. W wariancie z największą dawką Rekultera na<br />
glebie o odczynie lekko kwaśnym zawartość kadmu w łuszczynach i nasionach gorczycy<br />
zmniejszyła się o 75% w porównaniu z wariantem kontrolnym. W kapuście pekińskiej<br />
spadek ten wynosił ok. 70%. Wartość konsumpcyjną pod względem zawartości (poniżej<br />
0,1 mg·kg -1 s.m. roślin) kadmu miały tylko nasiona gorczycy i kapusta pekińska z wariantu<br />
z największą dawką Rekultera na glebie o odczynie lekko kwaśnym.<br />
Powszechnie przyjmuje się, że nawożenie odgrywa decydującą rolę w kształtowaniu<br />
plonów i składu chemicznego roślin [Nardi i in. 2004, Wołoszyk i in. 2005], co potwierdziły<br />
otrzymane wyniki badań. Pod względem zawartości cynku, ołowiu i kadmu rośliny uprawiane<br />
na glebie o podwyższonej zawartości metali ciężkich z dodatkiem Rekultera w największej<br />
dawce miały w większości wariantów przydatność paszową.<br />
47
Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />
Wprowadzenie do gleby Rekultera nie wpłynęło istotnie na zawartość form "całkowitych"<br />
cynku, ołowiu i kadmu w glebie, zmniejszyła się natomiast zawartość formy bioprzystępnej<br />
tych metali (tab. 3.).<br />
Tabela 3. Zawartość „całkowita” i bioprzystępna metali ciężkich w glebie, mg·kg -1 s.m.<br />
Table 3. „Total” and bioavailable contents of heavy metals in soil, mg·kg -1 d.m.<br />
Dawka<br />
Rekultera<br />
(g·wazon -1 )<br />
Kontrola „0”<br />
180<br />
360<br />
720<br />
Odczyn Zawartość „całkowita" Zawartość bioprzystępna<br />
gleby<br />
pH<br />
cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />
KCl<br />
6,0 89,9 50,9 1,09 71,7 37,8 0,53<br />
5,0 81,7 <strong>49</strong>,0 1,08 72,9 41,3 0,50<br />
4,0 79,5 50,3 1,09 71,5 41,8 0,51<br />
6,0 80,5 37,6 0,79 55,5 24,2 0,45<br />
5,0 78,1 37,1 0,79 54,2 23,1 0,40<br />
4,0 77,2 39,2 0,82 57,2 25,2 0,41<br />
6,0 80,3 35,3 0,79 52,8 27,5 0,45<br />
5,0 83,8 40,2 0,76 56,2 26,3 0,41<br />
4,0 79,3 35,3 0,78 57,3 26,2 0,41<br />
6,0 80,0 37,2 0,80 47,1 24,6 0,38<br />
5,0 77,5 36,6 0,78 <strong>49</strong>,2 24,1 0,34<br />
4,0 78,2 38,3 0,78 43,2 23,1 0,31<br />
Zawartości form bioprzystępnych cynku, ołowiu i kadmu w glebie z wariantu kontrolnego<br />
wynosiły odpowiednio: 71,5 – 72,9; 37,8 – 41,8 i 0,50 – 0,53 mg·kg -1 s.m. i stanowiły:<br />
79 – 89%; 74% – 84% oraz 46 – <strong>49</strong>% zawartości „całkowitych”. W wariantach, w których<br />
zastosowano największą dawkę Rekultera zawartości form bioprzystępnych cynku, ołowiu<br />
i kadmu w glebie wynosiły odpowiednio: 43,2 – 47,1; 23,1 – 24,6 i 0,31 – 0,38 mg·kg -1 s.m.<br />
i stanowiły: 55 – 63%; 60% – 66% oraz 40 – 47% zawartości „całkowitych”.<br />
Wartości współczynników bioakumulacji (BF) poszczególnych metali były zbliżone<br />
(tab. 4.). Wartości współczynników BF cynku były najmniejsze po zastosowaniu największej<br />
dawki Rekultera i wynosiły w przypadku gorczycy od 1,9 do 4,5 (łodyga i liście) oraz<br />
od 1,86 do 2,75 (łuszczyny i nasiona). W przypadku kapusty pekińskiej wartości współczynnika<br />
BF cynku były większe i wynosiły 1,76 – 6,95. Najmniejszą wartość współczynników<br />
BF ołowiu, tj. 0,02 (łuszczyny i nasiona gorczycy), 0,12 (łodyga i liście gorczycy) i 0,07<br />
(kapusta pekińska) zanotowano po zastosowaniu największej dawki Rekultera na glebie<br />
o odczynie lekko kwaśnym. Natomiast wartość współczynnika BF kadmu po zastosowaniu<br />
największej dawki Rekultera wynosiła od 0,12 (łodyga i liście gorczycy) do 0,29 (kapusta<br />
pekińska).<br />
48
Pobieranie metali ciężkich przez rośliny w warunkach zróżnicowanego odczynu gleb...<br />
Tabela 4. Współczynniki bioakumulacji (BF)<br />
Table 4. Bio-accumulation indexes (BI)<br />
Dawka<br />
Rekultera<br />
(g . wazon -1 )<br />
Kontrola „0”<br />
180<br />
360<br />
720<br />
Odczyn<br />
gleby<br />
pH KCl<br />
Gorczyca<br />
Kapusta pekińska<br />
łodyga i liście łuszczyny i nasiona<br />
Zn Pb Cd Zn Pb Cd Zn Pb Cd<br />
6,0 3,2 0,14 1,65 2,12 0,03 0,41 3,60 0,17 1,71<br />
5,0 4,3 0,18 1,80 2,40 0,04 0,72 5,15 0,20 2,60<br />
4,0 4,5 0,20 2,22 2,75 0,04 0,91 6,95 0,22 3,00<br />
6,0 2,4 0,16 1,91 2,45 0,04 0,38 2,34 0,16 2,02<br />
5,0 2,9 0,20 2,26 2,39 0,05 0,57 2,36 0,22 2,10<br />
4,0 4,3 0,23 2,36 2,73 0,05 0,87 3,83 0,24 1,73<br />
6,0 2,1 0,16 1,84 2,02 0,03 0,26 1,90 0,16 0,60<br />
5,0 2,8 0,18 2,11 2,04 0,03 0,56 3,05 0,17 0,71<br />
4,0 4,0 0,22 2,39 2,51 0,04 0,78 4,90 0,23 1,29<br />
6,0 1,9 0,12 1,71 1,86 0,02 0,14 1,76 0,07 0,29<br />
5,0 2,2 0,15 1,93 2,05 0,03 0,52 1,99 0,11 0,61<br />
4,0 2,8 0,17 2,24 2,34 0,04 0,65 2,83 0,13 0,81<br />
Objaśnienie: BF – stosunek zawartości metali ciężkich w suchej masie roślin i „całkowitej” zawartości<br />
w glebie.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Rekulter – preparat z węgla brunatnego – ma dużą wartość nawozową wyrażoną plonem<br />
roślin.<br />
2. Pod wpływem materii organicznej dodanej do gleby zmniejszyła się bioprzystępność<br />
cynku, ołowiu i kadmu, a zatem ich pobranie przez gorczycę i kapustę pekińską.<br />
3. Zawartość cynku, ołowiu i kadmu w gorczycy i kapuście pekińskiej była najmniejsza<br />
w wariancie z największą dawką Rekultera na glebie o odczynie lekko kwaśnym.<br />
4. Pod względem zawartości cynku, ołowiu i kadmu gorczyca i kapusta pekińska wykazywała<br />
przydatność paszową.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Baran A., Jasiewicz Cz. 2009. Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie dla różnych<br />
gatunków roślin. Ochr. Środ. Zasob. Nat. 40: 157–164.<br />
Ciećko Z., Wyszkowski M., Krajewski W., Zabielska J. 2001. Effect of Organic<br />
matter and liming on the reduction of cadmium uptake from soil by triticale and spring<br />
oilseed rape. The Science of the Total Environment 281, 37–45.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. II.<br />
PWN, Warszawa.<br />
<strong>49</strong>
Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek<br />
T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />
Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy.<br />
KORZENIWSKA J., STANISŁAWSKA-GLUBIAK E. 2007. Reakcja trzech odmian gorczycy<br />
białej na skażenie miedzią, cynkiem i niklem. Ochr. Środ. Zasob. Nat. 32: 87–93.<br />
Kwiatkowska J. 2006. The effect of organic amendments on the phytoavailability of<br />
heavy metals in polluted soil. Ecohydrology & Hydrobiology 6(1–4): 181–186.<br />
Kwiatkowska J., Maciejewska A. 2005. Wpływ materii organicznej na plon oraz zawartość<br />
i rozmieszczenie metali ciężkich w życie (Secale cereale L.). W: B. Gworek<br />
(red.) Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia. Tom III. IOŚ, Warszawa: 319–322.<br />
Kwiatkowska-Malina J., Maciejewska A. 2009. Wpływ materii organicznej na pobieranie<br />
metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong><br />
40: 217–223.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2001. Wpływ nawozu organiczno-mineralnego<br />
z węgla brunatnego na plony i zawartość K, Mg, Ca w roślinach. Zesz. Probl. Post.<br />
Nauk Roln. 480: 281–289.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2005. Wpływ materii organicznej z różnych źródeł<br />
na plon oraz zawartość i rozmieszczenie makroelementów w życie (Seceale cereale L.)<br />
Fragmenta Agronomica (22) <strong>nr</strong> 1 (85): 484–<strong>49</strong>2.<br />
Marcote I., Hernandez T., Garcia C., Polo A. 2001. Influence of one or two successive<br />
annual applications of organic fertilizers on the enzyme activity of a soil under<br />
barley cultivation. Bioresource Technology 79: 147–154.<br />
Martyniuk H., Więckowska J. 2003. Adsorption of metal ions on humic AIDS extracted<br />
from Brown coals. Fuel Processing Technology 84: 23–36.<br />
Nardi S., Morami F., Berti A., Kosoni M., Giardii L. 2004. Soil organic matter properties<br />
after 40 years of different use of organic and mineral fertilizers. Europ. J. Agron.<br />
21: 357–367.<br />
Sady W., Rożek S., Domagała-Świątkiewicz I. 2000. Biokumulacja kadmu w marchwi<br />
w zależności od wybranych właściwości gleb. Zesz. Nauk. AR Kraków 364: 171–173.<br />
Skłodowski P., Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2006. The effect of organic matter<br />
from brown coal on bioavailability of heavy metals in contaminated soils. Soil and<br />
Water Pollution Monitoring, Protection and Remediation. NATO Science Series IV.<br />
Earth and Environmental Sciences 69: 299–307.<br />
Sienkiewicz S., Krzebietke S., Panak H., Czapla J. 2005. Plony jęczmienia jarego<br />
i pszenicy jarej w zależności od nawożenia w wieloletnim doświadczeniu polowym.<br />
Fragmenta Agronomica (22) <strong>nr</strong> 1 (85): 244–253.<br />
Tyksiński W., Kurdubska J. 2004. Różnice odmianowe w akumulacji kadmu i ołowiu<br />
przez rzodkiewkę (Raphanus Sativus L.). Roczniki Akademii rolniczej w Poznaniu 356:<br />
209–215.<br />
50
Pobieranie metali ciężkich przez rośliny w warunkach zróżnicowanego odczynu gleb...<br />
Ure A. M. 1996. Single extration schems for soil analysis and related applications. Sc. Total<br />
Environ. 178: 3–10.<br />
Wołoszyk Cz., Krzywy E., Iżewska A. 2005. Ocena wartości nawozowej kompostów<br />
sporządzonych z komunalnego osadu ściekowego w trzyletnim zmianowaniu roślin.<br />
Fragmenta Agronomica (22) <strong>nr</strong> 1 (85): 631–642.<br />
Wong J.W.C., Ma K.K., Fang K.M., Cheung C. 1999. Utilization of manure compost of<br />
organic farming in Hong Kong. Bioresource Technology 67: 43–46.<br />
Zaniewicz-Bajkowska A. 2000. Zależność zawartości kadmu i ołowiu w glebie oraz<br />
w korzeniach buraka ćwikłowego od nawożenia organicznego i wapnowania. Ann.<br />
UMCS Sectio EEE Hort. 8 (Supp.): 123–128.<br />
51
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Barbara Nawrot*, Kajetan Dzierżanowski*, Stanisław W. Gawroński*<br />
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy<br />
metals in canopy of small-leaved lime<br />
Akumulacja mikropyłów, WWA i metali ciężkich w koronie<br />
lipy drobnolistnej<br />
Key words: dust, environmental contamination, urban trees, Tilia cordata L.<br />
Słowa kluczowe: pyły, zanieczyszczenie środowiska, drzewa miejskie, Tilia cordata L.<br />
Rośliny odgrywają kluczową rolę w codziennym życiu, przede wszystkim jako jedyne źródło<br />
tlenu, ale również jako narzędzie oczyszczania powietrza z groźnych zanieczyszczeń. Celem<br />
niniejszych badań była ocena zdolności lipy drobnolistnej (Tilia cordata Mill.) w kierunku<br />
gromadzenia mikropyłów, wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA)<br />
oraz metali ciężkich w całej koronie drzewa. Próby liści zebrane zostały pod koniec dwóch<br />
kolejnych sezonów wegetacyjnych (2009, 2010) z lip rosnących przy ul. Rodowicza „Anody”<br />
w Warszawie i przeanalizowane na zawartość mikropyłów, 16 WWA i 13 metali ciężkich.<br />
Na korony drzew założono siatki w celu zebrania wszystkich liści po ich naturalnym opadnięciu.<br />
Liście ważono, liczono oraz mierzono ich powierzchnię przeliczając uzyskane wartości<br />
na całą koronę.<br />
Uzyskane wyniki potwierdziły zdolność lipy drobnolistnej do gromadzenia zanieczyszczeń<br />
powietrza na powierzchni i w tkankach liści. Całe ulistnienie przeciętnej korony lipy zgromadziło<br />
w sumie 4.81 g mikropyłów, 4.38 mg WWA oraz 1.27 g metali ciężkich.<br />
1. Introduction<br />
Recent decades have made people more aware of various issues regarding their<br />
health. Numerous studies reported that the number of diseases that can be related to envi-<br />
* Mgr inż. Barbara Nawrot, mgr inż. Kajetan Dzierżanowski, prof. dr hab. Stanisław W.<br />
Gawroński – Samodzielny Zakład Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa, Szkoła Główna<br />
Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa;<br />
tel.: 48 22 593 21 15, 48 22 593 20 82; e-mail: b.k.nawrot@wp.pl,<br />
kajetan_dzierzanowski@sggw.pl, stanislaw_gawronski@sggw.pl<br />
52
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy metals in canopy of small-leaved lime<br />
ronmental pollution is steadily increasing, amongst which those attributed to urban air contamination<br />
have a considerable share [Pope et al. 1995, Seaton et al. 1995, Nicolai 2002].<br />
Particulate matter – suspended in the air mixture of liquid and solid substances from<br />
various anthropogenic and natural sources consisting of, among others, heavy metals (HM)<br />
and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) [Maher et al. 2008, Jouraeva et al. 2002] are<br />
considered as most responsible for human health risks and reduced life expectancy in European<br />
countries [EEA, 2007].<br />
Due to extensive studies, heavy metals are known to pose various health risks including<br />
lung disease, central nervous system and brain disorders, foetus handicap, hearing impairment,<br />
kidney damage, cancer [Järup 2003, Maher et al. 2008, Shi et al. 2011]. Similarly,<br />
PAHs are also cause of numerous health problems as many of them have carcinogenic and<br />
mutagenic properties [Bakker et al. 2000].<br />
Vegetation has been discovered to be able to intercept particulate matter both on<br />
epicuticular wax surface and inside wax layer covering the leaves, referred to as ‘surface<br />
PM’ and ‘in-wax PM’ respectively, through which it can remove the particles from the atmosphere<br />
[Dzierżanowski et al. 2011]. Both these categories contain particles of various<br />
fractions, which have diverse effect on human health, with the smallest being the most<br />
dangerous [Dockery et al. 1993]. Research on chemical composition of leaves of different<br />
species indicated presence of various heavy metals arising from primary soil composition<br />
or soil pollution, but even up to 30 % of their amount may originate from aerial deposition<br />
on leaf surface, e.g. from resuspended soil particles or, what is more important,<br />
from anthoropogenic sources [Mingorance and Rossini Oliva 2006]. Contrary to this, for<br />
PAHs the prevailing path of uptake is the air-to-leaf one, because their highly hydrophobic<br />
character and therefore weak water-solubility limit the soil-to-root uptake [Alkorta and<br />
Garbisu 2001]. Deposition on the leaves depends on numerous factors regarding volatility<br />
of the compounds, which appear in the atmosphere in gaseous and particle-bound<br />
form, and leaf physiological features [Howsam et al. 2000, Jouraeva et al. 2002, Wang<br />
et al. 2008].<br />
The purpose of this work was to determine the overall retention of particulate matter,<br />
heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in the canopy of small-leaved lime (Tilia<br />
cordata Mill.).<br />
2. Materials and Methods<br />
The sampling area was two rows of small-leaved lime trees growing at WULS-SGGW<br />
campus along Rodowicza “Anody” street. Leaf samples collected in two consecutive years<br />
2009 and 2010 were analyzed for particulate matter (PM) accumulation, as well as polycyclic<br />
aromatic hydrocarbons (PAHs) and heavy metals (HMs) content. Each sample consisted<br />
of leaves gathered from different parts of the canopy with regard to height, crown expo-<br />
53
Barbara Nawrot, Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński<br />
sure towards street traffic and position of leaf within the crown to make it representative for<br />
the tree. PM of three size fractions were determined on leaf surface and in wax layer using<br />
the method described by Dzierżanowski et al. [2011]. Leaf samples were first rinsed with<br />
water in order to wash off surface PM and then with chloroform in order to dissolve the epicuticular<br />
wax layer and wash off in-wax PM. Amounts of particles were calculated per unit of<br />
leaf area, which was determined for each sample using digital camera based image analysis<br />
software (Skye Instruments Ltd., UK). In other samples, concentrations of 16 polycyclic<br />
aromatic hydrocarbons were measured using GC/MS or HPLC and 13 heavy metals with<br />
ICP-AES methods.<br />
After vegetation season of the year 2010, two photographs of each tree were taken<br />
in N-S and E-W orientations. These were used for image based measurements of each<br />
tree with ImageJ software [http://rsbweb.nih.gov/ij/]. Tree height, canopy height and canopy<br />
width were measured, as well as other dimensions which were used for manual canopy<br />
volume calculations.<br />
At the end of both growing seasons polyethylene nets were put over tree canopies to<br />
collect all leaves. The whole foliage of each canopy was air dried and weighed. For each<br />
tree 5 % (by weight) leaves were selected and leaf count was conducted. Afterwards, samples<br />
of 125 leaves each were taken to measure the area of every leaf. On this basis overall<br />
foliage area and number of leaves were calculated.<br />
All PM, PAH and HM amounts were calculated to cm 2 of leaf area, g of leaves, one average<br />
leaf, m 3 of canopy volume and whole canopy in order to give a detailed information<br />
about environmental cleaning value of a single lime tree.<br />
3. Results and Discussion<br />
Calculations performed on the basis of the whole foliage collection at the end of the<br />
growing season are presented in table 1. These values give an insight into properties of<br />
small-leaved lime canopies and enable to picture their ability to cleanse urban air via particulate<br />
matter, HM and PAHs accumulation.<br />
Table 1. Parameters characterising leaves and canopy of small-leaved lime<br />
Tabela 1. Parametry charakteryzujące liście i koronę lipy drobnolistnej<br />
Unit leaf area,<br />
cm 2 Leaf DW, g One average leaf<br />
Unit canopy<br />
volume, m 3<br />
Whole canopy<br />
Leaf DW, g 0.01 x 0.24 244.66 2481.41<br />
Number of leaves x 4.25 x 1030.47 10546.33<br />
Leaf area, cm 2 x 121.25 28.53 29013.03 300874.83<br />
Note: Values present the ratio between the parameters listed in first column and the first row of the table.<br />
54
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy metals in canopy of small-leaved lime<br />
The area of one single leaf, as well as leaf area per gram of dry weight are comparable<br />
with the findings of Jouraeva et al. [2002], who investigated leaves of Tilia × euchlora and<br />
Pyrus calleryana. These authors drew a conclusion that PAHs and heavy metals deposition<br />
cannot be attributed to the size of a leaf, but rather to other properties, e.g. its surface<br />
or wax layer characteristics.<br />
The quantities of particulate matter obtained in the analyses of this study are presented<br />
in table 2, expressed per leaf area, leaf dry weight, one average leaf, crown volume and single<br />
tree basis (µg·cm -2 , µg·g -1 DW, µg·leaf -1 , mg·m -3 , g·tree -1 , respectively).<br />
Table 2. Mean amounts of PM of different categories and size fractions in small-leaved lime<br />
leaves with respect to canopy parameters<br />
Tabela 2. Średnia zawartość mikropyłów z podziałem na kategorie i frakcje w liściach lipy drobnolistnej<br />
w odniesieniu do parametrów korony<br />
PM category µg·cm -2 µg·g -1 DW µg·leaf -1 mg·m -3 * g·tree -1 **<br />
Surface 10–100 µm 6.43 780.11 183.54 186.67 1.94<br />
Surface 2.5–10 µm 0.61 74.22 17.46 17.76 0.18<br />
Surface 0.2–2.5 µm 0.48 58.08 13.67 13.90 0.14<br />
In-wax 10–100 µm 6.99 848.13 199.55 202.94 2.10<br />
In-wax 2.5–10 µm 0.96 116.28 27.36 27.82 0.29<br />
In-wax 0.2–2.5 µm 0.<strong>49</strong> 59.88 14.09 14.33 0.15<br />
Total 15.97 1936.70 455.66 463.41 4.81<br />
Notes: * Canopy volume.<br />
** An average small-leaved lime tree in the experiment.<br />
The greatest share of the total PM were large particles (10–100 µm diameter). In all<br />
three size fractions more PM were bound in wax layer. These data are in contrast to previous<br />
study [Dzierżanowski et al. 2011], where eight species were reported to accumulate<br />
higher amounts of surface large PM, while for other fractions the differences were less evident.<br />
However, it is suggested that the possibility of trapping particles in waxes depends<br />
greatly on the structural and chemical characteristics of wax [Jouraeva et al. 2002], which<br />
should be examined in this case. In a study conducted by Dzierżanowski et al. [2011] total<br />
PM amounts for small-leaved lime were higher (more than 20 µg·cm -2 ), even though they<br />
took into consideration only the two larger fractions. The reason for this might be, that the<br />
experimental trees used in the present study grew at a larger distance to the street, thus<br />
were less exposed to traffic pollution.<br />
Results of PAHs analyses are presented in table 3, expressed per similar units as for<br />
PM. Three groups of PAHs based on partitioning were distinguished:<br />
1) low molecular weight (LMW PAHs) – existing mainly in the gaseous phase;<br />
2) medium molecular weight (MMW PAHs) – partitioning between gaseous and particulate<br />
phases (environmental conditions’ dependent);<br />
55
Barbara Nawrot, Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński<br />
3) high molecular weight (HMW PAHs) – existing predominantly in the particulate phase<br />
[Jouraeva et al. 2002].<br />
Table 3. Mean amounts of PAHs in small-leaved lime leaves with respect to canopy parameters<br />
Tabela 3. Średnia zawartość WWA w liściach lipy drobnolistnej w odniesieniu do parametrów korony<br />
PAHs ng·g -1 DW ng·cm -2 ng·leaf -1 µg·m -3 * µg·tree -1 **<br />
LMW<br />
Naphtalene 1.59 0.01 0.38 0.38 3.95<br />
Acenaphthylene < 0.1 – – – –<br />
Acenaphthene < 0.5 – – – –<br />
Fluorene 74.47 0.61 17.52 17.82 184.78<br />
MMW<br />
Phenanthrene 818.26 6.75 192.52 195.79 2030.44<br />
Anthracene 30.88 0.26 7.27 7.39 76.62<br />
Fluoranthene 381.90 3.15 89.85 91.38 947.65<br />
Pyrene 252.17 2.08 59.33 60.34 625.74<br />
Benzo(a)anthracene 40.95 0.33 9.64 9.80 101.62<br />
Chrysene 55.96 0.46 13.17 13.39 138.86<br />
HMW<br />
Benzo(b)fluoranthene 28.50 0.24 6.70 6.82 70.71<br />
Benzo(k)fluoranthene 13.79 0.11 3.25 3.30 34.23<br />
Benzo(a)pyrene 15.73 0.13 3.70 3.76 39.03<br />
Dibenzo(a.h)anthracene 2.07 0.03 0.<strong>49</strong> 0.50 5.15<br />
Benzo(g.h.i)perylene 29.88 0.25 7.03 7.15 74.15<br />
Indeno(1.2.3-cd)pyrene 21.16 0.18 4.98 5.06 52.51<br />
Total 1765.72 14.56 415.44 422.50 4381.48<br />
Notes: * Canopy volume.<br />
** An average small-leaved lime tree in the experiment.<br />
The MMW group had the largest share in the total amount of PAHs, with the highest<br />
concentration noted for phenantrene. On the contrary, the lowest amounts of PAHs were<br />
noted in the LMW group, which corresponds with the results obtained by other researchers<br />
[McLachlan and Horstmann 1998, Howsam et al. 2000, Jouraeva et al. 2002, De Nicola et<br />
al. 2008]. Lower concentrations of HMW PAHs as compared to MMW ones are pronounced<br />
by various researchers to be a result of climatic conditions, as HMW PAHs are mainly bound<br />
to particles which can be removed throughout the vegetation season by wind or rain, and<br />
also are subject to influence of temperature and sunlight [Kamens et al. 1990, Franzaring<br />
1997; Jouraeva et al. 2002, Jouraeva et al. 2006].<br />
The amounts of 13 heavy metals analysed in this work are presented in table 4, expressed<br />
per similar units as for PM and PAHs. For As, Co and Sb the concentrations in leaf<br />
tissues were below the level of detection. For Ba, Cd, Cu, Mn, Ni and Zn the values corresponded<br />
with the results obtained by Kosiba [2008] and stayed within the typical ranges<br />
56
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy metals in canopy of small-leaved lime<br />
found in literature for small-leaved lime and other deciduous species [Maisto et al. 2004;<br />
Baycu et al. 2006; Mingorance and Rossini Oliva 2006; Reimann et al. 2007; Cekstere and<br />
Osvalde 2009]. Slightly elevated were the concentrations of Cr and Fe, while Pb appeared<br />
in rather small amount.<br />
Table 4. Mean amounts of heavy metals in small-leaved lime leaves with respect to canopy parameters<br />
Tabela 4. Średnia zawartość metali ciężkich w liściach lipy drobnolistnej w odniesieniu do parametrów<br />
korony<br />
Heavy metals µg·g -1 DW µg·cm -2 µg·leaf -1 mg·m -3 * mg·tree -1 **<br />
As – Arsenic < 2 – – – –<br />
Ba – Barium 38.42 0.32 9.04 9.19 95.35<br />
Cd – Cadmium 0.11 0.00 0.03 0.03 0.28<br />
Co – Cobalt < 0.3 – – – –<br />
Cr – Chromium 1.81 0.02 0.43 0.43 4.48<br />
Cu – Copper 7.10 0.06 1.67 1.70 17.62<br />
Fe – Iron 209.77 1.73 <strong>49</strong>.36 50.19 520.54<br />
Mn – Manganese <strong>49</strong>.20 0.41 11.58 11.77 122.07<br />
Ni – Nickel 1.21 0.01 0.29 0.29 3.00<br />
Pb – Lead 0.66 0.01 0.16 0.16 1.64<br />
Sb – Antimony < 2 – – – –<br />
Sr – Strontium 172.09 1.42 40.<strong>49</strong> 41.18 427.03<br />
Zn – Zinc 33.05 0.27 7.78 7.91 82.01<br />
Total 513.21 4.23 120.75 122.80 1273.47<br />
Notes: * Canopy volume.<br />
** An average small-leaved lime tree in the experiment.<br />
Kosiba [2008] proved strong influence of the quality of pollution dependent on pointemission<br />
sources on metal content in leaves, others also pointed out traffic intensity and<br />
distance dependence [Baycu et al. 2006, Mingorance and Rossini Oliva 2006], as well as<br />
seasonal accumulation trends [Aničić et al. 2011].<br />
4. SUMMARY<br />
Small-leaved lime shows ability to accumulate pollutants, such as particulate matter,<br />
polycyclic aromatic hydrocarbons and heavy metals on leaves and therefore potential to<br />
enhance the quality of urban environment. Amounts of accumulated pollutants corresponded<br />
with results of previous research. Average small-leaved lime tree in this experiment retained<br />
4.81 g PM, from which the most dangerous fine fraction (0.2–2.5 µm diameter size)<br />
amounted to 0.19 g. Whole foliage accumulated 4.38 mg of total PAHs, while HMW PAHs,<br />
amongst which one can find the most hazardous ones, amounted to 275.78 µg. Single tree<br />
57
Barbara Nawrot, Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński<br />
intercepted also 1.27 g of different heavy metals, including lead, cadmium and copper, perceived<br />
as the most harmful to human health.<br />
This study was supported by a grant from Norway through the Norwegian Financial<br />
Mechanism, # PNRF-193-AI-1/07 granted to S.W. Gawroński and A. Sæbø.<br />
References<br />
Alkorta I., Garbisu C. 2001. Phytoremediation of organic contaminants in soils. Bioresource<br />
Technology 79: 273–276.<br />
Aničić M., Spasić T., Tomašević M., Rajšić S., Tasić M. 2011. Trace elements accumulation<br />
and temporal trends in leaves of urban deciduous trees (Aesculus hippocastanum<br />
and Tilia spp.). Ecological Indicators 11: 824–830.<br />
Bakker M.I., Casado B., Koerselman J.W., Tolls J., Kolloeffel C. 2000. Polycyclic<br />
aromatic hydrocarbons in soil and plant samples from the vicinity of an oil refinery.<br />
The Science of the Total Environment 263: 91–100.<br />
Baycu G., Tolunay D., Özden H., Günebakan S. 2006. Ecophysiological and seasonal<br />
variations in Cd, Pb, Zn, and Ni concentrations in the leaves of urban deciduous<br />
trees in Istanbul. Environmental Pollution 143: 545–554.<br />
Cekstere G., Osvalde A. 2009. A study of heavy metal accumulation in street greenery<br />
of Riga (Latvia) in relation to trees status. Folia Geographica 14: 7–23.<br />
De Nicola F., Maisto G., Prati M.V., Alfani A. 2008. Leaf accumulation of trace elements<br />
and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Quercus ilex L. Environmental<br />
Pollution 153: 376–383.<br />
Dockery D.W., Pope C.A., Xu X., Spengler J.D., Ware J.H., Fay M.E., Ferris<br />
B.G. Jr., Speizer F.E. 1993. An association between air pollution and mortality in six<br />
U.S. cities. The New England Journal of Medicine 329(24): 1753–1759.<br />
Dzierżanowski K., Popek R., Gawrońska H., Sæbø A., Gawroński S.W. 2011.<br />
Deposition of particulate matter of different size fractions on leaf surfaces and in waxes<br />
of urban forest species. International Journal of Phytoremediation [in press].<br />
EEA (European Environment Agency) 2007. Air pollution in Europe 1990–2004. Report No<br />
2/2007. Office for Official Publications of the European Communities, Copenhagen.<br />
Franzaring J. 1997. Temperature and concentration effects on biomonitoring of organic<br />
air pollutants. Environmental Monitoring and Assessment 46: 209–220.<br />
Howsam M., Jones K.C., Ineson P. 2000. PAHs associated with the leaves of three<br />
deciduous tree species. I - Concentrations and profiles. Environmental Pollution 108:<br />
413–424.<br />
http://rsbweb.nih.gov/ij/<br />
58
Accumulation of particulate matter, PAHs and heavy metals in canopy of small-leaved lime<br />
Järup L. 2003. Hazards of heavy metal contamination. British Medical Bulletin 68: 167–<br />
182.<br />
Jouraeva V.A., Johnson D.L., Hassett J.P., Nowak D.J. 2002. Differences in accumulation<br />
of PAHs and metals on the leaves of Tiliaxeuchlora and Pyrus calleryana. Environmental<br />
Pollution 120: 331–338.<br />
Jouraeva V.A., Johnson D.L., Hassett J.P., Nowak D.J., Shipunova N.A., Barbarossa<br />
D. 2006. Role of sooty mold fungi in accumulation of fine-particle-associated<br />
PAHs and metals on deciduous leaves. Environmental Research 102: 272–282.<br />
Kamens R.M., Guo J., Guo Z., McDow S.R. 1990. Polynuclear aromatic hydrocarbon<br />
degradation by heterogeneous reactions with N 2<br />
O 5<br />
on atmospheric particles. Atmospheric<br />
Environment 24A (5): 1161–1173.<br />
Kosiba P. 2008. Variability of morphometric leaf traits in small-leaved linden (Tilia cordata<br />
Mill.) under the influence of air pollution. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 77(2):<br />
125–137.<br />
Maher B.A., Moore C., Matzka J. 2008. Spatial variation in vehicle-derived metal pollution<br />
identified by magnetic and elemental analysis of roadside tree leaves. Atmospheric<br />
Environment 42: 364–373.<br />
Maisto G., Alfani A., Baldantoni D., De Marco A., Virzo De Santo A. 2004.<br />
Trace metals in the soil and in Quercus ilex L. leaves at anthropic and remote sites of<br />
the Campania Region of Italy. Geoderma 122: 269–279.<br />
McLachlan M.S., Horstmann M. 1998. Forests as filters of airborne organic pollutants:<br />
a model. Environmental Science and Technology 32: 413–420.<br />
Mingorance M.D., Rossini Oliva S. 2006. Heavy metals content in N. Oleander leaves<br />
as urban pollution assessment. Environmental Monitoring and Assessment 119: 57–68.<br />
Nicolai T. 2002. Pollution, environmental factors and childhood respiratory allergic disease.<br />
Toxicology 181–182: 317–321.<br />
Pope C.A., Thun M.J., Namboodiri M.M., Dockery W.D., Evans J.S., Speizer<br />
F.E., Heath C.W. 1995. Particulate Air Pollution as a Predictor of Mortality in a Prospective<br />
Study of US Adults. American Journal of Respiration and Critical Care Medicine<br />
151: 669–674.<br />
Reimann C., Arnoldussen A., Boyd R., Finne T.E., Koller F., Nordgulen Ø.,<br />
Englmaier P. 2007. Element contents in leaves of four plant species (birch, mountain<br />
ash, fern and spruce) along anthropogenic and geogenic concentration gradients. Science<br />
of the Total Environment 377: 416–433.<br />
Seaton A., MacNee W., Donaldson K., Godden, D. 1995. Particulate air pollution<br />
and acute health effects. Lancet 345: 176–178.<br />
Shi G., Chen Z., Bi C., Wang L., Teng J., Li Y., Xu S. 2011. A comparative study of<br />
health risk of potentially toxic metals in urban and suburban road dust in the most populated<br />
city of China. Atmospheric Environment 45: 764–771.<br />
59
Barbara Nawrot, Kajetan Dzierżanowski, Stanisław W. Gawroński<br />
Wang Y.Q., Tao S., Jiao X.C., Coveney R.M., Wu S.P., Xing B.S. 2008. Polycyclic aromatic<br />
hydrocarbons in leaf cuticles and inner tissues of six species of trees in urban<br />
Beijing. Environmental Pollution 151: 158–164.<br />
60
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Joanna Augustynowicz*, Anna Kołton*, Agnieszka Baran**,<br />
Adam Świderski***<br />
Bioremediacja metali w kontekście stanu<br />
fizjologicznego roślin<br />
Bioremediation of metals in the context of physiological<br />
status of plants<br />
Słowa kluczowe: Callitriche, chrom, fenole, fitoremediacja, fluorescencja chlorofilu.<br />
Key words: Callitriche, chromium, phenols, phytoremediation, chlorophyll fluorescence.<br />
The aim of the study was to analyze the correlation between the physiological state of water<br />
starwort (Callitriche cophocarpa) and its ability to chromium ions phytoremediation. The<br />
species belongs to the evergreen aquatic macrophytes with unusual ability to accumulate<br />
the element (Augustynowicz et al., Chemosphere 2010). In the present study the relationship<br />
between the level of Cr accumulation after incubation in a solution of Cr(VI), photosynthetic<br />
activity and phenolic plant metabolism was investigated. The highest level of Cr accumulation,<br />
reaching up to 9450 mg kg -1 of dry weight, was measured in samples collected<br />
during the summer. At the same time, these samples exhibited Cr(VI)-induced, significant<br />
decrease in activity of the light phase of photosynthesis, determined via fluorescence of<br />
chlorophyll a measurements. The analysis of phenolic compounds in plant material collected<br />
during the summer and treated with Cr(VI), did not show statistically significant differences<br />
in comparison to control samples. Plants collected in the autumn compared to the ones<br />
collected in the summer, accumulated less than 3-fold of Cr. The total level of phenolic compounds<br />
in control samples collected in the autumn, were also significantly lower in respect<br />
* Dr Joanna Augustynowicz, dr Anna Kołton – Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin, Wydział<br />
Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków;<br />
tel.: 12 662 51 99; e-mail: augustyn@ogr.ur.krakow.pl, koltona@ogr.ur.krakow.pl<br />
** Dr Agnieszka Baran – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Wydział Rolniczo-<br />
Ekonomiczny, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. Mickiewicza 21, 31-120 Kraków;<br />
e-mail: Agnieszka.Baran@ur.krakow.pl<br />
*** Dr Adam Świderski – Katedra Biochemii, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy<br />
w Krakowie, al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; e-mail: aswider@ogr.ur.krakow.pl<br />
61
Joanna Augustynowicz i in.<br />
to the summer ones. However, plants derived from the autumn season showed significantly<br />
high levels of Cr(VI)-induced phenolic compounds. Furthermore, due to detailed HPLC<br />
analysis, the highest increase of phenolic compounds in these samples was related to the<br />
pool of free flavonoids and their glycosides. Stimulation of the Cr(VI)-induced synthesis of<br />
phenols in plants collected in autumn was correlated with high resistance of photosynthetic<br />
apparatus to Cr(VI) influence. High, negative correlation between the activity of photosynthetic<br />
apparatus and accumulation of the element (r = -0.97) was observed. The role of phenolic<br />
compounds in the Cr accumulation by C. cophocarpa is difficult to clearly assess and<br />
requires further examination.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Metale należą do najbardziej trwałych, migrujących zanieczyszczeń środowiska naturalnego.<br />
Zanieczyszczenia związkami chromu stanowią poważny problem środowiskowy<br />
na świecie (USA, Indie, Chiny), a na obszarach naszego kraju obejmują uprzemysłowiony<br />
Śląsk oraz – bardzo dotkliwie – południową Małopolskę. Z wykorzystaniem naturalnej rudy<br />
chromowej syntetyzowanych jest kilkaset różnorodnych związków Cr stosowanych w przemyśle<br />
– m.in. w metalurgii, galwanotechnice, garbowaniu skór, produkcji barwników i środków<br />
do impregnacji drewna.<br />
Polska jest znaczącym europejskim producentem, wykorzystywanych przemysłowo<br />
związków Cr. W konsekwencji działalności człowieka do środowiska naturalnego przedostają<br />
się często bardzo duże ilości tego pierwiastka. W skali światowej roczna emisja Cr do<br />
rzek i mórz wynosi ok. trzydziestu pięciu tysięcy ton, co stanowi 10% jego wydobycia [Kabata-Pendias<br />
i Mukherjee 2007, Kabata-Pendias i Pendias 1999].<br />
Cr występuje na kilku stopniach utlenienia, z czego najbardziej stabilne i powszechne<br />
są III i VI. Te dwie formy różnią się znacząco własnościami fizykochemicznymi i rolą fizjologiczną.<br />
Cr(III) występuje w postaci kationów (np. CrOH 2+ ), jest słabiej rozpuszczalny, ulega<br />
łatwemu wytrącaniu i koordynacyjnemu wiązaniu przez organiczne sorbenty gleby i osadów<br />
dennych. Cr(III) jest niezbędnym mikroelementem w diecie człowieka, biorącym udział<br />
w budowie tzw. czynnika tolerancji glukozy (z ang. Glucose Tolerance Factor – GTF).<br />
2-<br />
Cr(VI) ma postać anionów (np. Cr 2<br />
O 7<br />
), jest łatwo rozpuszczalny i słabo sorbowany. Ze<br />
względu na wysoki potencjał redox wykazuje niezwykle silne własności utleniające, równocześnie<br />
ma łatwość do penetracji błon biologicznych. Cr(VI) wywiera kancerogenny wpływ<br />
na człowieka i zwierzęta [Kotaś i Stasicka 2000].<br />
Fitoremediacja metali w naturalnych systemach wodnych, oparta na wodnych roślinach<br />
naczyniowych (makrofity), jest strategią konkurencyjną w porównaniu z innymi metodami<br />
bioremediacyjnymi, wykorzystującymi żywą lub martwą (biosorpcja) biomasę mikroorganizmów<br />
pro- i eukariotycznych. Wysoki potencjał fitoremediacyjny makrofitów wodnych,<br />
w szczególności występujących w strefach klimatu gorącego, jest w literaturze dobrze udo-<br />
62
Bioremediacja metali w kontekście stanu fizjologicznego roślin<br />
kumentowany [Dhote i Dixit 2009]. Jakkolwiek, co należy podkreślić, dane literaturowe dotyczące<br />
fitoremediacji Cr, w stosunku do innych metali ciężkich, są stosunkowo ograniczone.<br />
Callitriche cophocarpa jest kosmopolitycznym, zimozielonym makrofitem, którego niezwykłe<br />
zdolności do akumulacji chromu zostały ostatnio odkryte i opisane przez autorów niniejszej<br />
pracy. Zachowując porównywalny z kontrolnymi status fizjologiczny, rośliny badanego gatunku<br />
były w stanie zakumulować ponad 1000 mg Cr na kg suchej masy, po inkubacji w niezwykle<br />
toksycznej i mobilnej postaci tego pierwiastka Cr(VI) [Augustynowicz i in. 2010]. Jest to<br />
poziom, który zgodnie z definicją, w warunkach naturalnych, odpowiadałby hiperakumulacji<br />
tego metalu [Reeves 2006, Baker i Brooks 1989]. Równocześnie, autorzy projektu wykazali<br />
bardzo znaczący i wciąż jeszcze niewysycony poziom biosorpcji Cr(III) przez pędy rośliny.<br />
Osiągnął on wartość ok. 30 000 mg/kg suchej masy [Augustynowicz i in. 2011].<br />
2. CEL BADAŃ<br />
Prezentowane badania miały na celu znalezienie korelacji pomiędzy stanem fizjologicznym<br />
Callitriche cophocarpa, jej zdolnością do fitoremediacji Cr(VI) a porą roku. Wnioski<br />
z badań będą mogły stanowić wskazówkę dotyczącą odpowiedniego doboru materiału roślinnego<br />
przy jego eksploatacji w biotechnologii zanieczyszczonych wód.<br />
3. MATERIAŁ I METODY<br />
3.1. Materiał do badań i inkubacja w roztworach Cr(VI)<br />
Callitriche pobierano wiosną 2010 i 2011 r. oraz latem i jesienią 2011 r. z rzeki Dłubni –<br />
Małopolska: 50º16’N/19º56’E. Rośliny dokładnie oczyszczano i wielokrotnie płukano wodą<br />
wodociągową, a na koniec – destylowaną. Roztwór do inkubacji stanowiła niezanieczyszczona<br />
woda rzeczna, pobrana z naturalnego stanowiska rośliny. Każdorazowo woda była filtrowana<br />
(filtry Supelco o średnicy porów 0,2 µm) w celu zahamowania wzrostu mikroorganizmów<br />
i glonów. Skład wody został określony dzięki uprzejmości W. Knapa, w akredytowanym<br />
Laboratorium Hydrogeochemicznym AGH w Krakowie. Do oznaczeń wykorzystano spektrometr<br />
atomowy z detektorem masowym ICP-MS (ELAN 6100, Perkin Elmer) oraz metody miareczkowe.<br />
Przeciętna zawartość poszczególnych jonów [mg l -1 ] wynosiła: 10,1 Na + , 4,6 K + ,<br />
111,7 Ca 2+ , 13,7 Mg 2+ , 5·10 -3 Fe 2+ , 7·10 -3 Mn 2+ , 1,8·10 -2 Zn 2+ , 2·10 -3 Cu 2+ , 10 -3 Mo 6+ , 32,4 Cl - ,<br />
2- 2- 2- 3- 3-<br />
32,9 SO 4<br />
, 344,0 HCO 3<br />
, 8,2 NO 3<br />
, 0,06 PO 4<br />
, 0,20 BO 3<br />
. Zawartość metali ciężkich takich<br />
jak Pb, Hg, Cd i Cr nie przekraczała 1 μg l -1 . Przewodnictwo elektryczne wody wynosiło 0,63<br />
mS cm -1 , pH = 7,80 a Eh = 256 mV. Roztwory z Cr(VI) przygotowywano przez rozpuszczenie<br />
w wodzie soli K 2<br />
Cr 2<br />
O 7<br />
(POCh), aby uzyskać 1 mM (52 mg l -1 ) lub 2 mM (104 mg l -1 ) stężenie<br />
pierwiastka, odpowiednio do testów metabolicznych oraz akumulacyjnych. pH wody obniżało<br />
się wskutek dodania Cr(VI) i wynosiło ok. 7,1 lub 6,6, odpowiednio dla roztworu 1 i 2 mM.<br />
63
Joanna Augustynowicz i in.<br />
1,5 g roślin inkubowano w 150 ml roztworu przez 5 dni w fitotronie, w warunkach zbliżonych<br />
do naturalnych: 16 godz. światła 35 µmol fotonów na m -2 s -1 (LF 36W/54, Piła) na 8<br />
godz. ciemności, 25ºC.<br />
3.2. Analiza zawartości Cr<br />
Stężenie Cr oznaczano dzięki metodzie emisyjnej spektrometrii atomowej ze wzbudzeniem<br />
plazmowym (ICP-OES; Perkin Elmer Optima 7300 DV lub Prodigy Teledyne Leeman<br />
Labs) względem wzorców (Merck). Po inkubacji rośliny dokładnie płukano w wodzie destylowanej,<br />
suszono przez 24 godz. w 105ºC, a następnie mineralizowano poprzez łagodne<br />
ogrzewanie w 65-procentowym HNO 3<br />
. Zawartość Cr(VI) w roztworach oznaczano różnicowo<br />
po wytrąceniu i odsączeniu Cr(III) zgodnie z normą PN-77/C-04604/08.<br />
3.3. Pomiary fluorescencji chlorofilu<br />
Fluorescencja chlorofilu rejestrowana była dzięki wykorzystaniu spektrofluorymetru<br />
Handy-PEA (Hansatech) w oparciu o standardową procedurę aparatu. Przed pomiarem liście<br />
adaptowano w ciemności przez 0,5 godz. Fluorescencję indukowano światłem czerwonym:<br />
λ max<br />
=650nm, 1500 μmol fotonów na m -2 s -1 . Następnie wyznaczano parametr Fv/Fm<br />
(Fv – fluorescencja zmienna, Fm – fluorescencja maksymalna), czyli maksymalną fotochemiczną<br />
wydajność fotosystemu II.<br />
3.4. Oznaczanie związków fenolowych<br />
Związki fenolowe analizowano metodą spektrometrii UV-Vis oraz wysokosprawnej<br />
chromatografii cieczowej (HPLC). 0,1 g tkanki mrożono w ciekłym azocie, a następnie<br />
homogenizowano w 80-procentowym metanolu (POCh) w wodzie przez ok. 5 minut.<br />
Uzyskane w ten sposób homogenaty wirowano (5 min, 4800 g), a supernatant zbierano.<br />
Do osadu dodawano roztworu metanolu (jw.), wytrząsano i powtórnie wirowano. W sumie<br />
procedurę powtarzano 3-krotnie. Ostatecznie, nadsącz uzupełniano do 10 lub 20<br />
ml roztworem metanolu (j/w). Analizę HPLC przeprowadzono na chromatografie Shimadzu<br />
LC-10AS, wyposażonym w detektor SPD-10AV (λ=265 i 325 nm), zgodnie z protokołem<br />
opisanym przez Świderskiego i in. (2004). Wykorzystano kolumnę LiChrospher 125<br />
mm RP18 (5 µm) oraz gradient woda-metanol (10–100%), z dodatkiem H 3<br />
PO 4<br />
. Prędkość<br />
fazy rozpuszczonej wynosiła 1,6 ml min -1 , a objętość próbki – 20 μl. Analizę spektrofotometryczną<br />
(spektrometr Hitachi UV-Vis U-2900) przeprowadzono metodą opisaną przez<br />
Fukumoto i Mazza [2000]. Zawartość fenoli była obliczona na podstawie pomiarów absorbancji<br />
przy 280, 320, 360 i 520 nm. Do określenia poszczególnych klas fenoli wykorzystano<br />
wzorce: kwasu chlorogenowego i kawowego (fenylopropanoidy), cyjanidyny (an-<br />
64
Bioremediacja metali w kontekście stanu fizjologicznego roślin<br />
tocyjany), rutynozydu kwercetyny (glikozydy flawonoidów) oraz kwercetyny i kemferolu<br />
(wolne flawonoidy) (Sigma).<br />
4. WYNIKI I ICH DYSKUSJA<br />
Wszystkie przedstawione wyniki zostały poddane analizie statystycznej z wykorzystaniem<br />
modułu ANOVA oraz NIR-Fishera, przy założonym poziomie istotności α = 0,05.<br />
Akumulacja Cr przez pędy Callitriche inkubowane w roztworze Cr(VI) różniła się istotnie<br />
w zależności od pory roku, w której wykonywano testy. Najwyższą zawartość metalu<br />
w tkankach wykazano dla obiektów pochodzących z lata. Zawartość ta dochodziła do<br />
9450 mg·kg -1 suchej masy i ponad 3-krotnie lub mniej więcej 1,5-krotnie przewyższała poziom<br />
akumulacji Cr przez rośliny testowane, odpowiednio, jesienią lub wiosną (rys. 1). Po 5<br />
dniach inkubacji roślin z Cr określano w roztworze zawartość jonów trójwartościowych, powstających<br />
w wyniku redukcji: Cr(VI) – Cr(III). Jako kontrola służyły roztwory o takim samym<br />
wyjściowym stężeniu jonów Cr(VI), bez roślin. Wytłumaczeniem obecności Cr(III) w roztworze<br />
kontrolnym jest wpływ naturalnie występujących w wodzie rzecznej reduktorów, takich<br />
jak np. Fe 2+ . Procentowa zawartość Cr(III) w stosunku do całkowitej zawartości Cr w roztworze,<br />
po 5 dniach inkubacji, wynosiła 18,1 lub 18,2, odpowiednio: w roztworze kontrolnym<br />
i zawierającym rośliny.<br />
akumulacja Cr [mg/10 g s.m.] oraz Fv/Fm [%]<br />
100<br />
90<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
b<br />
B<br />
c<br />
wiosna lato jesień<br />
A<br />
akumulacja<br />
Fv/Fm<br />
a<br />
C<br />
Rys. 1. Akumulacja chromu, mg/10 g s.m., w pędach Callitriche cophocarpa oraz ich aktywność fotosyntetyczna<br />
Rys. 1. Akumulacja mierzona chromu jako fotochemiczna [mg/10 g s.m.] wydajność w pędach fotosystemu Callitriche cophocarpa II (Fv/Fm) po oraz 5 dniach ich aktywność<br />
inkubacji fotosyntetyczna w roztworze mierzona Cr(VI). jako Fv/Fm fotochemiczna wyrażono względem wydajność kontroli fotosystemu (100% II = (F 0,8); v /F m<br />
n ) = po 4 5 lub dniach 8 inkubacji w<br />
roztworze Cr(VI). F v /F m wyrażono względem kontroli (100% = 0,8); n 4 lub 8<br />
Fig. 1. Chromium Fig. 1. Chromium accumulation accumulation [mg/10 g d.m.] [mg/10 by g shoots d.m.] by of Callitriche shoots of Callitriche cophocarpa cophocarpa and their photosynthetic<br />
activity activity measured measured a photochemical as a photochemical efficiency efficiency of photosystem of photosystem II (F v /F m II ) after (Fv/Fm) 5-day after incubation in the<br />
and their photosynt<br />
5-day<br />
solution<br />
incubation<br />
of Cr(VI).<br />
in the<br />
F<br />
solution v /F m as %<br />
of<br />
of<br />
Cr(VI).<br />
control<br />
Fv/Fm<br />
(100%<br />
as<br />
=<br />
%<br />
0,8);<br />
of control<br />
n = 4 lub<br />
(100%<br />
8<br />
= 0,8); n = 4 lub 8<br />
65
Joanna Augustynowicz i in.<br />
Wyniki przeprowadzonych testów wskazują na to, że fitostabilizacja polegająca na redukowaniu<br />
Cr(VI) do Cr(III) poza organizmem rośliny i dalszym jego wytrącaniu z roztworu<br />
nie jest strategią fitoremediacyjną dla badanego gatunku; jakkolwiek, co wykazano we<br />
wcześniejszych pracach [Augustynowicz i in. 2009], roślina ta ma zdolność do redukcji jonów<br />
Cr(VI) zachodzącą w obrębie tkanek.<br />
Badania aktywności fotochemicznej PSII, oparte na pomiarze parametru Fv/Fm, pozwoliły<br />
na stwierdzenie znaczących różnic we wrażliwości fotosystemu II, a co za tym idzie<br />
– świetlnej fazy fotosyntezy, na stres wywołany obecnością Cr u roślin pochodzących z różnych<br />
pór roku. W badaniach wykorzystano metodę pomiaru fluorescencji chlorofilu a, znajdującej<br />
szerokie zastosowanie w nieinwazyjnym monitorowaniu stanu fizjologicznego roślin<br />
poddanych wpływowi różnorodnych stresów abiotycznych [Kalaji i Łoboda 2010].<br />
Największe zaburzenia w pierwotnych reakcjach fotosyntezy stwierdzono u roślin kolekcjonowanych<br />
latem – wartość Fv/Fm spadała tu do poziomu ok. 0,312, co odpowiada<br />
ok. 39% względem kontroli (Fv/Fm dla kontroli @ 0,8). Najwyższą fotochemiczną odporność<br />
PSII wykazano dla prób jesiennych, gdzie wartość parametru Fv/Fm spadała jedynie<br />
o 0,050, czyli o 6% w stosunku do kontroli. Rośliny wiosenne wykazywały pośrednią podatność<br />
zaburzeń jasnej fazy fotosyntezy na stres wywołany jonami chromu (rys. 1). Wykazano<br />
również wyraźną ujemną korelację (r = -0,97) pomiędzy aktywnością aparatu fotosyntetycznego<br />
a poziomami akumulacji Cr przez badany gatunek. Najwyższą zawartość metalu<br />
w tkankach roślin zmierzono dla obiektów letnich, które jednocześnie cechowały się najniższymi<br />
wartościami fotochemicznej wydajności fotosystemu II.<br />
Wpływ metali ciężkich na jakość aparatu fotosyntetycznego, w tym roślin wodnych,<br />
jest w literaturze szeroko udokumentowany [Baumann i in. 2009, Lage-Pinto i in. 2008].<br />
Oddziaływania metali opisywane są na wielu poziomach organizacji i metabolizmu komórki.<br />
Na poziomie molekularnym ich obecność może zaburzać świetlną fazę fotosyntezy poprzez<br />
wpływ na m.in.: enzymatyczne szlaki syntezy barwników fotosyntetycznych, strukturę<br />
i funkcję fotosystemów, w tym kompleksu uwalniającego tlen (OEC) oraz, bezpośrednio,<br />
transport elektronów [praca przeglądowa Myśliwa-Kurdziel i in. 2004]. Najwyższa podatność<br />
PSII na stres wywołany obecnością Cr(VI) u roślin rosnących latem jest związana<br />
prawdopodobnie z ich najwyższą aktywnością metaboliczną. Jak wykazano, pędy rosnące<br />
latem są również w stanie zakumulować najwięcej metalu. Z kolei, wysoka odporność<br />
świetlnej fazy fotosyntezy na obecność Cr(VI) może wynikać ze spowolnienia metabolizmu<br />
rośliny, gdyż jednocześnie rośliny testowane jesienią akumulują go najmniej. Mechanizm<br />
akumulacji Cr(VI), który w systemach wodnych występuje jedynie w postaci anionów, wymaga<br />
nakładów energii i pozostaje w ujemnej korelacji z transportem anionów siarczanowych<br />
[Appe<strong>nr</strong>oth i in 2008, Kaszycki i in. 2005]. To właśnie uzależnienie transportu Cr(VI) od<br />
aktywności metabolicznej roślin może być wytłumaczeniem badanego zjawiska.<br />
Kolejnym etapem pracy była analiza zawartości związków fenolowych. Fenole znane<br />
są ze swoich antyutleniających własności i zdolności do zmiatania wolnych rodników, tym<br />
66
Bioremediacja metali w kontekście stanu fizjologicznego roślin<br />
samym przeciwdziałają skutkom stresu wywołanego metalami ciężkimi [Lavid i in. 2001a].<br />
Dodatkowo, mogą również brać udział w akumulacji metali poprzez ich koordynacyjne wiązanie<br />
[Lavid i in. 2001b]. Analiza związków fenolowych wykazała, iż najwyższa zawartość<br />
w odniesieniu do ich sumy (rys. 2) oraz niezależnie każdej z klas: fenylopropanoidów, flawonoli<br />
i antocyjanów (dane nieprezentowane) występuje w roślinach kolekcjonowanych latem.<br />
Jednocześnie, w okresie lata, w roślinach poddanych działaniu Cr(VI) nie obserwowano<br />
podwyższenia ich zawartości (rys. 2). W przeciwieństwie do prób letnich, rośliny zebrane jesienią,<br />
w odpowiedzi na wpływ Cr(VI), reagowały znaczącym podwyższeniem sumy zawartości<br />
fenoli. Jakkolwiek, bezwzględna zawartość fenoli w próbach kontrolnych była w tym<br />
wypadku niższa niż w letnich. Dokładne analizy chromatograficzne wykazały, iż w opisanych<br />
wyżej próbach, obecność Cr(VI) indukowała głównie powstawanie fenoli z klasy flawonoidów,<br />
w tym zarówno wolnych, jak i ich glikozydów (rys. 3).<br />
500<br />
450<br />
c<br />
c<br />
kontrola<br />
Cr(VI)<br />
suma fenoli [mg/100 g św.m.]<br />
400<br />
350<br />
300<br />
250<br />
200<br />
150<br />
100<br />
ab<br />
a<br />
b<br />
c<br />
50<br />
0<br />
wiosna lato jesień<br />
Rys. 2. Całkowita Rys. zawartość 2. Całkowita związków zawartość fenolowych związków fenolowych w pędach Callitriche w pędach Callitriche cophocarpa, cophocarpa mg/100 [mg/100 g g św.m.];<br />
św.m.; n<br />
lub<br />
= 4<br />
6<br />
lub 6<br />
Fig. 2. Total amount of phenolic compounds in shoots of Callitriche cophocarpa [mg/100 g f.m.]; n = 4 l<br />
Fig. 2. Total amount of phenolic compounds in shoots of Callitriche cophocarpa, mg/100 g f.m.;<br />
n = 4 lub 6<br />
Wyniki prezentowanych badań nie są jednoznaczne w interpretacji. Działanie Cr(VI)<br />
na rośliny, ze względu na jego niezwykle silne własności utleniające, skutkuje powstaniem<br />
reaktywnych form tlenu (ROS) prowadzących do peroksydacji lipidów błonowych [Dhir i in.<br />
2009, Shanker i in. 2005]. Fenole, jak już wspomniano, wykazują zdolność do neutralizacji<br />
ROS, jak również do koordynacyjnego wiązania kationów metali. W przeprowadzonych doświadczeniach<br />
mogłyby to być kationy Cr(III), których tworzenie w tkankach Callitriche, na<br />
skutek redukcji Cr(VI), zostało udokumentowane [Augustynowicz i in. 2009]. Można przypuszczać,<br />
iż badane rośliny, w zależności od fazy rozwoju i aktywności metabolicznej, wy-<br />
67
Joanna Augustynowicz i in.<br />
korzystują inne mechanizmy w odpowiedzi na stres. W literaturze opisano różnice w zawartości<br />
związków fenolowych u roślin wodnych, wynikające ze zmian warunków środowiska<br />
zewnętrznego [Larue i in. 2010]. Fenole, a w szczególności flawonoidy, mogłyby pełnić<br />
ochronne funkcje w okresie obniżonej aktywności metabolicznej – stymulacja indukowanej<br />
Cr(VI), syntezy fenoli u roślin kolekcjonowanych jesienią była skorelowana z wysoką odpornością<br />
aparatu fotosyntetycznego. Aby jednoznacznie wyjaśnić udział fenoli w odpowiedzi<br />
badanego gatunku na stres wywołany jonami Cr(VI), konieczne są dalsze badania.<br />
Rys. 3. Przykładowe chromatogramy (HPLC) z maksimami odpowiadającymi glikozydom flawo-<br />
Rys.3. Przykładowe noidów (czas chromatogramy retencji 20–25 min) (HPLC) oraz wolnym z maksimami flawonoidom odpowiadającymi (czas retencji 25–30 glikozydom min) indukowanymi<br />
min) oraz obecnością wolnym Cr(VI) flawonoidom u roślin zebranych (czas retencji jesienią 25–30 min) indukowanymi obecności<br />
flawonoi<br />
retencji 20–25<br />
roślin Fig. zebranych 3. The example jesienią chromatographs (HPLC) with maxima reflecting flavonoid glycosides (retention<br />
example time chromatographs 20–25 min) and free (HPLC) flavonoids with (retention maxima time reflecting 25–30 min) flavonoid induced by glycosides Cr(VI) (retentio<br />
Fig.3. The<br />
25 min) and free flavonoids (retention time 25–30 min) induced by Cr(VI) in plants collected in aut<br />
in plants collected in autumn<br />
68
Bioremediacja metali w kontekście stanu fizjologicznego roślin<br />
Praca była częściowo finansowana z indywidualnego stypendium J. Augustynowicz,<br />
udzielonego przez Rektora UR w Krakowie, z Własnego Funduszu Stypendialnego<br />
dla Pracowników Uniwersytetu Rolniczego im. Hugona Kołłątaja w Krakowie.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
APPENROTH K.J., LUTHER A., JETSCHKE G., GABRYŚ H. 2008. Modification of chromate<br />
toxicity by sulphate in duckweeds (Lemnaceae). Aquat. Toxicol. 89, 167–171.<br />
AUGUSTYNOWICZ J., GROSICKI M., HANUS-FAJERSKA E., LEKKA M., WALOSZEK<br />
A., KOŁOCZEK H. 2010. Chromium(VI) bioremediation by aquatic macrophyte Callitriche<br />
cophocarpa Sendtn. Chemosphere (79): 1077–1083.<br />
AUGUSTYNOWICZ J., KOSTECKA-GUGAŁA A., KOŁOCZEK H. 2009. Analiza kinetyki<br />
redukcji Cr(VI) przez wodne gatunki fitoremediatorów. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong> (41): 210–219.<br />
AUGUSTYNOWICZ J., KYZIOŁ-KOMOSIŃSKA J., SMOLEŃ S., WALOSZEK A. 2011.<br />
Binding capacity of chromium ions to Callitriche cophocarpa (water starwort). Water<br />
Res. (przedstawiono do druku).<br />
BAKER A., BROOKS R. 1989. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements<br />
– a review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biorecovery (1): 81–126.<br />
BAUAMNN H.A., MORRISON L., STENGEL D.B. 2009. Metal accumulation and toxicity<br />
measured by PAM-Chlorophyll fluorescence in seven species of marine macroalgae.<br />
Ecotoxicol. and Environ. Safety (72): 1063–1075.<br />
DHIR B., SHARMILA P., SARADHI P.P., NASIM S.A. 2009. Physiological and antioxidant<br />
responses of Salvinia natans exposed to chromium-rich wastewater. Ecotoxicol. and<br />
Environ. Safety (72): 1790–1797.<br />
DHOTE S., DIXIT S. 2009. Water quality improvement trough macrophytes – a review. Environ.<br />
Monit. Assess (152): 1<strong>49</strong>–153.<br />
FUKUMOTO L.R., MAZZA G. 2000. Assesing antioxidant and prooxidant activities of phenolic<br />
compounds. J. Agric. Food Chem. (48): 3597–3604.<br />
KABATA-PENDIAS A., MUKHERJEE A.B. 2007. Trace Elements from Soil to Human.<br />
Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia Pierwiastków Śladowych. PWN,<br />
Warszawa.<br />
KALAJI M.H., ŁOBODA T. 2010. Fluorescencja chlorofilu w badaniach stanu fizjologicznego<br />
roślin. Wydawnictwo SGGW, Warszawa.<br />
KASZYCKI P., GABRYŚ H., APPENROTH K., JAGLARZ A., SĘDZIWY S., WALCZAK T., KO-<br />
ŁOCZEK H. 2005. Exogenously applied sulphate as a tool to investigate transport and reduction<br />
of chromate in the duckweed Spirodela polyrhiza. Plant, Cell and Environ. (28): 260–268.<br />
69
Joanna Augustynowicz i in.<br />
KOTAŚ J., STASICKA Z. 2000. Chromium occurrence in the environment and methods of<br />
its speciation. Environ. Poll. (107): 263–283.<br />
LAGE-PINTO F., OLIVEIRA J.G., DA CUNHA M., SOUZA C.M.M., REZENDE C.E., AZE-<br />
VEDO R.A., VITÓRIA A.P. 2008. Chlorophyll a fluorescence and ultrastructural changes<br />
in chloroplast of water hyacinth as indicators of environmental stress. Environ. and<br />
Exp. Bot. (64): 307–313.<br />
LAVID N., SCHWARTZ A., LEWINSOHN E., TEL-OR E. 2001a. Phenols and phenol oxidases<br />
are involved in cadmium accumulation in the water plants Nymphoides peltata<br />
(Menyanthaceae) and Nymphaeae (Nymphaeaceae). Planta (214): 189–195.<br />
LAVID N., SCHWARTZ A., YARDEN O., TEL-OR E. 2001b. The involvement of plyphenols<br />
and peroxidase activities in heavy-metal accumulation by epidermal glands of the waterlily<br />
(Nymphaeaceae). Planta (212): 323–331.<br />
LARUE C., KORBOULEWSKY N., WANG R., MÉVY J.P. 2010. Depollution potential of<br />
three macrophytes: Exudated, wall-bound and intracellular peroxidase activities plus<br />
intracellular phenol concentrations. Bioresource Technology (101): 7951–7957.<br />
MYŚLIWA-KURDZIEL B., PRASAD M.N.V., STRZAŁKA K. 2004. Photosynthesis in heavy<br />
metal stressed plants. [in:] Heavy Metal Stress in Plants: from Biomolecules to Ecosystems,<br />
wyd. II. Springer Berlin Heidelberg: 146–181.<br />
PN-77/C-04604/08: Badania zawartości chromu. Oznaczanie chromu sześciowartościowego<br />
(Cr 6+ ) i trójwartościowego (Cr 3+ ).<br />
REEVES R.D. 2006. Hyperaccumulation of trace elements by plants. [in:] Phytoremediation<br />
of metal-contaminated soils. Springer-Verlag: 25–52.<br />
SHANKER A.K., CERVANTES C., LOZA-TAVERA H., AVUDAINAYAGAM S. 2005. Chromium<br />
toxicity in plants. Environ. Int. (31): 739–753.<br />
ŚWIDERSKI A., MURAS P., KOŁOCZEK H. 2004. Flavonoid composition in frost-resistant<br />
Rhododendron cultivars grown in Poland. Sci Hort. (100): 139–151.<br />
70
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Ewa Hanus-Fajerska*, Krystyna Ciarkowska**, Iga Karczewska*,<br />
Iwona Kowalska***<br />
LOCAL FLORA REPRESENTATIVES OF AREAS HIGHLY POLLUTED<br />
WITH HEAVY METALS AS A SUITABLE PLANT MATERIAL FOR<br />
NATURALISTIC GARDENS OF THAT REGION<br />
OGRODY NATURALISTYCZNE Z WYKORZYSTANIEM<br />
PRZEDSTAWICIELI LOKALNEJ FLORY JAKO TWORZYWA<br />
ROŚLINNEGO W ZAGOSPODAROWANIU PODŁOŻY<br />
ZANIECZYSZCZONYCH METALAMI CIĘŻKIMI<br />
Key words: plant assortment, calamine flora, industrial land, green areas.<br />
Słowa kluczowe: dobór roślin, flora galmanowa, teren przemysłowy, tereny zieleni.<br />
Celem pracy było opracowanie podstaw planowanego założenia naturalistycznego na podstawie<br />
charakterystyki podłoża i w nawiązaniu do podłoża sąsiednich obszarów, porośniętych<br />
lokalną roślinnością. Przystosowanie roślin do zanieczyszczeń metalicznych wynikało<br />
z podniesionego tła geochemicznego oraz z długowiecznej eksploatacji rud cynkowo-ołowiowych<br />
na tym terenie. Gleby badanych stanowisk miały uziarnienie piasków gliniastych<br />
lub glin piaszczystych i były średnio zasobne w węgiel organiczny. Stwierdzono przy tym<br />
dość szeroki zakres wartości stosunków C:N.<br />
Zawartości przyswajalnych form fosforu i potasu mieściły się w zakresie wartości niskich<br />
i średnich, z przewagą wartości niskich. Oznaczona zawartość cynku, ołowiu, kadmu<br />
i arsenu była w warstwie 0–20 cm większa niż w warstwie 20–40 cm, co wskazuje na<br />
* Dr inż. Ewa Hanus-Fajerska, mgr inż. Iga Karczewska – Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin,<br />
Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 listopada 54, 31-425 Kraków;<br />
e.hanus@ogr.ur.krakow.pl<br />
** Dr hab. Krystyna Ciarkowska – Katedra Gleboznawstwa i <strong>Ochrony</strong> Gleb, Wydział Rolniczo<br />
– Ekonomiczny, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 listopada 54, 31-425 Kraków;<br />
rokowals@ocyf-kr.edu.pl<br />
*** Dr hab. Iwona Kowalska – Katedra Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych,<br />
Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 listopada 54, 31-425 Kraków;<br />
rokowals@ocyf.kr-edu.pl<br />
71
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
wpływ emisji pyłów z zakładów metalurgicznych sąsiadujących z terenem poboru próbek<br />
glebowych.<br />
Ocenie walorów dekoracyjnych poddano gatunki roślin zielnych tworzących zbiorowiska<br />
na terenach otaczających park stanowiący obiekt prac projektowych. Wybrano gatunki<br />
przydatne do tworzenia zieleni urządzonej i zaproponowano tworzenie wyspecjalizowanych<br />
szkółek ogrodniczych zajmujących się mnożeniem gatunków lokalnej flory pod odpowiednim<br />
nadzorem.<br />
1. INTRODUCTION<br />
Amongst numerous elements of the nature flora is really of great importance, and simultaneously,<br />
in the present times of still growing ecological awareness of modern European<br />
societies, the strong connection of the garden with its natural environment is gaining<br />
more and more significance. During the course of garden art development, the real boom<br />
period of so-called landscape gardens, in which plantings were truly inspired with surrounding<br />
landscape, dates back to the 18th and 19th centuries. In implemented concepts<br />
of those days both native species, and that of the alien origin have often been exploited,<br />
provided they were well acclimatized to locally existing conditions [Harwood 2000; Major<br />
2007; Kerrigan 2009]. Nowadays exists plain tendency of making use in such projects exclusively<br />
of local species, belonging to the given area flora. In areas polluted with heavy<br />
metals designers of landscape, that is naturalistic gardens [Heatherington and Sargeant<br />
2005], can additionally enable fulfilling of remediation function by the properly planned<br />
plant material because gradual removing of metallic pollutants from the substrate, or immobilizing<br />
in the soil profile, takes place in the course of certain plant growth [Porębska and<br />
Ostrowska 1999; Lutts et al. 2004; Saier and Trevors 2010]. Additionally, greenery counteract<br />
air erosion, and in this manner contribute to air purifying. In such a case at design<br />
works should be used mainly tolerant species, and a number of accessible species straight<br />
requiring increased heavy metal content in the soil [Heumann 2002; Krzaklewski and Pietrzykowski<br />
2002; Olko et al. 2008; Kashem et al. 2010].<br />
In areas characterized by elevated content of heavy metals in the substratum, depending<br />
on its chemical composition, often the communities of calamine or serpentine flora are<br />
formed. In Poland, on the border of the Silesian and the Cracow – Częstochowa Upland,<br />
among communities characteristic for this region the stand of calamine flora is distinguished<br />
[Jędrzejczyk-Korycińska 2006; Grodzińska et al. 2010, Kapusta et al. 2010]. In the area of<br />
upraised level of zinc and lead in the soil to the combination of species belong Armeria maritima<br />
ssp. halleri, Biscutella laevigata, Cardaminopsis arenosa subsp. arenosa. In the community<br />
of this type populations of Dianthus cartusianorum and Silene vulgaris are also numerously<br />
represented. On sunny and warm stands grow several other taxa, which prefer<br />
dry, poor or moderate poor habitats, with alkaline or neutral reaction. Communities appear-<br />
72
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
ing there on reclaimed surfaces have also interesting, and diversified floristic composition.<br />
The number of similar European calamine flora stands located on areas rich in zinc and lead<br />
are found in England, Germany, Belgium and in The Netherlands. In some of them occur<br />
Viola calaminaria, Thlaspi caerulescens, Minuartia verna, and some other interesting species.<br />
At present the part of objects is being protected [Ernst 1974; Jędrzejczyk et al. 2002].<br />
The objective of the paper was to draw up basis for the intended project of naturalistic<br />
garden planned to be created in locally existing park. Specific aims for this undertaking<br />
constituted detailed characteristics of considered park bedrock in reference to the bedrock<br />
of adjacent areas covered with local flora. Numerous herbaceous plant species well adapted<br />
to the climatic conditions prevailing there, and at the same time demonstrating decorative<br />
advantages, were selected to examination. Adaptation of plant material to metallic<br />
pollutants resulted from the elevated geochemical background of ore-bearing areas, and<br />
from activity of the man resulting from long-lived exploitation of ores of zinc and lead in this<br />
region. The usefulness of individual species to the application in some kind of green areas<br />
were carefully considered.<br />
2. MATERIAL AND METHODS<br />
2.1. Area description<br />
The studied area located on the border of the Silesia and Krakow-Czestochowa Uplands,<br />
in the southern-east part of Poland, covers about 5 hectares (N–50º17’ E–19º29’).<br />
Medium annual temperature is equal to 7.1 ºC, and an annual sum of rainfalls amounts to<br />
832 mm. The highest sums of rain occur during summer months (May – August) and the<br />
lowest have been noted at the beginning of autumn (September – October) and in winter<br />
(February). Western winds predominate (SW – NW), with a medium speed 3.0 m·s -1 [Kuzio<br />
et al. 2005]. The area is in a range of the influence of zinc and lead ores mining, and metallurgical<br />
plants associated with their processing. Mining metallurgical plants in years 50.–<br />
70. of the last century transmitted annually to the atmosphere over 2 Gt of dusts, of which<br />
zinc, lead and cadmium constituted nearly half of the mass. Modernization works conducted<br />
in later years, and closing the lead plant, importantly reduced emission into the atmosphere<br />
of metallic dusts, nevertheless the environment pollution in this area is still strong<br />
[Liszka i Świc 2004]. Four plots were selected, two on area of former mining jobs (plot H<br />
and plot W), and two other on area in which mining works were not conducted (plot M and<br />
plot P). A bedrock of the plot H, located on above a 100-year old mine waste dump, and of<br />
the plot W, situated on the area of small hills built at digging pit shaft from the manual period<br />
of extracting ores in the 13th century (so-called „warpie”) is Triassic dolomitic calcareous<br />
waste rock with wastes of ores of metals, covered with Pleistocene sand from which Rendzic<br />
Leptosols [WRB 2007] were derived. Next research sites constitute areas: of currently<br />
73
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
not utilized meadow (plot M) and of park (plot P), of which soil belonging to Haplic Cambisols<br />
[IVS Working Group… 2007] were formed of Pleistocene sand. From each research<br />
area soil samples were taken from five places in order to receive averaged sample representative<br />
for the given site. In park two research positions were allocated (P1 and P2), differing<br />
in the solar exposure and the humidity, from each of them 5 individual samples were<br />
taken. Samples were taken from two depths 0 – 20 cm and 20 – 40 cm.<br />
2.2. Analyses of selected physical-chemical properties of soils of areas of<br />
examinations<br />
In air dried disturbed, sifted through a sieve with 2 mm mesh soil samples following<br />
analyses were performed: soil texture by densimetric-sieve method, pH in H 2<br />
O and 0.01<br />
mol·dm -3 CaCl 2<br />
was measured potentiometrically, the content of available forms of potassium,<br />
and phosphorous by Egner-Riehm’s method and magnesium by Schachtschabel’s<br />
metod [Lityński et al. 1976], electrical conductivity (EC) by conductometric analysis and the<br />
level of total nitrogen, total and inorganic carbon with the use of TOC-TN 1200 Thermo Euroglas<br />
apparatus. The level of organic carbon was calculated as a difference between total<br />
and inorganic carbon. The analyses of the total content of Zn, Pb, Cd, Fe and As were performed,<br />
after digestion of samples in the mixture of nitric and perchloric concentrated acids<br />
in ratio 2:1 [Ostrowska et al. 1991] and soluble forms of these metals according to Houba<br />
et al. [1994] recommendations using for their extraction a solution of 0,01 mol·dm -3 CaCl 2<br />
acidified to pH=1,0. The analyses of the elements were performed in solutions with the use<br />
of an atomic emission spectrophotometer with inductively coupled argon plasma ICP-AES<br />
JY 238 ULTRACE using ICP multi-element standard solution IV (Merck). The accuracy of<br />
the analytical methods was verified with the reference to the certified reference material<br />
GSS-8 (GBW 07408 – State Bureau of Metrology, Beijing, China). All determinations were<br />
carried in 3 replicates and their results adjusted to air dried soil mass.<br />
Statistical analysis of results was carried out with the method of ANOVA variation analysis.<br />
To estimate significance of differences between mean values homogenous groups<br />
were appointed using the test a posteriori of Fisher.<br />
2.3. Estimation of decorative values of plant species and their usefulness to<br />
naturalistic gardens<br />
Material for examinations constituted specimens from plant populations belonging to<br />
diversified plant communities which represented calamine flora (plot H), meadow community<br />
vegetated with unsown wild-plant species (plot M), and partly afforested area overgrown<br />
with herbaceous plant species preferring shady and rather moist stands – „warpie”<br />
(plot W). The selection of plant species was performed based on floristic and on pheno-<br />
74
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
logical observations. A special attention was paid to the duration of the vegetative development,<br />
the beginning, the height, and the end of blooming. Biometrical measurements were<br />
conducted in the course of blooming. Ornamental value of species from plant communities<br />
in zone surrounding the park constituting the future object of design works were evaluated.<br />
Nomenclature of vascular plants was applied according to recommendations considered in<br />
the Critical List of Vascular Plants of Poland [Mirek et al. 2002].<br />
3. RESULTS AND DISCUSSION<br />
Dolomitic calcareous bedrock and fragments of rock appearing in the profile of the<br />
soils were a cause of the neutral or alkaline reaction in both examined soil layers. Soil<br />
formed in areas, on which mining activity was conducted (H and W plots) had strong loamy<br />
sands or sandy loams textures with the content of the skeleton not exceeding 10% in both<br />
examined layers. Soils of the meadow (M) and of park (P1 and P2) on account of the lack<br />
of dolomitic calcareous waste rock fragments in the profile were characterised by a little bit<br />
lighter texture (poor loamy sand) and a lack of the skeleton in both examined layers (Tab.<br />
1). The electrical conductivity ranged within the limits of 0.03 – 0.07 mS·cm -1 what testified<br />
the lack of salinity of studied soils. Soils of examined plots were medium rich in organic<br />
carbon. The content of discussed element was a little bit higher in soils of the old dump<br />
(H) and „warpie” (W), that is in soils with heavier texture, appropriately 25.7 and 29.4 g·kg<br />
-1<br />
in the layer of 0 – 20 cm, than in the soils of the meadow (M) and of both park stands (P1<br />
and P2) (Tab. 1). Relatively small contents of nitrogen were a distinctive feature of soils of<br />
discussed sites, when the largest content was indicated in surface horizon of the meadow<br />
soil which amounted to 1.72 g·kg -1 . There were not stated statistically significant differences<br />
in the content of this element in surface horizons of soils of the old dump (plot H) and<br />
„warpie” (plot W), (appropriately 1.61 and 1.65 g·kg -1 ) and of soils of both sites of the park.<br />
Quite wide values of C:N ratios indicate some hampering of the organic matter humification<br />
processes.<br />
Contents of available forms of phosphorus and potassium, according to Fertilizer Recommendations<br />
worked out by [Materials for drawing… 1989, 1990] workers, were located<br />
in low and medium values, with the majority of low. The layer of 0 – 20 cm as a rule contained<br />
higher amounts of these elements (87.6 – 124.1 mg P 2<br />
O 5<br />
kg -1 and 64.2 – 145.0<br />
mg K 2<br />
O·kg -1 ) than the layer of 20 – 40 cm (50.5 – 79.0 mg P 2<br />
O 5<br />
kg -1 and 50.8 – 89.7 mg<br />
K 2<br />
O·kg -1 ). In terms of the content of phosphorus homogeneous groups were distinguished<br />
within surface horizons of sites located on „warpie” and meadow and on both sites in the<br />
park. Soils of the sites located in the park were also characterized by a lack of statistically<br />
significant differences in terms of the content of available potassium in horizons 0 –<br />
20 cm (Tab. 1). The content of available magnesium in the examined soil was very low in<br />
both tested horizons [Materials for drawing… 1989, 1990]. The soil of the old dump and<br />
75
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
Table 1. Selected physicochemical properties of soils of studied sites<br />
Tabela 1. Wybrane fizykochemiczne właściwości gleb pochodzących z badanych stanowisk<br />
Site<br />
Properties<br />
Old dump H „Warpie” W Meadow S Manor park P1 Manor park P2<br />
Depth, cm 2<br />
5<br />
2<br />
0–20 20–40 0–20 20–40 0–20 20–40 0–20 20–40 0–20 20–40<br />
pH H2O<br />
6,9 6,9 6,9 7,6 6,8 7,0 7,4 7,7 6,9 6,9<br />
EC, mS/cm 0,07 0,07 0,03 0,03 0,05 0,05 0,07 0,07 0,07 0,07<br />
%fraction<br />
< 0,02 mm<br />
16 16 22 23 11 11 13 15 13 12<br />
Org. C,g·kg –1 25,7 g *±1,2 18,7 d ±0,6 29,4 h ±1,0 14,1 b ±0,9 23,4 f ±1,3 16,4 c ±1,4 21,2 e ±0,6 11,7 a ±0,6 18,2 d ±0,6 16,3 c ±0,6<br />
Tot. N g·kg –1 1,61 e ±0,03 1,40 cd ±0,01 1,65 e ±0,06 1,10 a ±0,03 1,72 f ±0,22 1,29 c ±0,29 1,48 d ±0,07 1,13 ab ±0,03 1,32 cd ±0,06 1,21 b ±0,05<br />
C/N 15,9 13,4 17,8 12,8 13,6 12,7 14,3 10,4 13,8 13,5<br />
P O mg·kg –1 87,6 c ±15,3 50,5 a ±10,4 124,1 f ±0,3 70,9 b ±1,9 113,4 ef ±0,8 73,3 b ±0,3 87,0 cd ±4,9 59,5 a ±4,0 97,1 d ±15,8 79,0 bc ±13,2<br />
K O mg·kg –1 80,9 d ±8,0 65,4 bc ±2,9 145,0 g ±4,6 89,7 e ±2,4 112,2 f ±5,8 61,7 b ±0,6 64,2 bc ±5,6 50,8 a ±1,8 65,8 c ±4,9 59,5 b ±3,0<br />
MgO mg·kg –1 46,8 d ±1,0 30,8 c ±0,2 <strong>49</strong>,6 g ±0,0 40,2 f ±0,7 46,9 d ±0,1 31,4 c ±0,6 37,6 e ±0,4 28,5 b ±1,3 31,5 c ±0,3 21,8 a ±1,2<br />
Zn tot mg·kg –1 7692,5±3,7 5858,7±2,6 9852,7±5,7 5362,0±2,7 7355,4±4,1 4425,8±4,0 3227,0±3,1 1926,4±2,0 2828,8±2,7 1110,2±1,9<br />
Zn sol. mg·kg –1 4305,9±3,7 3451,9±4,2 7835,0±2,5 3240,2±2,7 3040,2±1,8 1670,7±3,7 1313,7±4,7 835,9±1,7 1148,8±5,7 593,4±1,4<br />
Pb tot. mg·kg –1 2074,8±2,6 1726,1±1,9 4873,3±3,9 2548,3±3,8 2466,6±1,7 1694,7±1,4 1814,1±1,8 975,5±0,9 1640,6±2,4 791,6±0,4<br />
Pb sol. mg·kg –1 24,70±0,21 15,01±0,25 60,62±0,34 61,84±0,45 33,39±0,15 21,32±0,19 51,88±0,26 47,20±0,34 64,64±0,29 41,12±0,31<br />
Cd tot. mg·kg –1 48,0±0,21 26,91±0,34 44,66±0,57 40,64±0,56 56,51±0,45 27,52±0,12 26,51±0,23 17,52±0,43 22,59±0,12 18,41±0,24<br />
Cd sol. mg·kg –1 24,57±0,27 25,15±0,24 13,66±0,12 14,05±0,22 28,45±0,21 23,76±0,25 7,39±0,16 3,78±0,09 5,73±0,10 1,87±0,08<br />
Fe tot. mg·kg –1 41176±14 39301±11 27773±12 26642±10 6157,9±6,4 4671,6±4,7 8441,0±1,2 5467,8±2,1 8819,0±5,3 8729,0±2,8<br />
Fe sol. mg·kg –1 3,00±0,20 3,01±0,19 66,55±0,56 80,57±0,78 2,72±0,07 2,58±0,06 2,03±0,07 1,14±0,05 4,19±0,07 1,32±0,05<br />
As tot. mg·kg –1 120,6±0,2 153,2±1,2 99,63±0,35 101,4±0,4 36,83±0,3 39,19±0,28 23,<strong>49</strong>±0,45 15,63±0,19 25,19±0,25 11,61±0,1<br />
As sol. mg·kg –1 0,12±0,04 0,02±0,0 0,33±0,0 0,25±0,0 0,09±0,0 0,29±0,01 0,37±0,01 0,37±0,01 0,78±0,02 0,29±0,01<br />
Note: a-g*the same letters indicate lack of statistically significant differences between objects at the level = 0.05 (wartości oznaczone jednakowymi literami<br />
nie są zróżnicowane statystycznie dla p=0,05).<br />
76
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
meadow contained almost identical amounts of discussed element in both tested horizons<br />
(Tab. 1). Total content of zinc, lead, cadmium and arsenic in soils of the old mine dump and<br />
“warpie” (plots H and W) several times exceeded permissible values for mine and industrial<br />
lands determined in the Regulation of the Environment Minister on standards of the<br />
quality of the soil and standards qualities of the lands [Regulation... 2002]: 7-fold for zinc,<br />
for lead 4.5 – fold, for cadmium 2.5 – fold and for arsenic 1.5 – fold. Also contents of these<br />
metals indicated on plots, located in areas which weren’t used for mining i.e.: meadow (M)<br />
and of park (P1 and P2) were very high and exceeded much permissible values for the<br />
farmlands and wasteland determined in the aforementioned regulation: 10 – fold zinc, 15<br />
– fold lead and 7 – fold cadmium. The content of arsenic was in surface layers of 0 – 20<br />
cm about 1.5 – fold higher than the determined content in the Regulation, while layers of<br />
20 – 40 cm of soils of discussed areas were not polluted with the arsenic. The determined<br />
contents of zinc, lead, cadmium and arsenic have always been higher in layers of 0 – 20<br />
cm than in 20 – 40 cm, what points to the strong impact of emission of dusts from metallurgical<br />
plants neighbouring the area of the taking out soil samples, augmented by the increased<br />
geochemical background associated with natural appearing of deposits of ores<br />
containing these elements [Liszka and Świc 2004].<br />
In soils of discussed sites contents of soluble forms of these metals were also indicated<br />
applying a solution of 0,01 mol·dm -3 CaCl 2<br />
acidified to pH = 1. With this solution on<br />
average 51.2% of the total content of zinc was extracted, what exceeded the acceptable<br />
total content of this metal determined in the Regulation of the Environmental Minister for<br />
the soil of industrial lands [2002]. The content of lead extracted with CaCl 2<br />
solution was<br />
also a little bit higher than acceptable total content of this metal and amounted on average<br />
to the 3.6% of its total content. Content of the soluble form of cadmium, constituted 43.2%<br />
of its total content on average, and did not exceed the permissible value determined in the<br />
Regulation of the Environmental Minister quality of the and standards qualifes the lands<br />
for the soil of industrial lands [2002], but considerably exceeded permissible values for<br />
the soil of the farmlands and wasteland to which meadow and park soils belong. Contents<br />
of arsenic extracted with CaCl 2<br />
solution amounted on average to 1% of its total contents,<br />
and did not exceed acceptable contents in the above cited Regulation of the Environment<br />
Minister concerning the content of this element in the soil of the farmlands and of wastelands<br />
[2002].<br />
On examined plots H, M and W, which represented terrain surrounding area of the<br />
planned project works (P1 and P2) plant diverse communities were formed. The common<br />
feature of these communities was considerable participation of plant species associated<br />
with elevated level of heavy metals in bedrock. Table 2 displays species evaluated with respect<br />
of ornamental value, assembled considering the colour of flowers or infloresences.<br />
The obvious reason of such attitude was brought about by the fact, that it is exactly colour<br />
scheme obtained with plant material, which determine general appearance of the garden,<br />
77
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
Table 2. Herbaceous plants occurring in studied stands useful in designing<br />
Tabela 2. Rośliny zielne badanych stanowisk przydatne w pracach projektowych<br />
Colour of flowers/<br />
inflorescences<br />
White,<br />
creamy<br />
Yellow<br />
Red,<br />
rosecoloured<br />
violet, blue<br />
White,<br />
creamy<br />
Yellow<br />
Red,<br />
rosecoloured<br />
violet, blue<br />
White,<br />
creamy<br />
Yellow<br />
Red, rosecoloured<br />
violet, blue<br />
Waste dump – plot H<br />
species propagation application<br />
Carlina acaulis S R, N<br />
Gypsophila fastigiata S, V R, B, F<br />
Scabiosa ochroleuca S, cuttings R, F<br />
Silene nutans S, cuttings R, F<br />
Silene vulgaris S, cuttings R, B, F<br />
Allysum montanum S, cuttings R, B, F<br />
Anthylis vulneraria S, cuttings R, N<br />
Biscutella laevigata S, V R, B, F<br />
Carex caryophyllea S, V R, F, N<br />
Potentilla arenaria S, cuttings R, B, F<br />
Armeria maritima S, V R, B, F<br />
Dianthus cartusianorum S, V R, B, F<br />
Meadow – plot M<br />
Achillea millefolium S, V R, B, F<br />
Anhemis arvensis S F, plant pots<br />
F, plant pots,<br />
S, V<br />
Anthericum ramosum<br />
meadow with flowers<br />
Cardaminopsis arenosa S, V R, B, F<br />
Cerastium arvense S, V R, B, F<br />
Galium album S, V R, B, F<br />
Piminella saxifraga S, V F, N<br />
Melandrrium album S, V F, N<br />
Carex caryophyllea S, V R, F, N<br />
Carex hirta S, V R, F, N<br />
Chamaecytissus ratisbonensis<br />
S, V R, F, N<br />
Leontodon hispidus S, V R, F, N<br />
Ranunculus acris S, V R, F, N<br />
Viola tricolor S F, N<br />
Verbascum nigrum S, V R, F, N<br />
Armeria maritima S, V R, B, F<br />
Centaurea scabiosa S, V R, F, N<br />
Geranium sanguineum S, V F, B, N<br />
Thymus pulegioides S, V R, F, N<br />
Warpie – plot W<br />
Cardaminopsis arenosa S, V B, R, F, N<br />
Convararia majalis S, V F, N under trees<br />
Peucedanum orselinum S, V R, F, N<br />
Polygonatum odoratum S, V F, N under trees<br />
Cruciata glabra S, V F, N<br />
Reseda luteola S, V R, F, N<br />
Viola tricolor S F, N<br />
Thymus pulegioides S, V R, F, N<br />
Objaśnienia: S - seed sowing, V - vegetative propagation, R – rock garden, N - naturalistic groups, F –<br />
flowerbed, B - border flowers.<br />
78
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
and in consequence the psychology of persons staying inside the garden interior. Achileea<br />
millefolium, Anthericum ramosum, Cardaminopsis arenosa, Carlina acaulis, Cerastium arvense,<br />
Convallaria majalis, Galium album, Gypsophila fastigiata, Peucedanum orselinum,<br />
Polygonatum odoratum, Scabiosa ochroleuca, Silene nutans or Silene vulgaris belong to<br />
the species. with white or cream coloured flowers, which can constitute neutral background<br />
of the project: They can respectively grow in sunny, or in shady conditions, depending on<br />
particular species. In the range of species characterized by yellow, brown and green flowers,<br />
it is proposed application of the following: Alyssum montanum, Anthylis vulneraria, Biscutella<br />
laevigata, Carex caryophyllea, Carex hirta, Chamaecytisus ratisbonensis, Cruciata<br />
glabra, Helianthemum nummularrium, Leontodon hispidus, Potentilla arenaria, Ranunculus<br />
acris, Reseda luteola, Viola tricolor, Verbascum nigrum. Among the plant species for<br />
the sunny garden areas, and blooming in the shadows of pink red, purple and the like, which<br />
are useful to the naturalistic composition, should be enumerated: Armeria maritima, Campanula<br />
rotundifolia, Centaurea scabiosa, Dianthus cartusianorum, Gerangium sanguineum,<br />
Thymus pulegioides. Similar requirements of respective plant material is determined<br />
by comparable habitats in the area of projected garden. Local populations overgrown the<br />
substrates characterized by low trophy value, the similar level of organic matter content,<br />
and strongly elevated contents of heavy metals, especially zinc, lead and cadmium. The<br />
area of park is corresponding with this bedrock description. The usefulness of above mentioned<br />
plant species to green areas management on areas polluted with heavy metals on<br />
the border of Silesia and Cracow-Czestochowa Upland is supported by researches conducted<br />
by numerous teams at both population and cellular level [Wierzbicka and Panufnik<br />
1998; Jędrzejczyk et al. 2002; Wierzbicka et al. 2004; Olko et al. 2008; Grodzińska et al.<br />
2010]. It is also consistent with results obtained by research groups working in other territories<br />
of the Poland [Brej and Fabiszewski 2006; Franiel and Fiałkiewicz 2007], of Europe<br />
[Dahmani-Muller et al. 2000; Heumann 2002; Lutts 2004; Arnetoli et al. 2008; Mengoni et<br />
al. 2010], and in other regions of the world [Leteinturier et al. 1999; Ginocchio and Baker<br />
2004]. Therefore for each particular region plant assortment should be selected adequate<br />
for designed greenery. The accomplish the undertaken task, it is essential to choose properly<br />
a suitable plant material demonstrating determined texture, tincture and decorative<br />
qualities. It should be underlined, that in this manner we can contribute to the regional biodiversity<br />
protection, what is crucial to future remediation and restoration projects [Ginocchio<br />
and Baker 2004; Whiting et al. 2004; Batty 2005; Hanus-Fajerska et al. 2010].<br />
In order to enable the utilization of specimens belonging to the local vegetation in the<br />
course of garden creating, there is nothing left, but to consider in what manner it is possible<br />
to prepare proper number of seedlings, according to the project. To fulfil the requirements<br />
it should be established horticultural farms specialized in the seedlings production of the<br />
local flora representatives from periodically taken seed samples. Numerous propagation<br />
techniques, known in floriculture, enable to obtain efficient multiplication coefficient. It is<br />
79
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
the kind of approach which gain the acceptance both in European countries and American<br />
States. Thus, in polluted areas, where the food production is rather risky, establishing of<br />
such horticulture farms is proposed as a way of agricultural activity economically justified,<br />
advantageous for environment, and that is why it should be strongly recommended.<br />
4. CONCLUSIONS<br />
From the present study it is concluded that through detailed habitat characterization it<br />
is possible to choose appropriate valuable plant material representing features which determine<br />
the usefulness to contemporary applications in the naturalistic gardens designs.<br />
Simultaneously in areas chemically degraded this attitude can support ecologically safe<br />
decontamination of polluted substrate. At the same time, in the region where the food production<br />
is risky or forbidden, the production of seedlings from adequate plant material can<br />
be economically justified type of agricultural activity.<br />
Acknowledgement: The financial support by grant NN 523 206537 Ministry of Science<br />
and Higher Education is gratefully acknowledged.<br />
REFERENCES and legal acts<br />
ARNETOLI M., VOOIJS R., ten BOOKUM W., GALARDI F., GONELLI C., GABRIELLI<br />
R., SCHAT H., VERLLEIJ J.A.C. 2008. Arsenate tolerance in Silene paradoxa does<br />
not rely on phytochelatin-dependent sequestration. Environmental Pollution 152: 585-<br />
591.<br />
BATTY L. C. 2005. The potential of mine sites for biodiversity. Mine Water and the Environment.<br />
24: 101-103.<br />
BREJ T., FABISZEWSKI J. 2006. Plants accumulating heavy metals in the Sudety MTS.<br />
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 75(1): 61-68.<br />
DAHMANI-MULLERE H., van OORT F., GéLIE B., BALBANE M. 2000. Strategies of<br />
heavy metal uptake by three plant species growing near a metal smelter. Environmental<br />
Pollution 109: 231-238.<br />
GINOCCHIO R., BAKER A.J.M. 2004. Metallophytes in Latin America: a remarkable biological<br />
and genetic resource scarely known and studied in the region. Revista Chiliena<br />
de Historia Natural 77: 185-194.<br />
GRODZIŃSKA K., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., GODZIK B. 2010. Pine forests of Zn- Pb<br />
post-mining areas of southern Poland. Polish Botanical Journal 55(1): 229-237.<br />
HANUS-FAJERSKA E., KARCZEWSKA I., CIARKOWSKA K. 2010. Naturalistic gardens<br />
as a recommended solution for conservation of local biodiversity in degraded areas.<br />
Folia Horticulturae 22(2): 75-80.<br />
80
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
HARWOOD E.S. 2000. Luxorious hermits: ascetism, luxury and retirement in the eighteenth-century<br />
English garden. Journal of Garden History 20(4): 256-259.<br />
HEATHERINGTON C., SARGEANT J. 2005. A New Naturalism. Packard Publishing Limited,<br />
West Sussex, UK.<br />
HEUMANN H.G. 2002. Ultrastructural localization of zinc in zinc-tolerant Armeria maritima<br />
ssp. halleri by autometallography. Journal of Plant Physiology 159: 191-203.<br />
HOUBA V.J.G., NOVOZAMSKY I., TEMMINGHOFF E. 1994. Soil analysis procedures.<br />
Extraction with 0,01 M CaCl 2<br />
. Wageningen Agricultural University, Department of Soil<br />
Science and Plant Nutrition.<br />
ERNST W. 1974. Schwermetallvegetation der Erde. Gustaw Fisher Verlag, Stuttgart.<br />
FRANIEL I., FIAŁKIEWICZ B. 2007. Morphological variability of Cardaminopsis halleri (L.)<br />
HAYEK populations from areas differing in anthropopressure level. Polish Journal of<br />
Environmental Studies 16(5): 677-683.<br />
Materials for drawing up fertilizer recommendations on the arable land. IUNG 1989,<br />
1990. PWRiL, Warszawa.<br />
JĘDRZEJCZYK M. 2002. Accumulation of zinc and lead in selected taxa of the genus Viola<br />
L. Acta Biologica Cracoviensia series Botanica 44: <strong>49</strong>-55.<br />
JĘDRZEJCZYK-KORYCIŃSKA M. 2006. Floristic diversity in calamine areas of the Silesia-Cracow<br />
Monocline. Biodiversity Research and Conservation 3-4: 340-343.<br />
KAPUSTA P., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., GRODZIŃSKA K., GODZIK B. 2010. Calamine<br />
grasslands in the Olkusz environs (S. Poland) and problems of their protection.<br />
Chrońmy Przyrodę Ojczystą 66(1): 27-34.<br />
KASHEM M.A., SINGH B.R., KUBOTA H., SUGAWARA R., KITAJIMA N., KONDO T.,<br />
KAWAI S. 2010. Zinc tolerance and uptake by Arabidopsis halleri ssp. gemmifera<br />
grown in nutrient solution. Environmental Science and Pollution Research 17 doi<br />
10.10007/s11356-009-0193-6: 1174-1176.<br />
KERRIGAN P. 2009. Resisting Darwin: the natural theological design philosophy of Gertrude<br />
Jekyll. Studies in the History of Gardens & Designed Lanscapes 29(4): 314-329.<br />
KRZAKLEWSKI W., PIETRZYKOWSKI M. 2002. Selected physico-chemical properties of<br />
zinc and lead ore tailings and their biological stabilization. Water, Air, and Soil Pollution.<br />
141: 125-142.<br />
KUZIO Sz., KUZIO B., STĘPNIEWSKA I., GRZUDZIEŃ I., MUSIAŁ H. 2005. Environmental<br />
Protection Programme of Bolesław Borough. Goals and directions of activities until<br />
2015. Published by Bolesław Borough.<br />
LETEINTURIER B., BAKER A.J.M., MALAISSE F. 1999. Early stages of natural vegetation<br />
of metalliferous workings in south Ce<strong>nr</strong>al Africa: a preliminary survey. Biotechnology,<br />
Agronomy, Society and Environment 3(1): 28-41.<br />
LITYŃSKI T., JURKOWSKA H., GORLACH E. 1976. Chemical-agricultural analysis. Methodological<br />
guide for analysis of the soil and fertilizers. PWN, Warszawa. LISZKA J.,<br />
81
Ewa Hanus-Fajerskai in.<br />
ŚWIC E. (2004). Mining-Metallurgical Plant „Bolesław”, History – Events – People.Art.<br />
Oficyna Druk. Katowice, Bukowno.<br />
LISZKA J., ŚWIC E. 2004. Mining. Metallurgical Plant „Bolesław”, History – Events – People.<br />
Art. Oficyna Drukarska, Katowice, Bukowo.<br />
LUTTS S., LEFèVRE I., DELPéREé Ch., KIVITS S., DECHAMPS C., ROBLEDO A.,<br />
CORREAL E. 2004. Heavy metal accumulation by the halophyte species Mediterranean<br />
saltbush. Journal of Environmental Quality 33: 1271-1279.<br />
MAJOR J.K. 2007. Mariana Griswold van Rensselaer’s Lanscape Gardening Manifesto in<br />
Garden and Forest. Landscape Journal 26(2): 183-200. doi. 10.3368/lj26.2183.<br />
Materiały do stosowania zaleceń nawozowych na gruntach ornych (Materials for<br />
drawing up fertilizer recommendations on the arable land). 1989. IUNG PUŁAWY.<br />
PWRiL, Warszawa.<br />
Zalecenia nawozowe (Recommendations for fertilizing). Cz. I Liczby graniczne do<br />
wyceny w glebach zawartości makro- i mikroelementów. Wyd. II. 1990. IUNG<br />
PUŁAWY.<br />
MENGONI A., SCHAT H., VANGRONSVELD J. 2010. Plants as extreme environments?<br />
Ni-resistant bacteria and Ni-hyperacumulators of serpentine flora. Plant and Soil 331<br />
doi 10.1007/s11104-009-0242-4: 5-16.<br />
MIREK Z., PIĘKOŚ-MIRKOWA H., ZAJĄC A., ZAJĄC M. 2002. Flowering plants and pteridophytes<br />
of Poland. A checklist. W: Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences.<br />
OLKO A., ABRATOWSKA A., ŻYŁKOWSKA J., WIERZBICKA M., TUKIENDORF A. 2008.<br />
Armeria maritima from a calamine heap – Initial studies on physiologic-metabolic adaptations<br />
to metal-e<strong>nr</strong>iched soil. Ecotoxicology and Environmental Safety 69: 209-218.<br />
OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Methods of analysis and evaluation<br />
of the properties of soils and plants – catalogue. Institute of the Environmental<br />
Protection, Warszawa.<br />
PORĘBSKA G., OSTROWSKA A. 1999. Heavy metal accumulation in wild plants: implicationsfor<br />
phytoremediation. Polish Journal of Environmental Studies 8(6): 433-442.<br />
Regulation of the Environment Minister from 9 September 2002 on standards of<br />
the quality of the soil and standards of the quality of the lands; (in Polish: Dz. U.<br />
02.165.1359).<br />
SAIER Jr. M.H., TREVORS J.T. 2010. Phytoremediation. Water, Air, and Soil Pollution 205<br />
(Suppl. 1) doi 10. 1007/s11270-008-9673-4. 61-63<br />
WHITING S.N., REEVES R.D., RICHARDS D., JOHANSON M.S., COOKE J.A., MALAISSE<br />
F., PATON A., SMITH A.C., ANGLE J.S., CHANEY R.L., GINOCCHIO R., JAFRé T.,<br />
JOHNS R., McINTYRE T., PURVIS O.W., SALT D.E., SCHAT H., ZHAO F.J., BAKER<br />
A.J.M. 2004. Research priorities for conservation of metallophyte biodiversity and their<br />
potential for restoration and site remediation. Restoration Ecology 12(1): 106-116.<br />
82
Local flora representatives of areas highly polluted with heavy metals as a suitable plant...<br />
WIERZBICKA M., PANUFNIK D. 1998. The adaptation of Silene vulgaris to growth on<br />
a calamine waste heap (S. Poland). Environmental Pollution 101: 415-426.<br />
WIERZBICKA M., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., GRODZIŃSKA K. (2004). Highly toxic<br />
thallium in plants from the vicinity of Olkusz (Poland). Ecotoxicology and Environmental<br />
Safety 59: 84-88.<br />
IUSS Working Group, World Reference Base for Soil Resources 2006, first update<br />
2007. World Soil Resources Reports No. 103. FAO, Rome. WRB.<br />
83
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Aneta Helena Baczewska*, Wojciech Dmuchowski**,<br />
Dariusz Gozdowski***, Paulina Brągoszewska*<br />
CHANGES IN HEALTH STATUS AND CHEMICAL COMPOSITION<br />
OF TREE LEAVES OF THE CRIMEAN LINDEN<br />
IN THE YEARS 2000 AND 2009<br />
ZMIANY STANU ZDROWOTNEGO I SKŁADU CHEMICZNEGO LIŚCI<br />
DRZEW LIP KRYMSKICH W LATACH 2000 I 2009<br />
Słowa kluczowe: środowisko miejskie, zasolenie, ubytek drzew, równowaga jonowa, stres<br />
solny, lipa.<br />
Key words: city environment, deicing, tree decline, ionic balance, salt stress, linden.<br />
Przedmiotem badań były drzewa lipy krymskiej (Tilia ‘Euchlora’), rosnące w pasie międzyjezdniowym<br />
al. Żwirki i Wigury w Warszawie. Próbki liści do oznaczeń chemicznych<br />
pobierano z każdego drzewa oddzielnie w ostatnim tygodniu lipca w latach 2000 i 2009.<br />
W liściach oznaczono mikro- i makroelementy oraz typowe zanieczyszczenia środowiska<br />
miejskiego: N, P, K, Mg, Ca, Cl, Na, Cu, Zn, Fe, Mn, Pb i Cd. Stan zdrowotny liści lip krymskich<br />
w 2009 r. był lepszy niż w 2000 r., ale u większości badanych drzew poziom uszkodzeń<br />
musiał niekorzystnie wpływać na ich wzrost i rozwój. Zawartość chloru i sodu bardzo<br />
silnie wpływała na pogorszenie stanu zdrowotnego liści. Wraz ze wzrostem zawartości<br />
tych pierwiastków statystycznie istotnie malała zawartość N i S (podstawowych składników<br />
aminokwasów białkowych). Ujemna wysoka wartość współczynnika korelacji wskazuje, że<br />
zwiększenie zawartości podstawowych makroelementów (N, P, K i S) powoduje poprawę<br />
* Mgr Aneta Helena Baczewska i mgr Paulina Brągoszewska – Pracownia Ekologii Roślin,<br />
Polska Akademia Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa,<br />
tel.: 22 648 38 56; e-mail: a.h.baczewska@wp.pl; p_jablonska1@wp.pl<br />
** Dr hab. Wojciech Dmuchowski, prof. nadzw. – Pracownia Ekologii Roślin; Polska Akademia<br />
Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa, tel.: 22 754 14 26;<br />
e-mail: w.dmuchowski@obpan.pl, also: Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego,<br />
Wydział Rolnictwa i Biologii, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 26 89;<br />
e-mail: wojciech_dmuchowski@sggw.pl<br />
*** Dr inż. Dariusz Gozdowski – Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa<br />
Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 27 30;<br />
e-mail: darek12345@gmail.com<br />
84
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
stanu zdrowotnego badanych drzew. Na podstawie analizy korelacji najsilniejsze zależności<br />
stwierdzono między zawartością w liściach Ca i Mg oraz N i S. Nie stwierdzono wpływu<br />
zawartości makroelementów (Ca i Mg) i mikroelementów (Fe, Mn i Zn) oraz metali ciężkich<br />
(Cd i Pb) na stan zdrowotny drzew. Zależności te były dodatnie, co oznacza że wraz ze<br />
wzrostem zawartości jednego pierwiastka obserwowano zwiększenie zawartości drugiego<br />
pierwiastka. Porównując opracowane statystycznie wyniki wpływu zawartości pierwiastków<br />
na stan zdrowotny liści w 2000 i 2009 r. nie stwierdzono istotnych różnic.<br />
1. INTRODUCTION<br />
In cities we notice the dying out of the trees, caused a gradual weakening of their vitality.<br />
This process mainly afflicts street side trees . In Europe more than 700 000 trees die out<br />
every year [Flückiger and Braun, 1981]. In Liverpool, out of the city trees that were planted<br />
in the recent years, 39 % had died out within five years [Pauleit et al, 2002]. In Warsaw in<br />
the years 1973–2010 more than 70 % of the trees growing along four main arteries in the<br />
city center had to be removed [Dmuchowski and Badurek 2004; Dmuchowski et al. 2011].<br />
He reports as the main cause of the worsening condition of the trees in cities the application<br />
of NaCl in de-icing of streets in winter. The accumulation of NaCl occurs mainly within 10<br />
m from the road [Astebol et al. 1996], however an elevated concentration of NaCl in the soil<br />
was also observed in distances from the road as high as tens up to a few hundred meters.<br />
Sodium chloride causes perturbations in the flow of physiological processes, including<br />
photosynthesis and breathing [Marschner 1995, Larcher 1995] and necrosis on the leaf<br />
blade surface, as well as wrinkling, curling, dying away and premature falling off of leaves,<br />
in consequence the tree dies [Dmuchowski et al. 2007, Munns and Tester 2008].<br />
The purpose of the study was to determine the changes in the influence of soil pollution<br />
with sodium chloride on the health status of the Crimean Linden, and the chemical composition<br />
of their leaves in the year 2009 compare to the year 2000.<br />
2. MATERIALS AND METHODS<br />
The subjects of research were 136 trees of the Crimean Linden (Tilia ‘Euchlora’) growing<br />
in the median strip along Żwirki and Wigury Avenue. This is one of the main arteries of<br />
Warsaw, and is characterized by a high intensity of traffic. The control area was a park next<br />
to the Soviet Soldiers Cemetery, distanced about a 100 m away, but separated from the<br />
road by dense hedges of trees and bushes.<br />
The evaluation of the leaf health status was conducted using a classification consisting<br />
of six health categories (leaf damage index), where “0” meant a “healthy” tree, and “5”<br />
a seriously damaged one (damage of up to 50 % of the leaf surface area). The observations<br />
of the health status were conducted in the middle of September. The leaf samples<br />
85
Aneta Helena Baczewska i in.<br />
used for chemical determination were collected separately from each tree during the last<br />
week of July in the years 2000 and 2009. The leaves were collected from the outer belt of<br />
the tree crown – along its complete perimeter at the height of approximately 4 m. Phosphorus<br />
as well as the metals: magnesium, calcium, potassium, sodium, zinc, copper, iron,<br />
molybdenum, cadmium and lead after a dry mineralization in a muffle furnace [Allen et al<br />
1974] were determined by the atomic absorption spectrophotometry method using the Perkin<br />
Elmer 1100B apparatus [Perkin Elmer 1990]. Chlorine was determined by the titrimetric<br />
method using an ion-selective electrode and the ionmeter Orion type 701a [LaCroix et al.<br />
1970], sulphur was determined using the LECO 132 apparatus [LECO corporation 1987],<br />
and the overall nitrogen – using the Kleidahl’s method with the Foss Tecator 1035 analyzer.<br />
The leaves were not washed before the analysis.<br />
To compare the mean values of the elements present in the leaves of a various health<br />
status, the one-way analysis of variance was conducted (the factor was the level of leaf<br />
damage). Multiple comparisons of the means were performed using Tukey’s method. On<br />
the basis of these analyses homogenous groups of the means were distinguished. Relationships<br />
between the contents of the elements and the leaf health status were evaluated using<br />
Pearson’s correlation coefficient and a simple linear regression [Sokal and Rohlf 1995]. For<br />
all analyses the significance level was set at 0.05. The statistical analyses were performed<br />
in Statistica 8.0 (StatSoft) software and the figures were prepared using MS Excel.<br />
3. RESULTS AND DISCUSSION<br />
The deciding factor in the correct growth and development of the trees is the health status<br />
of their leaves. In the first July term of observations the leaf health status of the Crimean<br />
Linden studied was relatively good in both years of the study (tab. 1.). In the year 2000<br />
64 %, and in the year 2009 67 % of the trees had leaves with relatively little damage (the damage<br />
index 0-1). In the same term only 2 % in 2000, and in 2009 5 % of the trees had significant<br />
damage to the leaves (the damage index 4–5). During the vegetation season the leaf<br />
health status was getting progressively worse. By September 2009 slightly damaged were<br />
only 41% of the trees (the damage index 0–1), and 14 % were characterized by a significant<br />
damage of the leaf blade (the damage index 4–5). In 2000 by September no tree could be<br />
classified as “healthy” (leaf damage index 0–1), and the number of highly damaged was all<br />
the way up to 43 %. The trees in 2009 were characterized by a better leaf health status than<br />
in the year 2000, but for the majority of the trees studied the level of damage must have had<br />
a negative influence on their growth and development.<br />
The health status of the Crimean Linden from Żwirki and Wigury Avenue was relatively<br />
better than that of the same species of trees from other streets in the center of Warsaw<br />
[Badurek et al. 2001, Dmuchowski et. al. 2001]. This result could be explained by relatively<br />
better conditions for tree growth at Żwirki and Wigury Avenue – a wide lawn area, rath-<br />
86
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
er than the concrete covered areas with narrow lawns, as typical places where street side<br />
trees grow in Warsaw in Warsaw.<br />
The soil pollution with NaCl, resulting from winter de-icing of streets, is considered one<br />
of the main causes of the poor health status of the city trees [Brogowski et al. 1977, Alaoui-<br />
Sosse et al. 1998, Brogowski et al. 2000, Dmuchowski and Badurek 2004, Dmuchowski et<br />
al. 2007, Oleksyn et al. 2007, Cekstere et al. 2008, Lundmark and Jansson 2008, Polanco<br />
et al. 2008, Munck et al. 2009, Hanslin 2011].<br />
The average content of chlorine in the leaves of the Crimean Linden in 2009 increased<br />
with the worsening off of the leaf health status and fluctuated depending on the degree of their<br />
damage from 0.98 (the damage index 0) to 1.88 % (the damage index 5) (Tabl. 2, Fig. 1). The<br />
leaves of the control trees contained 0.32 % of chlorine. The leaves of all the Linden street<br />
trees studied contained more chlorine than the toxicity level quoted in literature at 0.6 %<br />
[Shortle and Rich 1970; Czerwiński 1978; Pracz 1978; Chmielewski et al.1985; Pauleit 1988].<br />
Table 1. Percentage shares of particular tree health categories of the Crimean Linden as a function<br />
of the leaf damage index<br />
Tabela. 1. Procentowy udział poszczególnych kategorii zdrowotnych drzew lipy krymskiej wg indeksu<br />
uszkodzenia liści<br />
Percentage shares<br />
Index leaf damage<br />
2000 2009<br />
July September July September<br />
0 14 0 38 11<br />
1 50 0 29 30<br />
2 26 8 16 20<br />
3 9 <strong>49</strong> 11 25<br />
4 1 38 4 9<br />
5 1 5 1 5<br />
Table. 2. Comparison of the average content of chlorine (%) and sodium (mg/kg) in the leaves<br />
of different health status<br />
Tabela. 2. Porównanie średniej zawartości chloru (%) i sodu (mg/kg) w liściach o różnym stanie<br />
zdrowotnym<br />
Index leaf damage Cl, % Na, mg/kg<br />
0 0.98 b 192.7 a<br />
1 1.18 b 199.7 a<br />
2 1.46 c 230.3 a<br />
3 1.59 cd 601.6 a<br />
4 1.77 cd 1470.6 b<br />
5 1.88 d 3291.2 c<br />
Control 0.35 a 86.4 a<br />
Note: Different letters show statistically significant differences.<br />
87
krymskich rosnących w pasie miedzyjezdniowym al. Żwirki i Wigury w 2009 r.; różn<br />
statystycznie istotne różnice<br />
health status of trees<br />
health status of health trees status of trees<br />
5<br />
y = -0,89x + 3,5851<br />
Aneta Helena Baczewska i in.<br />
4<br />
5<br />
3<br />
y = -0,89x + 3,5851<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1<br />
5<br />
2<br />
y = -0,89x + 3,5851<br />
0<br />
4<br />
0,0 1 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5<br />
3<br />
0<br />
20,0 0,5 1,0 content 1,5of K, % 2,0 2,5 3,0 3,5<br />
1<br />
content of K, %<br />
0<br />
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5<br />
health status of trees<br />
health status of health trees status of trees<br />
5<br />
y = 2,0468x - 0,7<br />
4<br />
5<br />
3<br />
y = 2,0468x - 0<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1 5<br />
2<br />
y = 2,0468x - 0<br />
0 4<br />
0,0 1 0,5<br />
3<br />
0<br />
20,0 0,5<br />
c<br />
1<br />
0<br />
0,0 0,5<br />
health status of trees<br />
health status of health trees status of trees<br />
health status of trees<br />
health status of health trees status of trees<br />
health status of trees<br />
5<br />
content of K, %<br />
y = -0,546x + 3,279<br />
4<br />
5<br />
y = -0,546x + 3,279<br />
3<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1 5<br />
y = -0,546x + 3,279<br />
2<br />
0 4<br />
0,0 1 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0<br />
3<br />
0<br />
20,0 1,0<br />
content of Ca, %<br />
2,0 3,0 4,0 5,0<br />
1<br />
content of Ca, %<br />
0<br />
0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0<br />
y = 0,0007x + 1,6666<br />
5<br />
content of Ca, %<br />
4<br />
y = 0,0007x + 1,6666<br />
5<br />
3<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1<br />
y = 0,0007x + 1,6666<br />
5<br />
2<br />
0<br />
4<br />
10 1000 2000 3000 4000 5000 6000<br />
3<br />
0<br />
2 0 1000 content 2000 of Na, 3000 mg/kg 4000 5000 6000<br />
1<br />
content of Na, mg/kg<br />
50<br />
y = -0,00007x + 2,34008<br />
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000<br />
4<br />
3<br />
content of Na, mg/kg<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0 2000 4000 6000 8000 10000<br />
health status of trees<br />
health status health of trees status of trees<br />
health status of trees<br />
health status of health trees status of trees<br />
health status of trees<br />
5<br />
4<br />
5<br />
3<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1<br />
5<br />
2<br />
0<br />
4<br />
2,0<br />
1<br />
2,5<br />
3<br />
0<br />
2<br />
2,0 2,5<br />
1<br />
0<br />
2,0 2,5<br />
5<br />
4<br />
5<br />
3<br />
4<br />
2<br />
3<br />
1 5<br />
2<br />
0 4<br />
0,151<br />
0,20<br />
3<br />
0<br />
20,15 0,20 c<br />
5<br />
1<br />
4<br />
0<br />
0,15 0,20<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0,0 0,2<br />
content of Mg, mg/kg<br />
co<br />
Fig. 1A. Comparison of the average content of chlorine and sodium in the leaves of the Crimean<br />
Linden growing in the median strip of Żwirki i Wigury Avenue<br />
Rys. 1A. Zależność między średnią zawartością poszczególnych pierwiastków w liściach a stanem<br />
zdrowotnym lip krymskich rosnących w pasie międzyjezdniowym al. Żwirki i Wigury<br />
w 2009 r.<br />
88
edzyjezdniowym al. Żwirki i Wigury w 2009 r.; różne litery oznaczają<br />
y = -0,89x + 3,5851<br />
2,5 3,0 3,5<br />
y = -0,89x + 3,5851<br />
,0 2,5 3,0 3,5<br />
, %<br />
,0 y = 2,5 -0,546x 3,0 + 3,2793,5<br />
health status of tre<br />
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
health status of health trees status of trees<br />
3<br />
2<br />
5<br />
1<br />
y = 2,0468x - 0,7973<br />
4<br />
0<br />
3 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5<br />
5<br />
y = 2,0468x - 0,7973<br />
2<br />
content of Cl, %<br />
4<br />
1<br />
3<br />
0<br />
20,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5<br />
1<br />
content of Cl, %<br />
0<br />
5<br />
0,0 0,5 1,0 1,5 y 2,0 = -2,59x + 2,5 9,59<br />
, %<br />
y = -0,546x + 3,279<br />
0 y = 4,0 -0,546x + 3,279 5,0<br />
3,0 4,0 5,0<br />
a, %<br />
0007x + 1,6666<br />
3,0 4,0 5,0<br />
a, %<br />
= 0,0007x + 1,6666<br />
= 0,0007x + 1,6666<br />
4000 5000 6000<br />
g/kg<br />
0 4000 5000 6000<br />
, mg/kg<br />
00 4000 5000 6000<br />
y = -0,00007x + 2,34008<br />
, mg/kg<br />
6000 8000 10000<br />
health status of health trees status of health trees status of trees<br />
health status of trees<br />
health status of trees health status health of trees status of trees<br />
4<br />
content of Cl, %<br />
3<br />
52<br />
y = -2,59x + 9,59<br />
4<br />
1<br />
3<br />
50<br />
y = -2,59x + 9,59<br />
2 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0<br />
4<br />
1<br />
3<br />
content of N, %<br />
0<br />
22,0 2,5 3,0 3,5 4,0<br />
1<br />
content of N, %<br />
0<br />
2,0 2,5 3,0 3,5 4,0<br />
5<br />
y = -17,96x + 5,90<br />
4<br />
content of N, %<br />
3<br />
5<br />
y = -17,96x + 5,90<br />
42<br />
31<br />
5<br />
y = -17,96x + 5,90<br />
20<br />
40,15 0,20 0,25 0,30<br />
1<br />
3<br />
0<br />
content of S, %<br />
20,15 0,20 0,25 0,30<br />
1<br />
5<br />
content of S, % y = -3,<strong>49</strong>14x + 3,5452<br />
0<br />
40,15 0,20 0,25 0,30<br />
3<br />
content of S, %<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0<br />
g, mg/kg<br />
content of P, mg/kg<br />
Fig. 1B. Comparison of the average content of chlorine and sodium in the leaves of the Crimean<br />
Linden growing in the median strip of Żwirki i Wigury Avenue<br />
Rys. 1B. Zależność między średnią zawartością poszczególnych pierwiastków w liściach a stanem<br />
zdrowotnym lip krymskich rosnących w pasie międzyjezdniowym al. Żwirki i Wigury<br />
w 2009 r.<br />
11<br />
11<br />
89
Aneta Helena Baczewska i in.<br />
The differences in the content of sodium in the leaves as a function of their health status<br />
were much greater than in the case of chlorine (Table. 2, Fig. 1). Leaves with no damage<br />
(the damage index – 0) contained on the average 193 mg/kg of sodium, and those highly<br />
damaged (the damage index 4 and 5) respectively 3291 mg/kg. The leaves of the control<br />
trees contained on the average 86 mg/kg of sodium. The interpretation of results of the contents<br />
of sodium in the leaves of trees is made difficult because there is no information in the<br />
literature about the limit levels of toxicity. Sodium is characterized by high lability in soils as<br />
well as in plants, and its excess results primarily in a disturbance of the ionic balance, and<br />
not in a simple toxic action [Alaoui et al. 1998].<br />
Table 3 presents the statistical analysis (correlation coefficient) of the relationship between<br />
the value of the leaf damage index, and their content of the micro- and macroelements<br />
as well as typical pollutants of the city environment. The purpose of this experiment<br />
was a comparison of the influence of the environmental pollution on the health status of<br />
trees in the year 2000, and after nine years (2009).<br />
Table. 3. Dependency (correlation coefficient) between the value of leaf damage index, and the<br />
content of selected elements in the leaves of the Crimean Linden<br />
Tabela 3. Zależność (współczynnik korelacji) między wartością indeksu uszkodzenia liści, a zawartością<br />
wybranych pierwiastków w liściach lip krymskich<br />
Element<br />
Damage leaf index, years<br />
2000 2009<br />
Cl + 0.55 + 0.62<br />
N - 0.30 - 0.54<br />
P - 0.29 - 0.30<br />
S - 0.20 - 0.34<br />
Ca - 0.15 - 0.19<br />
Mg - 0.18 - 0.07<br />
K - 0.21 - 0.26<br />
Na + 0.43 + 0.57<br />
Fe - 0.05 - 0.06<br />
Zn - 0.10 - 0.12<br />
Mn + 0.05 - 0.01<br />
Cu - 0.19 - 0.38<br />
Pb + 0.04 + 0.10<br />
Cd + 0.02 + 0.18<br />
Note: The values indicating occurrence of statistically significant correlations at level of P
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
increase of chlorine content by 1 % causes an increase of leaf health status by 2 degrees<br />
(units). In case of sodium the increase of content by 1000 mg/kg causes the increase in<br />
health status by 0.7 degree (unit). Chlorine had a stronger unfavorable effect on the health<br />
status than sodium because the values of the correlation coefficient were respectively equal<br />
0.55 and 0.62 for Cl in 2000 and 2009 while for Na they were 0.43 and 0.57, respectively.<br />
The correlations were stronger in 2009 than in 2000.<br />
Statistical analyses did not prove any significant effect of the metal contents on their<br />
health status. Values of correlation coefficients were less than the critical value 0.20 for almost<br />
all microelements and heavy metals. The only exception was the content of copper,<br />
which was negatively correlated with the leaf health status in 2009.<br />
Contents of elements important for basic physiological functions in plants i.e. nitrogen, phosphorus,<br />
potassium and sulphur were negatively correlated with the health status in both years.<br />
The higher the content of these elements the better the leaf health status. All these correlations<br />
were significant and the strongest one was observed for nitrogen. On the basis of regression<br />
equations (Fig. 2) we can state that an increase of nitrogen content by 1 % causes a decrease<br />
of the leaf health status by 2.6 degree. In case of potassium an increase by 1% of the content<br />
caused a decrease in health status by 0.9 degree for K and an increase by 0.1 % caused a decrease<br />
in health status by 1.8 and 1.35 degree respectively for sulphur and phosphorus.<br />
Cl<br />
Na<br />
2,1<br />
1,8<br />
1,5<br />
1,2<br />
0,9<br />
b<br />
b<br />
c<br />
cd<br />
cd<br />
d<br />
mg/kg<br />
3750<br />
3000<br />
2250<br />
1500<br />
b<br />
c<br />
0,6<br />
0,3<br />
0<br />
a<br />
750<br />
0<br />
%<br />
a a a<br />
a<br />
a<br />
damage leaf index<br />
damage leaf index<br />
Fig. 2. Dependency between the average content of specific elements in the leaves and the<br />
health status of the Crimean Linden in the year 2009; different letters show statistically<br />
significant differences<br />
Fig. 2. Porównanie średniej zawartości chloru i sodu w liściach lip krymskich rosnących w pasie międzyjezdniowym<br />
Żwirki i Wigury w 2009 r.; różne litery oznaczają statystycznie istotne różnice<br />
Values of correlation coefficients between the leaf health status and the contents of<br />
magnesium and calcium did not prove any significant relationships.<br />
Similar results were obtained in both years (2000 and 2009) of the study. The levels of<br />
correlations were similar.<br />
91
Aneta Helena Baczewska i in.<br />
Correlations between the contents of elements important for basic physiological functions<br />
and the contents of elements responsible for soil contamination (Cl and Na) are presented<br />
in Table 4. On the basis of the correlation analysis some very strong relationships<br />
were detected between the contents of calcium and magnesium as well as between those<br />
of nitrogen and sulphur. The correlations were positive; it means that an increase of one element<br />
causes an increase of the other element.<br />
Table 4. Correlation coefficients for the contents of specific elements in the leaves in the year<br />
2009<br />
Tabela 4. Współczynniki korelacji między zawartością poszczególnych pierwiastków w liściach<br />
w roku 2009<br />
Element K Mg Ca Na Cl N P<br />
Mg 0.10<br />
Ca 0.36 0.64<br />
Na -0.29 0.03 -0.05<br />
Cl 0.05 0.25 0.06 0.29<br />
N 0.38 0.07 0.24 -0.40 -0.24<br />
P 0.29 0.08 0.13 -0.27 -0.06 0.47<br />
S 0.18 0.03 0.07 -0.18 -0.21 0.58 0.32<br />
Note: Bold correlation coefficients signify statistically confirmed relevant dependencies at level of P
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
No influence was found by the presence of macroelements: calcium and magnesium,<br />
microelements: iron, manganese and zinc, and heavy metals: lead and cadmium on the<br />
health status of the trees.<br />
On the basis of the correlation analysis the strongest relationships were found between<br />
the leaf content of calcium and magnesium as well as nitrogen and sulphur. The correlations<br />
were positive; it means that a content increase of one element causes an increase in<br />
the content of the other element.<br />
As the content of chlorine and sodium increased, there was a statistical decrease in the<br />
content of nitrogen and sulphur, basic ingredients of protein aminoacids.<br />
Comparing statistically processed results of the influence of element content on the leaf<br />
health status in 2000 and 2009, no significant differences were found. All the dependencies<br />
and regularities were present practically at the same levels in both years of research.<br />
Acknowledgement: The work was supported by grant MNiSW agreement 3689/B/<br />
P01/2010/38<br />
REFERENCES<br />
ALAOUI-SOSSE B., SEHMER L., BARNOLA P., DIEZENGREMEL P. 1998. Effect of NaCl<br />
salinity on growth and mineral partitioning in Quercus robur L., arhythmically growing<br />
species. Trees 12: 424–430.<br />
ALLEN S. E., GRIMSHAW H. N., PARKINSON J. A., QUARMBY C. 1974. Chemical Analysis<br />
of Ecological Materials. Blackwell Scientific Publications, Oxford.<br />
ASTEBOL S. O., PEDERSEN P. A., ROHR P .K., FOSTAD O., SOLDAL O. 1996. Effects of<br />
De-icing Salts on Soil Water and Vegetation. Norwegian National Road Administration,<br />
Report MITRA, 05/96, Oslo: 63.<br />
BADUREK M., DMUCHOWSKI W., SUPŁAT S., WÓDKIEWICZ M. 2001. Stan zdrowotny<br />
drzew przyulicznych w centrum Warszawy. W: R. Siwicki (red.) Reakcje biologiczne<br />
drzew na zanieczyszczenia przemysłowe. Wyd. Bogucki, Poznań: 373–381.<br />
BROGOWSKI Z., CZARNOWSKA K., CHOJNICKI J., PRACZ J., ZAGÓRSKI Z. 2000.<br />
Wpływ stresu solnego na stan chemiczny liści drzew z terenu miasta Łodzi. Roczn.<br />
Gleboznawcze 51, 1–2: 17–28.<br />
BROGOWSKI Z., CZERWIŃSKA Z., PRACZ J., 1977. Wpływ soli NaCl na stan równowagi<br />
jonowej niektórych drzew parkowych. Roczn. Nauk Roln. 102(2): 51–64.<br />
CEKSTERE G. NIKODEMUS O., OSVALDE A. 2008. Toxic impact of the de-icing material<br />
to street greenery in Riga, Latria. Urban Forestry and Urban Greening 7(3): 207–217.<br />
CHMIELEWSKI W. MOLSKI B. SUPŁAT S. 1985. Index of green leaves areas as indicator<br />
of functional use of street trees in the city. W: (red.) Creation and Protection of Verdure<br />
in the Urbanized landscape. I. Supika. VEDA, Bratislava: 131–137.<br />
93
Aneta Helena Baczewska i in.<br />
CZERWIŃSKI Z., 1970. Wpływ związków chemicznych stosowanych do odśnieżania na roślinność<br />
przyuliczną w Warszawie. Ogrodnictwo, 10: 296–300.<br />
DMUCHOWSKI W., BACZEWSKA A. H., GOZDOWSKI D. 2011. Reaction of street trees on<br />
the condition in Warsaw. Ecological Questions (in Press)<br />
DMUCHOWSKI W., BADUREK M. 2004. Chloride and sodium in the leaves of urban trees<br />
in Warsaw in connection to their health condition. Chemia i Inżynieria Ekologiczna<br />
11,4–5: 297–303.<br />
DMUCHOWSKI W., KURCZYŃSKA E., CHMIELEWSKI W., BADUREK M. 2001. Wzrost<br />
i rozwój lipy krymskiej w nasadzeniach przyulicznych. W: R. Siwicki (red.) Reakcje Biologiczne<br />
Drzew na Zanieczyszczenia Przemysłowe. Wyd. Bogucki, Poznań: 629–635.<br />
DMUCHOWSKI W., SOŁTYKIEWICZ E., WOŹNIAK J. 2007. The effect of urban environment<br />
on the phenological development of Tilia ‘Euchlora’ trees. Monographs of Botanic<br />
Garden: 1141–1145.<br />
FLÜCKIGER W., BRAUN S. 1981. Perspectives of reducing the deleterious effect of de-<br />
-icing salt upon vegetation. Plant Soil 62(3): 527–529.<br />
HANSLIM H.M. 2011. Short-term effects of alternative de-icing chemicals on tree sapling<br />
performance. Urban Forestry and Urban Greening 10:53–59.<br />
LACROIX R. L., KEENEY D. R., WALSH L. M. 1970. Potentiometric titration of chloride in<br />
plant tissue extracts using the chloride ion electrode. Soil Science And Plant Analysis<br />
1(1): 1–6.<br />
LARCHER W., 1995. Physiological Plant Ecology, fifth ed. Springer-Verlag, Berlin.<br />
LECO CORPORATION 1987. Application Bulletin. St. Joseph, Mi.<br />
LUNDMARK A., JANSSON P. E. 2008. Estimating the Fate of De-icing Salt in a Roadside<br />
Environment by Combining Modelling and Field Observations. Water, Air, Soil Pollution<br />
195,1–4: 215–232.<br />
MARCHNER H. 1995. Mineral nutrition of higher plants. Academic Press, London: 889.<br />
MORTON S., ROBERTS D. 1991. ATI unicam, atomic absorption spectrometry – methods<br />
manual. Issue 2, Unicam LTD: 398.<br />
MUNCK I. A., NOWAK R. S., CAMILLI K., BENNETT C. 2009. Long-term impacts of de-<br />
-icing salts on roadside trees in the Lake Tahoe Basin. Phytopathology 99,6: 91.<br />
MUNNS, R., TESTER, M. 2008. Mechanisms of salinity tolerance. Annual Review of Plant<br />
Biology 59: 651–681.<br />
OLEKSYN J., KLOEPPEL, B. D., LUKASIEWICZ S., KAROLEWSKI P., REICH P. B. 2007.<br />
Ecophysiology of horse-chestnut (Aesculus hippocastanum L.) in degraded and restored<br />
urban site. Pol. J. Ecol. 55,2: 245–260.<br />
PAULEIT S, JONES N., GARCIA-MARTIN G., GARCIA-VALDECANTOS J.L., RIVIČRE L.<br />
M., VIDAL-BEAUDET L., BODSON M., RANDRUP T. B. 2002. Tree establishment practice<br />
in cities and towns—results from a European survey. Urban Forestry and Urban<br />
Greening 5,3:111–120.<br />
94
Changes in health status and chemical composition of tree leaves of the crimean...<br />
PAULEIT S. 1988. Vitalitätskartierung von Stadtbäume in Mŭnchen. Garten + Landschraft<br />
7: 38–40.<br />
PERKIN ELMER. 1990. Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry. Bodenseewerk,<br />
Pub. B353: 233.<br />
POLANCO M. C., ZWIĄZEK J. J., VOICU M. C. 2008. Responses of ectomycorrhizal<br />
American elm (Ulmus americana) seedlings to salinity and soil compaction. Plant Soi.<br />
308,1–2: 189–200.<br />
PRACZ J., 1978. Reakcja drzew i krzewów na zasolenie gleby chlorkiem sodu. Praca doktorska<br />
wykonana w Instytucie Gleboznawstwa SGGW-AR w Warszawie. Warszawa,<br />
maszynopis: 1<strong>49</strong> s. + 39 tab.<br />
SHORTLE W. C., RICH A. E. 1970. Relative sodium tolerance of common roadside trees in<br />
southeastern New Hampshire. Plant Dis. Rep. 54: 360–362.<br />
SOKAL R. R., ROHLF F. J. 1995. Biometry: the principles and practice of statistics in biological<br />
research. W.H. Freeman and company, New York: 887.<br />
95
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Marcin Pietrzykowski*, Bartłomiej Woś*, Szymon Huma*<br />
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre<br />
cechy biometryczne aparatu asymilacyjnego sosny<br />
zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) wzrastającej<br />
w warunkach siedliskowych wybranych obiektów<br />
pogórniczych w Polsce<br />
Macroelement content and selected biometric<br />
characteristics needles of Scots pine (Pinus sylvestris<br />
L.) growing on reclaimed post mining sites in Poland<br />
Słowa kluczowe: tereny pogórnicze, sosna zwyczajna, makropierwiastki, stan odżywienia.<br />
Key words: post-mining sites, Scots pine, macroelements, nutritional status.<br />
The work presents an assessment of nutritional status and selected biometric characteristics<br />
of pine needles growing on reclaimed post mining sites in Poland. There were established<br />
total of 28 research areas (after 4 repetitions for each type of site) on post-mining sites and 4<br />
control plots in managed forest in the vicinity of post-mining sites. Nutritional status of pines<br />
was assessed based on chemical composition of needles of the first (I) vintage. Based on<br />
length and weight of needles (average for repeats of 100 pairs) indicates the approximate degree<br />
of nutritional status. Pine growing in Carboniferous rocks (Kn) were these with top supply<br />
of macronutriens, while the smallest supply occur in Quaternary loamy sands (Pcz1) in<br />
spoil heap of KWB “Bełchatów”. Relate to the literature deficient element in pine needles on<br />
the post-mining sites was nitrogen. However to date, there were no negative symptoms in the<br />
form of chlorosis and discoloration of the needless. The results of this work indicate that the<br />
optimum ranges of the contents of macroelements in pine needles ralated to the literature of<br />
the natural habitats do not include the ranges which have an application to pine of post- mining<br />
sites. Work complements data of ecology of Scots pine and confirms its very high adaptability<br />
and opportunities to use in the afforestation post-mining sites.<br />
* Dr inż. Marcin Pietrzykowski, mgr inż. Bartłomiej Woś, mgr inż. Szymon Huma – Katedra<br />
Ekologii Lasu, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, al. 29 Listopada 46, 31-425 Kraków;<br />
tel.: 12 662 53 02; e-mail: rlpietrz@cyf-kr.edu.pl<br />
96
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Jednym z głównych gatunków wprowadzanych w zalesienia na terenach pogórniczych<br />
w Europie Środkowej jest sosna zwyczajna (Pinus sylvestris L.) [Baumann i in. 2006, Pietrzykowski<br />
2010]. Wpływa na to szeroka amplituda wymagań ekologicznych i zdolności<br />
przystosowawcze tego gatunku do warunków pionierskich. Na rekultywowanych dla leśnictwa<br />
terenach pogórniczych sosna wprowadzana jest na siedliska odznaczające się całkowicie<br />
odmiennymi warunkami w stosunku do „naturalnych” siedlisk leśnych [Pająk i in. 2004,<br />
Pietrzykowski 2006, 2010]. Przejawia się to m.in. odmiennymi właściwościami gleb, które<br />
nie zawsze są w stanie spełnić sprawnie rolę harmonijnego zaspokojenia potrzeb pokarmowych<br />
fitocenoz [Pietrzykowski 2006; Pietrzykowski, Krzaklewski 2009, Ochał i in. 2010,<br />
Pietrzykowski i in. 2010].<br />
Podstawowym kryterium oceny stanu odżywienia drzew jest zawartość poszczególnych<br />
pierwiastków w aparacie asymilacyjnym [Baule, Fricker 1973, Bajorek 2006, Pietrzykowski<br />
i in. 2010]. Pośrednio kryterium to może być wykorzystywane do oceny strategii<br />
żywieniowej oraz zdolności przystosowawczych drzew w warunkach glebowo-siedliskowych<br />
odtwarzanych w procesie rekultywacji [Heinsdorf 1999, Bajorek 2006, Pietrzykowski<br />
i in. 2010]. Kryteriami pomocniczymi w ocenie warunków troficznych na siedliskach<br />
leśnych mogą być charakterystyki biometryczne igieł (długość i masa) [Wajczys, Rutkauskas<br />
1969 za: Puchalski, Prusinkiewicz 1990] oraz cechy wzrostowe drzewostanu (pierśnica<br />
i wysokość) [Baule, Fricker 1973]. Często w warunkach naturalnych zachodzi korelacja<br />
pomiędzy składem chemicznym igieł a ich cechami biometrycznymi [Prusinkiewicz i in.<br />
1974]. Mimo dużego znaczenia problemu w dostępnej literaturze wciąż brakuje prac poświęconych<br />
cechom przystosowawczym gatunków drzewiastych, w tym strategii odżywiania<br />
w warunkach siedlisk pogórniczych. Dane z tego zakresu w odniesieniu do sosny zwyczajnej<br />
publikowali m.in. Heinsdorf [1999], Pietrzykowski [2005], Bajorek [2006], Baumann<br />
i in. [2006], Bajorek-Zydroń i in. [2007], Pietrzykowski, Krzaklewski [2009]. Z prac tych wynika,<br />
że dane literaturowe dotyczące zakresów zawartości makropierwiastków w igłach<br />
sosny z „naturalnych” siedlisk leśnych [Fober 1993] niewykazujących symptomów niedoboru<br />
powinny być uzupełnione o dane z terenów pogórniczych. Dotychczasowe badania<br />
potwierdzają duże zdolności adaptacyjne tego gatunku [Harabin i in. 1980, Pietrzykowski<br />
2005, Bajorek 2006, Stolarska i in. 2006, Bajorek-Zydroń 2007, Ochał i in. 2010]. Wskazują<br />
także, że najbardziej deficytowym pierwiastkiem w stosunku do podanych w literaturze<br />
liczb granicznych jest azot.<br />
Przedstawiona praca uzupełnia i wzbogaca istniejące dane na temat autoekologii gatunku<br />
i przystosowania do ekstremalnych warunków siedliskowych na terenach poprzemysłowych.<br />
Ma to duże znaczenie dla rekultywacji leśnej w aspekcie stabilności drzewostanów<br />
i dynamiki odtwarzania ekosystemu leśnego.<br />
97
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma<br />
2. Obiekty badań i metodyka<br />
Badania przeprowadzono na 4 rekultywowanych dla leśnictwa obiektach pogórniczych<br />
w Polsce: wierzchowinie zwałowiska zewnętrznego odkrywkowej kopalni węgla<br />
brunatnego KWB „Bełchatów” (Województwo łódzkie), centralnym zwałowisku odpadów<br />
skał karbońskich towarzyszących górnictwu węgla kamiennego „Smolnica” (rejon GOP),<br />
wyrobisku kopalni piasków podsadzkowych „Szczakowa” (rejon GOP) oraz zewnętrznym<br />
zwałowisku nadkładu Kopalni Siarki „Piaseczno” (tarnobrzeski rejon eksploatacji siarki).<br />
Powierzchnie badawcze (kwadraty 10×10 m) lokalizowano w litych drzewostanach sosnowych<br />
(Pinus sylvestris L.) w wieku od 12 do 30 lat, wzrastających na różnych wariantach<br />
substratów glebowych (po 4 powtórzenia dla wariantu). Na 3 obiektach wybierano<br />
2 różne przykłady utworów różniących się wyraźnie rodzajem i gatunkiem, a wyjątkowo<br />
na zwałowisku „Smolnica” wybrano tylko 1 wariant siedliskowy ze względu na jednorodność<br />
litologiczną obiektu. Ponadto założono powierzchnie kontrolne w lasach gospodarczych<br />
(po jednej powierzchni kontrolnej w sąsiedztwie obiektu) na siedlisku borów mieszanych<br />
świeżych (BMśw) i lasów mieszanych świeżych (LMśw) (jednostki siedliskowe<br />
według obowiązującej w Lasach Państwowych IUL 2003). Ogólną charakterystykę terenu<br />
badań, wyróżnionych wariantów glebowych oraz wybranych cech drzewostanów podano<br />
w tabeli 1.<br />
Na każdej powierzchni badawczej z 3 drzew o przeciętnej pozycji biosocjalnej (II klasa<br />
Krafta) pobrano dwukrotnie w latach 2008–2009 próbki pędów z górnej części korony<br />
z wystawy SW.<br />
W laboratorium z pędów wydzielono igły pierwszego (I) rocznika i utworzono próbki<br />
podstawowe, reprezentatywne dla każdej powierzchni. Z nich wybrano trzy próbki po 100<br />
par igieł każda i określono masę (w stanie suchym) (M 100<br />
) z dokładnością do 0,01 g oraz<br />
długość (Dł 100<br />
) z dokładnością do 0,1 cm. Po zmierzeniu parametrów biometrycznych igły<br />
opłukano wodą destylowaną, wysuszono w temp. 65 0 C i zmielono, a następnie z tak przygotowanego<br />
materiału pobrano jednogramowe naważki do analiz chemicznych.<br />
Zawartość azotu (N) oznaczono na aparacie Leco CNS 2000 (spalanie w tlenie i oznaczenie<br />
zawartości na zasadzie pomiaru przewodności cieplnej); potas (K), wapń (Ca), magnez<br />
(Mg) – metodą mineralizacji na mokro w mieszaninie kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
w stosunku<br />
3:1 metodą AAS na spektrofotometrze Vanian; fosfor (P) – metodą molibdenianową<br />
kalorymetrycznie z uzyskanego wyciągu w HNO 3<br />
i HClO 4<br />
[Ostrowska i in. 1991] aparatem<br />
CARY 300 Conc UV-Visable Spectrometr firmy Varian.<br />
Uzyskane wyniki cech biometrycznych i zawartości makroskładników w igłach poddano<br />
analizie statystycznej przy zastosowaniu odpowiednich procedur, stosując program Statistica<br />
8.1 (hipotezy badawcze testowano przy prawdopodobieństwie p=0,05). Istotność różnic<br />
pomiędzy wartościami średnimi analizowano z zastosowaniem testu RIR Tukeya.<br />
98
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
Tabela 1. Ogólna charakterystyka wariantów siedliskowych na analizowanych obiektach pogórniczych (podano za opracowaniem Pietrzykowski<br />
i in. [2010])<br />
Table 1. General characteristic of the site variants on the analyzed post-mining facilities [cited by Pietrzykowski et al. 2010]<br />
Obiekt Wariant<br />
Bełchatów Gcz<br />
Pt<br />
Opis substratu glebowego<br />
gliny piaszczyste<br />
czwartorzędowe<br />
piaski zawęglone trzeciorzędowe<br />
Smolnica Kn utwory karbońskie<br />
Szczakowa PGcz<br />
Pcz1<br />
Piaseczno PczIt<br />
Pcz2<br />
piaski gliniaste czwartorzędowe<br />
czwartorzędowe piaski<br />
luźne<br />
piaski czwartorzędowe<br />
z wkładkami glin i iłów<br />
trzeciorzędowych<br />
piaski luźne czwartorzędowe<br />
Pył (0,05-<br />
-0,002<br />
mm), %<br />
31,75<br />
(11,44)*<br />
7,50<br />
(1,73)<br />
36,00<br />
(2,16)<br />
8,25<br />
(2,63)<br />
4,50<br />
(1,29)<br />
10,50<br />
(5,74)<br />
3,75<br />
(1,71)<br />
Ił (
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma<br />
3. Wyniki badań<br />
3.1. Wyniki pomiarów biometrycznych aparatu asymilacyjnego sosny<br />
Średnia masa igieł sosny (M 100<br />
) wynosiła od 1,75 g na utworach karbońskich (Kn) do<br />
3,47 g na piaskach czwartorzędowych (Pcz1). Masa igieł sosen rosnących na terenach rekultywowanych<br />
była ogólnie niższa od masy stwierdzonej na powierzchniach kontrolnych<br />
(K) na siedliskach „naturalnych”, gdzie wynosiła 3,53 g. Istotnie mniejsza masa igieł w porównaniu<br />
do powierzchni kontrolnych (K) wystąpiła na powierzchniach w wariantach: Kn –<br />
na utworach karbońskich i Pcz2 – na piaskach czwartorzędowych (tab. 2).<br />
Średnia długość igieł (Dł 100<br />
) wynosiła od 42,3 mm na piaskach czwartorzędowych (Pcz1)<br />
do 56,8 mm na piaskach czwartorzędowych przemieszanych z iłami trzeciorzędowymi (PczIt).<br />
Stwierdzona długość igieł na terenach rekultywowanych była, podobnie jak długość (Dł 100<br />
),<br />
niższa niż na powierzchniach kontrolnych (K) na siedliskach „naturalnych” (59,3 mm) (tab. 2).<br />
3.2. Zawartość makroelementów w igłach sosny<br />
Zawartość azotu (N%) w igłach sosny zwyczajnej (w suchej masie) kształtowała się<br />
średnio od 0,98% na glinach czwartorzędowych (Gcz) do 1,52% na utworach karbońskich<br />
(Kn). Wyższą od powierzchni kontrolnych (K) zawartość azotu w igłach stwierdzono jedynie<br />
w igłach sosny wzrastających na zwałowisku „Smolnica” (wariant Kn), natomiast istotnie<br />
niższą zawartość azotu w porównaniu z powierzchniami kontrolnymi (K) stwierdzono dla:<br />
glin czwartorzędowych (Gcz) (0,98%), piasków trzeciorzędowych (Pt) (1,07%), piasków gliniastych<br />
czwartorzędowych (PGcz) (1,21%) i piasków czwartorzędowych (Pcz1) (1,15%)<br />
(tab. 2).<br />
Zawartość potasu (K%) w igłach sosny kształtowała się średnio od 0,45% na czwartorzędowych<br />
piaskach luźnych (Pcz1) do 0,76% na nawożonych utworach karbońskich (Kn).<br />
W porównaniu z powierzchniami kontrolnymi (K) (K – 0,52%) istotnie wyższą zawartość potasu<br />
stwierdzono w przypadku piasków czwartorzędowych (Pcz2) (0,73%) i nawożonych<br />
utworów karbońskich (Kn) (0,76%) (tab. 2).<br />
Zawartość wapnia (Ca%) w igłach sosny wynosiła średnio od 0,23% na glinach czwartorzędowych<br />
(Gcz) do 0,<strong>49</strong>% na piaskach gliniastych czwartorzędowych (PGcz). W porównaniu<br />
z powierzchniami kontrolnymi (K) (Ca – 0,33%) zawartość wapnia była wyższa we<br />
wszystkich wariantach siedliskowych z wyjątkiem Gcz na zwałowisku „Bełchatów”, a istotnie<br />
wyższą średnią zawartość wapnia stwierdzono w wariantach siedliskowych na piaskach<br />
czwartorzędowych (Pcz1) i piaskach gliniastych czwartorzędowych (PGcz) na wyrobisku<br />
„Szczakowa” (tab. 2).<br />
Najniższą zawartością fosforu (P%) (0,10%) odznaczały się sosny wzrastające na glinach<br />
czwartorzędowych (Gcz), a najwyższą (0,15%) – sosny na utworach karbońskich<br />
100
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
(Kn). W porównaniu z powierzchniami kontrolnymi (K) (P – 0,13%) wyższą zawartość fosforu<br />
(0,15%) w igłach sosny stwierdzono jedynie w wariancie Kn na zwałowisku „Szczakowa”.<br />
Istotnie niższą zawartość tego pierwiastka stwierdzono w wariantach siedliskowych<br />
na glinach czwartorzędowych Gcz (0,10%), piaskach trzeciorzędowych Pt (0,11%), piaskach<br />
gliniastych czwartorzędowych (PGcz) (0,12%) i piaskach czwartorzędowych Pcz1<br />
(0,11%) (tab. 2).<br />
Zawartość magnezu (Mg%) w iglach sosny wynosiła średnio od 0,09% na piaskach<br />
trzeciorzędowych (Pt) i piaskach czwartorzędowych (Pcz2) do 0,13% na utworach karbońskich<br />
(Kn). Istotnie wyższą zawartość Mg w porównaniu z powierzchniami kontrolnymi na<br />
siedliskach „naturalnych” (Mg – 0,10%) stwierdzono w igłach sosen wzrastających na utworach<br />
karbońskich (Kn) (tab. 2).<br />
Tabela 2. Zawartość makropierwiastków oraz długość (Dł 100<br />
) i masa igieł (M 100<br />
) sosny zwyczajnej<br />
(Pinus sylvestris L.) wzrastającej na zrekultywowanych obiektach pogórniczych oraz<br />
na siedliskach naturalnych na powierzchniach kontrolnych<br />
Table 2. Macroelements kontent, length (DL 100) and the mass of needles (M 100) of Scots<br />
pine (Pinus sylvestris L.) growing on reclaimed post-mining sites and control plots on<br />
natural forest sites<br />
Obiekt<br />
Wariant<br />
N K Ca P Mg<br />
%<br />
Dł 100<br />
, mm<br />
M 100<br />
, g<br />
Bełchatów<br />
Gcz<br />
Pt<br />
0,98<br />
(0,89-1,09)<br />
1,07<br />
(0,92-1,39)<br />
0,<strong>49</strong><br />
(0,27-0,64)<br />
0,61<br />
(0,41-0,77)<br />
0,23<br />
(0,19-0,32)<br />
0,33<br />
(0,28-0,42)<br />
0,10<br />
(0,10-0,11)<br />
0,11<br />
(0,10-0,12)<br />
0,11<br />
(0,08-0,14)<br />
0,09<br />
(0,08-0,11)<br />
<strong>49</strong>,8<br />
(44-60)<br />
48,3<br />
(44-54)<br />
2,37<br />
(1,97-2,88)<br />
2,56<br />
(2,29-2,86)<br />
Smolnica<br />
Kn<br />
1,52<br />
(1,38-1,68)<br />
0,76<br />
(0,62-0,90)<br />
0,34<br />
(0,23-0,48)<br />
0,15<br />
(0,13-0,17)<br />
0,13<br />
(0,11-0,15)<br />
51,0<br />
(50-54)<br />
1,75<br />
(1,63-1,98)<br />
Szczakowa<br />
PGcz<br />
Pcz1<br />
1,21<br />
(1,02-1,35)<br />
1,15<br />
(0,99-1,15)<br />
0,50<br />
(0,42-0,62)<br />
0,45<br />
(0,40-0,54)<br />
0,<strong>49</strong><br />
(0,28-0,64)<br />
0,46<br />
(0,27-0,65)<br />
0,12<br />
(0,10-0,14)<br />
0,11<br />
(0,10-0,15)<br />
0,10<br />
(0,09-0,11)<br />
0,10<br />
(0,09-0,11)<br />
53,0<br />
(48-60)<br />
42,3<br />
(31-55)<br />
3,10<br />
(2,51-4,03)<br />
3,47<br />
(2,69-4,18)<br />
Piaseczno<br />
PczIt<br />
Pcz2<br />
1,42<br />
(1,32-1,65)<br />
1,26<br />
(1,18-1,35)<br />
0,56<br />
(0,43-0,77)<br />
0,73<br />
(0,52-0,91)<br />
0,39<br />
(0,27-0,60)<br />
0,37<br />
(0,28-0,52)<br />
0,13<br />
(0,12-0,15)<br />
0,13<br />
(0,12-0,13)<br />
0,10<br />
(0,08-0,12)<br />
0,09<br />
(0,07-0,11)<br />
56,8<br />
(51-60)<br />
54,8<br />
(50-58)<br />
2,66<br />
(2,19-2,96)<br />
2,15<br />
(1,98-2,29)<br />
Powierzchnie<br />
kontrolne<br />
K<br />
1,44<br />
(1,16-1,80)<br />
0,52<br />
(0,40-0,66)<br />
0,33<br />
(0,25-0,63)<br />
0,13<br />
(0,11-0,16)<br />
0,10<br />
(0,07-0,12)<br />
59,3<br />
(55-67)<br />
3,53<br />
(2,62-4,35)<br />
Objaśnienia: 0,98 (0,89–1,09) – średnia i zakres. * – zaznaczone wartości średnie są istotnie różne<br />
w porównaniu z wartościami podawanymi z powierzchni kontrolnych (przy p=0,05).<br />
Objaśnienia i charakterystykę wariantów siedliskowych podano w „Metodyce”; Dł 100<br />
– średnia długość<br />
igieł; M 100<br />
– średnia masa igieł.<br />
101
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma<br />
4. Dyskusja<br />
Uzyskane wyniki uzupełniają dane literaturowe dotyczące zakresów zawartości makropierwiastków<br />
w igłach, przy których sosny nie wykazują oznak deficytów. Potwierdza<br />
to duże zdolności adaptacyjne tego gatunku do nowo powstających siedlisk na obiektach<br />
pogórniczych. Na przykład, zawartość azotu w igliwiu sosny według stopni odżywienia,<br />
opracowanych dla rekultywowanych zwałowisk w Dolnołużyckim Zagłębiu Węgla Brunatnego,<br />
odpowiadała pierwszemu (I) (silny deficyt) i drugiemu (II) (niedobór) stopniowi odżywienia<br />
[Heinsdorf 1999]. Z kolei według zakresów zawartości podawanych z siedlisk<br />
„naturalnych”, dla których sosny wykazują prawidłowy wzrost i rozwój (1,17–2,91%) [Fober<br />
1993] zawartość azotu była niższa w przypadku glin czwartorzędowych (Gcz) i piasków<br />
trzeciorzędowych (Pt) na zwałowisku „Bełchatów” oraz piasków czwartorzędowych<br />
(Pcz1) na wyrobisku „Szczakowa”. Niedobór azotu na terenach rekultywowanych jest jednym<br />
z najważniejszych czynników mogących wpływać na wzrost i rozwój drzewostanów<br />
w następnych fazach rozwojowych [Bajorek 2006, Bajorek-Zydroń i in. 2007, Kuznetsova<br />
i in. 2010]. Aktualnie jednak nie stwierdzono wyraźnych i typowych oznak niedoboru tego<br />
pierwiastka w postaci charakterystycznych przebarwień i chloroz aparatu asymilacyjnego<br />
[Baule, Fricker 1973]. Drugim pierwiastkiem, który często występuje w niedoborze na<br />
terenach pogórniczych, jest fosfor [Bajorek 2006; Bajorek i in. 2007; Pietrzykowski i in.<br />
2010]. W przypadku badanych wariantów siedliskowych w odniesieniu do stopni odżywienia<br />
sosny zwyczajnej [Heinsdorf 1999] zaopatrzenie w fosfor było wystarczające (III stopień)<br />
lub nawet luksusowe (IV stopień) w przypadku nawożonych utworów karbońskich<br />
(Kn). Przyjmując zakresy i stopnie odżywienia zaproponowane przez Heinsdorfa [1999],<br />
zaopatrzenie w potas, wapń i magnez również można uznać za wystarczające. Podobnie<br />
w odniesieniu do wartości z siedlisk „naturalnych” podawanych przez Fobera [1993] zawartość<br />
fosforu, potasu, wapnia i magnezu we wszystkich badanych wariantach mieściła<br />
się w przedziale optymalnym podawanym z siedlisk „naturalnych”, przy których sosna wykazywała<br />
prawidłowy wzrost i rozwój.<br />
Z przedstawionych badań wynika, że porównywanie zawartości makroelementów<br />
w igłach sosny porastającej wybrane obiekty pogórnicze w Polsce ze stopniami odżywienia<br />
sosny opracowanymi dla terenów zwałowisk w Zagłębiu Dolnołużyckim można traktować<br />
orientacyjnie. Wynika to ze specyficznych warunków siedliskowych w Zagłębiu Dolnołużyckim,<br />
gdzie np. zasiarczone trzeciorzędowe piaski są neutralizowane popiołami elektrownianymi<br />
po spalaniu węgla brunatnego. W warunkach polskich dla terenów pogórniczych<br />
nie opracowano dotąd liczb granicznych dla sosny zwyczajnej [Pietrzykowski, Krzaklewski<br />
2009, Pietrzykowski i in. 2010].<br />
Porównując całościowo obiekty i warianty siedliskowe, stwierdzić można jednoznacznie,<br />
że najlepiej zaopatrzonymi w makroskładniki pokarmowe były sosny wzrastające na<br />
skałach karbońskich, z przewagą łupków ilastych, na zwałowisku „Smolnica” (Kn). Są to<br />
102
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
utwory potencjalnie żyzne dla sosny. Sosnę na tych powierzchniach charakteryzowała najwyższa<br />
zawartość azotu (N), fosforu (P), potasu (K) i magnezu (Mg) spośród wyróżnionych<br />
wariantów siedliskowych na terenach pogórniczych. Natomiast w porównaniu z powierzchniami<br />
kontrolnymi na siedliskach „naturalnych” sosny na tym obiekcie charakteryzowały:<br />
wyższa (nieistotnie) zawartość azotu (N), wapnia (Ca) potasu (P) i istotnie wyższa potasu<br />
(K) i magnezu (Mg). Za najgorzej zaopatrzone w składniki pokarmowe można uznać sosny<br />
wzrastające na glinach czwartorzędowych (Gcz) na zwałowisku „Bełchatów”. Odznaczały<br />
się one najniższą zawartością azotu (N), wapnia (Ca) i fosforu (P) spośród wyróżnionych<br />
wariantów siedliskowych oraz niską zawartością potasu (K). W porównaniu z powierzchniami<br />
kontrolnymi na siedliskach „naturalnych” (K) igły sosen wzrastających w wariancie<br />
Gcz na zwałowisku KWB „Bełchatów” odznaczały się nieistotnie wyższą zawartością magnezu<br />
(Mg), nieistotnie niższą zawartością potasu (K), wapnia (Ca) i istotnie niższą azotu<br />
(N) i fosforu (P). Jest to zastanawiające, ponieważ utwory budujące skałę macierzystą gleby<br />
w wariancie siedliskowym Gcz na zwałowisku bełchatowskim można uznać za zasobne.<br />
Utwory te charakteryzuje korzystny skład granulometryczny (glina piaszczysta) oraz<br />
często wyższa zawartość składników pokarmowych (N, P, K + , Ca 2+ , Mg 2+ ) niż inne badane<br />
warianty siedliskowe (tab. 1). Pomimo tego zasobność substratu glebowego nie przekłada<br />
się na stan zaopatrzenia drzew w składniki pokarmowe. Wynika to z faktu, że zasobność<br />
gleb pogórniczych nie jest jednoznaczna z żyznością, a więc zdolnością do całościowego<br />
zaspokajania potrzeb pokarmowych fitocenoz. Często warunki siedliskowe na<br />
terenach pogórniczych są odmienne niż na siedliskach „naturalnych” i mogą występować<br />
inne czynniki zakłócające odżywianie mineralne drzew. Są to np. niekorzystne stosunki<br />
powietrzno-wodne i sprawność biologiczna gleb, mająca decydujące znaczenie w tzw.<br />
procesie samożywienia drzewostanów [Puchalski, Prusinkiewicz 1990]. Z kolei według<br />
wartości 10-stopniowej skali przybliżonej troficzności, opracowanej na podstawie średniej<br />
długości igieł przez Wajczysa i Rutkauskasa [1969, za: Puchalski, Prusinkiewicz 1990],<br />
najgorsze warunki troficzne dla sosny występowały na piaskach czwartorzędowych (Pcz1)<br />
na wyrobisku „Szczakowa” (stopień 4), natomiast najlepsze na utworach karbońskich (Kn),<br />
piaskach gliniastych czwartorzędowych (PGcz), piaskach czwartorzędowych z domieszką<br />
iłów trzeciorzędowych (PczIt) oraz piaskach czwartorzędowych (Pcz2) (stopień 6). Wartości<br />
te jednak nie korelowały z zawartością makroskładników pokarmowych w igłach, dlatego<br />
możliwości użycia takiej oceny troficzności na siedliskach powstałych na obiektach pogórniczych<br />
wydaje się ograniczone.<br />
W ocenie stanu odżywiania drzewostanów ważne są nie tylko zawartości poszczególnych<br />
makroelementów w igłach, ale także wzajemne proporcje pomiędzy nimi [Baule,<br />
Fricker 1973]. Harmonijne zaopatrzenie roślin w składniki pokarmowe oznacza, że każdy<br />
składnik występuje w wyrównanym stosunku do koncentracji pozostałych składników pokarmowych.<br />
Dzięki temu pobieranie składników pokarmowych nie jest zakłócane i zapewnia<br />
optymalny wzrost [Baule, Fricker 1973]. Nie oznacza to jednak, że stosunki ilościowe<br />
103
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma<br />
pierwiastków w biomasie roślin są ściśle określone, ponieważ występują one w pewnym<br />
naturalnym zakresie zmienności. Przy założeniu, że dane z powierzchni kontrolnych założonych<br />
na siedliskach „naturalnych” są wzorcowe można ogólnie stwierdzić, że stosunki<br />
ilościowe w badanych substratach na siedliskach pogórniczych są zaburzone. W porównaniu<br />
z powierzchniami kontrolnymi na siedliskach naturalnych stosunek N:P podwyższony<br />
był jedynie w przypadku piasków czwartorzędowych zmieszanych z iłami trzeciorzędowymi<br />
(PczIt) na zwałowisku „Piaseczno”, natomiast w pozostałych wariantach siedliskowych był<br />
niższy. Stosunki N:K, N:Ca, i N:Mg były niższe we wszystkich wariantach siedliskowych na<br />
obiektach pogórniczych. Potwierdza to zaburzenia w harmonijnym zaopatrzeniu w składniki<br />
pokarmowe oraz niedobór azotu na siedliskach badanych obiektów pogórniczych. Jednak<br />
warunki wzrostu na terenach pogórniczych są odmienne niż na siedliskach „naturalnych”,<br />
dlatego wymuszają inną strategię pokarmową drzew [Hüttl 1998, Pietrzykowski 2010]. Dysharmonijne<br />
zaopatrzenie w składniki pokarmowe może w konsekwencji prowadzić do zakłóceń<br />
fizjologicznych i wzrostowych drzew [Baule, Fricker 1973]. Podkreślić jednak należy,<br />
że aktualnie jednak nie stwierdzono żadnych negatywnych symptomów we wzroście sosen<br />
na badanych obiektach pogórniczych.<br />
Prawidłowe rozpoznanie stopnia zaopatrzenia drzew w składniki pokarmowe ma podstawowe<br />
znaczenie dla projektowania właściwych zabiegów z zakresu rekultywacji, w tym<br />
szczególnie nawożenia mineralnego [Baule, Fricker 1973, Bajorek 2006], a także w monitorowaniu<br />
stabilności wzrastających drzewostanów, stanowiących główny składnik powstających<br />
biocenoz. Występujące niedobory w zaopatrzeniu w azot mogłyby skłaniać do<br />
przeprowadzenia nawożenia mineralnego. Podkreślić należy jednak, że zabieg ten na rekultywowanych<br />
terenach pogórniczych powinien być rozważany tylko w przypadkach najsilniejszych<br />
deficytów. Aktualnie uważa się, że dążenie do maksymalnego przyrostu drzewostanów,<br />
a tym samym biomasy zbiorowisk poprzez osiągnięcie luksusowego stopnia<br />
odżywienia drzew, nie powinno być celem najważniejszym na terenach rekultywowanych<br />
[Knoche i in. 2002; Pietrzykowski i in. 2010]. Po okresie dobrego wzrostu drzew i przyrostu<br />
biomasy w fazach młodocianych może nastąpić spadek przyrostu w fazach późnych. Ostatnio<br />
obserwuje się nawet zjawisko wymierania i przerzedzania drzewostanów sosnowych<br />
wskutek infekcji korzeniowcem wieloletnim Heterobasidion annosum (Fr.) [Knoche, Ertle<br />
2010]. W tym kontekście najistotniejszym celem jest osiągnięcie przez powstający ekosystem<br />
sprawnego obiegu biogenów [Knoche i in. 2002] i stabilności drzewostanów, stanowiących<br />
główny element modyfikujący tworzące się siedliska leśne.<br />
5. Podsumowanie i wnioski<br />
1. Stan odżywienia sosny zwyczajnej oceniony na podstawie zawartości makroelementów<br />
w igliwiu może być potwierdzeniem jej dużych zdolności adaptacyjnych w warunkach<br />
rekultywowanych obiektów pogórniczych;<br />
104
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
2. Najbardziej deficytowym pierwiastkiem w warunkach badanych obiektów pogórniczych<br />
w porównaniu z powierzchniami kontrolnymi na siedliskach „naturalnych” był<br />
azot, natomiast zaopatrzenie w pozostałe składniki pokarmowe można uznać za wystarczające;<br />
3. Najlepiej zaopatrzonymi w składniki pokarmowe były sosny wzrastające na utworach<br />
karbońskich zwałowiska Smolnica (Kn), natomiast najgorzej sosny wzrastające na<br />
glinach czwartorzędowych zwałowiska Bełchatów (Gcz). Zasobność utworów stanowiących<br />
skałę macierzystą gleb pogórniczych nie zawsze przekłada się na stan zaopatrzenia.<br />
W tym kontekście zasobność utworów nie jest najważniejszą cechą składową<br />
żyzności, czyli zdolności do zaspokajania potrzeb pokarmowych zbiorowisk<br />
roślinnych. Istnieją bowiem inne czynniki na siedliskach terenów poprzemysłowych<br />
ograniczające pobieranie składników pokarmowych przez drzewa, co wymaga odrębnych<br />
badań.<br />
Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2007–2009 jako projekt<br />
badawczy w ramach Grantu N 309 013 32/2076, Ministerstwa Nauki i Szkolnictwa Wyższego<br />
RP, a następnie badanie kontynuowane w ramach DS 3420 Katedry Ekologii<br />
Lasu UR w Krakowie.<br />
PIśMIENNICTWO<br />
Bajorek K. 2006. Ocena zaopatrzenia w składniki pokarmowe sosny zwyczajnej (Pinus<br />
sylvestris L.) w I klasie wieku, rosnącej na wierzchowinie zwałowiska zewnętrznego<br />
Kopalni Węgla Brunatnego „Bełchatów” i w lasach gospodarczych nadleśnictwa Bełchatów.<br />
Rozprawa doktorska, Katedra Ekologii Lasu UR, Kraków.<br />
Bajorek-Zydroń K., Krzaklewski W., Pietrzykowski M. 2007. Ocena zaopatrzenia<br />
sosny zwyczajnej w składniki pokarmowe w warunkach zwałowiska zewnętrznego<br />
KWB „Bełchatów”. Górnictwo i Geoinżynieria 31 (2): 67–74.<br />
Baule H., Fricker C. 1973. Nawożenie drzew leśnych. PWRiL, Warszawa.<br />
Baumann K., Rumpelt A., Schneider B.U., Marschner P., Hüttl R.F. 2006.<br />
Seedling biomass and element content of Pinus sylvestris and Pinus nigra grown in<br />
sandy substrates with lignite. Geoderma 136: 573–578.<br />
Fober H. 1993. Żywienie mineralne. [w:] Biologia sosny zwyczajnej. S. Białobok (red.).<br />
Sorus, Poznań-Kórnik: 182–193.<br />
Harabin Z., Ordon S., Węgierek S. 1980. Wzrost i rozwój samosiewu sony zwyczajnej<br />
(Pinus sylvestris L.) na zwałowisku odpadów węgla kamiennego „Smolnica”. Archiwum<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska 2: 193–201.<br />
Heinsdorf D. 1999. Düngung von Forstkulturen auf Lausitzer Kippen. Laubag, Eberswalde.<br />
105
Marcin Pietrzykowski, Bartłomiej Woś, Szymon Huma<br />
Hüttl R.F. 1998. Ecology of post strip-mining landscapes in Lusatia, Germany. Environmental<br />
Science and Policy 1: 129–135.<br />
Instrukcja Urządzania Lasu. 2003. PGL Lasy Państwowe.<br />
Knoche D., Ertle C. 2010. Infection of Scots pine afforestations (Pinus sylvestris L.) by<br />
annosum root rot (Heterobasidion annosum (Fr.) Bref.) in the Eastern German Lignite<br />
District. Civil and Environmental Engineering Reports 4: 35–45.<br />
Knoche D., Embacher A., Katzur J. 2002. Water and element fluxes of red oak ecosystems<br />
during stand development on post-mining sites (Lusatian Lignite District). Water,<br />
Air, and Soil Pollution 141: 219–231.<br />
Kuznetsova T., Mandre M., Klõšeiko J., Pärn H. 2010. A comparison of the<br />
growth of Scots pine (Pinus sylvestris L.) in a reclaimed oil shale post-mining area and<br />
in a Calluna site in Estonia. Environmental Monitoring and Assessment 166: 257–265.<br />
Ochał W., Pająk M., Pietrzykowski M. 2010. Struktura grubości wybranych drzewostanów<br />
sosnowych wzrastających na rekultywowanych dla leśnictwa terenach pogórniczych.<br />
Sylwan 154 (5): 323−332.<br />
OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości<br />
gleb i roślin. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska: 241–244.<br />
Pająk M., Forgiel M., Krzaklewski W. 2004. Growth of trees used in reforestation<br />
of a northern slope of the external spoil bank of the “Bełchatów” Brown Coal Mine.<br />
Electronic Journal of Polish Agricultural Universities, Series Forestry 7(2).<br />
Pietrzykowski M. 2005. Charakterystyka wybranych cech roślinności drzewiastej na<br />
terenach rekultywowanych oraz pozostawionych procesowi sukcesji na przykładzie<br />
powierzchni badawczych na wyrobisku kopalni piasku „Szczakowa”. Acta Agraria et<br />
Silvestria, Series Silvestris 43: 1–26.<br />
Pietrzykowski M. 2006. Właściwości gleb powstających na rekultywowanych i pozostawionych<br />
sukcesji terenach wyrobiska po eksploatacji piasków podsadzkowych.<br />
Roczniki Gleboznawcze 57 (3/4): 97−105.<br />
Pietrzykowski M., Krzaklewski W. 2009. Rekultywacja leśna terenów wyrobisk po<br />
eksploatacji piasków podsadzkowych na przykładzie Kopalni „Szczakowa”. Monografia.<br />
Katedra Ekologii Lasu UR, Kraków.<br />
Pietrzykowski M., 2010. Scots pine (Pinus sylvestris L.) ecosystem macronutrients<br />
budget on reclaimed mine sites stand trees supply and stability. Natural Science 2 (6):<br />
590–599.<br />
Pietrzykowski M., Krzaklewski W., Pająk. M., Socha J., Ochał W. 2010. Analiza<br />
i optymalizacja metod klasyfikacji siedlisk i kryteriów oceny rekultywacji leśnej na<br />
wybranych terenach pogórniczych w Polsce. Red. M. Pietrzykowski, Monografia, Wydawnictwo<br />
UR Kraków, ss. 214.<br />
Prusinkiewicz Z., Biały K., Chrapkowski B. 1974. Skład chemiczny i cechy biometryczne<br />
organów asymilacyjnych jako wskaźniki warunków glebowych oraz mine-<br />
106
Zawartość makropierwiastków (N, P, K, Ca, Mg) i niektóre cechy biometryczne aparatu...<br />
ralnego odżywiania i potrzeb nawozowych drzewostanów sosnowych. Roczniki Gleboznawcze<br />
25 (3): 223–236.<br />
Puchalski T., Prusinkiewicz Z. 1990. Ekologiczne podstawy siedliskoznawstwa leśnego.<br />
PWRiL, Warszawa.<br />
Stolarska M., Stolarski R., Harabin Z., Krzaklewski W., Pietrzykowski<br />
M. 2006. Sosna zwyczajna (Pinus sylvestris L.) z sukcesji na centralnym zwałowisku<br />
odpadów węgla kamiennego. Roczniki Gleboznawcze 57 (1/2): 183–191.<br />
107
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Andrzej Wysokiński*<br />
ZAWARTOŚĆ ŻELAZA I MANGANU W ROŚLINACH NAWOŻONYCH<br />
OSADAMI ŚCIEKOWYMI KOMPOSTOWANYMI Z CaO I POPIOŁEM<br />
Z WĘGLA BRUNATNEGO<br />
THE CONTENT OF IRON AND MANGANESE IN PLANTS FERTILIZED<br />
WITH SEWAGE SLUDGE COMPOSTED WITH CaO AND BROWN<br />
COAL ASH<br />
Słowa kluczowe: osady ściekowe, tlenek wapnia, popiół z węgla brunatnego, kompostowanie,<br />
żelazo, mangan.<br />
Key words: sewage sludge, calcium oxide, ash from brown coal, composting process, iron,<br />
manganese.<br />
In three year pots experiment the influence of fertilization with composted sewage<br />
sludge, farmyard manure and their mixtures with calcium oxide and brown coal ash on<br />
iron and manganese contents in tested plants were investigated. Fresh sewage sludge<br />
from sewage treatment plant in Siedlce (after methane fermentation) and in Łuków (stabilized<br />
in oxygenic conditions) as well as the farmyard manure was mixed separately<br />
with CaO and brown coal ash at 2:1 ratio recalculated to dry matter and it was composted<br />
by three months. To every pot introduced 9 kg of soil and one kilogram of prepared<br />
composts. In first year of experiment was cultivated Italian ryegrass harvested<br />
twice, however in second and third year maize and sunflower. The contents of iron and<br />
manganese in tested plants fertilized with composted sewage sludge and farmyard manure<br />
with CaO addition were smaller than after use these organic materials without addition.<br />
The plants fertilized with the composts of sewage sludge and farmyard manure<br />
with ash addition contained most often less marked chemical elements than after used<br />
this organic materials without addition, but more in comparison at plants fertilized by<br />
mixtures with CaO. The content of manganese in Italian ryegrass and in maize cultiva-<br />
* Dr inż. Andrzej Wysokiński – Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Uniwersytet<br />
Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 88;<br />
e-mail: awysoki@uph.edu.pl<br />
108
Zawartość żelaza i manganu w roślinach nawożonych osadami ściekowymi...<br />
tion in second year on objects fertilized with sewage sludge was higher than after use of<br />
farmyard manure. The content of manganese in remaining and iron in all tested plants<br />
most often was not unambiguously diversified after use of sewage sludge and farmyard<br />
manure fertilization.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Żelazo i mangan są pierwiastkami niezbędnymi dla wzrostu i rozwoju roślin, poprzez ich<br />
udział w procesach metabolicznych. Ponadto są ważnymi pierwiastkami dla prawidłowego<br />
rozwoju i funkcjonowania zwierząt i człowieka [Żechałko-Czajkowska 1992, Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999, Spiak 2000]. Bogatym źródłem żelaza i manganu dla roślin są różnego<br />
rodzaju odpady przemysłowe i komunalne wykorzystywane w nawożeniu, przy czym na<br />
szczególną uwagę zasługują osady ściekowe.<br />
Skład frakcyjny żelaza zawartego w osadach ściekowych, charakteryzujący się niską<br />
zawartością frakcji rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej i węglanowej, jest zbliżony do składu<br />
frakcyjnego tego metalu znajdującego się w glebie [Korentajer 1991, Haneklaus i in.<br />
1996a, Kalembasa i in. 2001b, Kalembasa, Wysokiński 2004].<br />
Obróbka osadów ściekowych mająca najczęściej na celu poprawę ich właściwości fizycznych<br />
oraz wyeliminowanie zagrożeń mikrobiologicznych prowadzi nie tylko do ilościowych<br />
zmian ich składu chemicznego – zawartości mikroelementów, ale również może mieć<br />
wpływ na pobieranie przez rośliny składników wprowadzonych do gleby.<br />
Żelazo i mangan w roztworze glebowym występują w formie jonowej oraz w postaci różnorodnych<br />
kompleksowych połączeń mineralnych i organicznych. Ich dostępność dla roślin<br />
uzależniona jest m.in. od odczynu gleby, a objawy niedoboru obserwowane są najczęściej<br />
na glebach alkalicznych [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Niedobór tych pierwiastków dla<br />
roślin jest najczęściej wynikiem zachwiania chemicznej równowagi środowiska przez czynniki<br />
antropogeniczne, prowadzącej do ograniczenia ich rozpuszczalności, a nie efektem niskiej<br />
zawartości w glebie.<br />
Prawidłowa zawartość mikroelementów w roślinach jest ważną cechą jakościową w kryteriach<br />
ich oceny pod względem konsumpcyjnym i paszowym. Obserwowane w ostatnich<br />
latach zmniejszenie ilości stosowanych nawozów organicznych, często ograniczone tylko<br />
do stosowania składników w postaci mineralnej, prowadzi do ujemnego bilansu mikroelementów<br />
w glebie, co może w efekcie rzutować na możliwości ich pobierania przez rośliny<br />
[Czuba 2000, Szulc i in. 2004].<br />
Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu nawożenia kompostowanymi<br />
osadami ściekowymi z dodatkiem CaO i popiołu z węgla brunatnego na zawartość żelaza<br />
i manganu w roślinach testowych.<br />
109
Andrzej Wysokiński<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
Osady ściekowe z oczyszczalni ścieków w Siedlcach (po fermentacji metanowej, 21%<br />
s.m.) i Łukowie (stabilizowane w warunkach tlenowych, 14,0% s.m.) oraz jako nawóz standardowy<br />
obornik (24,0% s.m.), mieszano z tlenkiem wapnia oraz popiołem z węgla brunatnego<br />
w proporcjach 2:1, w przeliczeniu na suchą masę. Ilość CaO i oddzielnie popiołu dodanego<br />
do 1 kg osadów z Siedlec i Łukowa wynosiła odpowiednio 105 i 70 g, natomiast do<br />
obornika 120 g. Tak sporządzone mieszaniny oraz osady i obornik bez dodatków kompostowano<br />
przez 3 miesiące, a następnie w ilości 1 kg wprowadzono do wazonów zawierających<br />
9 kg utworu glebowego tak, aby udział nawozu stanowił 10% ogólnej masy podłoża.<br />
W doświadczeniu uwzględniono obiekty kontrolne – sama gleba oraz gleba z dodatkiem<br />
CaO i popiołu w ilości odpowiadającej średniej ich masie dodanej do osadów i obornika<br />
(98 g·wazon -1 ).<br />
Szczegółowy schemat doświadczenia wazonowego przeprowadzonego w szklarni<br />
przedstawiono w tabeli 1.<br />
Materiały organiczne i organiczno-mineralne zastosowano jednorazowo tylko w I roku<br />
(na 10 dni przed siewem nasion), natomiast w II i III roku badano działanie następcze. Ze<br />
względu na niską zawartość potasu w osadach i ich mieszaninach oraz możliwość retrogradacji<br />
fosforu na obiektach z udziałem CaO do wszystkich obiektów stosowano w każdym<br />
roku przedsiewne uzupełniające nawożenie fosforem i potasem w ilości 0,4 g P (superfosfat<br />
potrójny granulowany – 20% P) oraz 1,2 g K·wazon -1 (sól potasowa – <strong>49</strong>,8% K). Popiół<br />
z węgla brunatnego zawierał 11281 mg Fe i 242,2 mg Mn w 1 kg suchej masy.<br />
Tabela 1. Schemat doświadczenia<br />
Table 1. Scheme of experiment<br />
Zastosowane nawożenie<br />
Bez nawożenia organicznego<br />
(obiekt kontrolny)<br />
Kompostowane osady ściekowe<br />
z Siedlec<br />
Kompostowane osady ściekowe<br />
z Łukowa<br />
Kompostowany obornik<br />
Obiekty nawozowe<br />
Rodzaj dodatku do osadów<br />
bez dodatku*<br />
z dodatkiem CaO**<br />
z dodatkiem popiołu **<br />
bez dodatku<br />
z dodatkiem CaO<br />
z dodatkiem popiołu<br />
bez dodatku<br />
z dodatkiem CaO<br />
z dodatkiem popiołu<br />
bez dodatku<br />
z dodatkiem CaO<br />
z dodatkiem popiołu<br />
Objaśnienia: * sama gleba, ** gleba z dodatkiem odpowiednio CaO lub popiołu.<br />
110
Zawartość żelaza i manganu w roślinach nawożonych osadami ściekowymi...<br />
Gleba wykorzystana w doświadczeniu, o składzie granulometrycznym w poziomie Ap<br />
– piasek gliniasty mocny pylasty, wykazywała kwaśny odczyn (pH w 1 mol KCl∙ dm -3 = 4,1),<br />
a zawartość w niej węgla w związkach organicznych i azotu ogółem wynosiła odpowiednio<br />
9,20 i 0,63 g∙kg -1 .<br />
Doświadczenie wazonowe prowadzono przez 3 lata, uprawiając w I roku rajgras włoski<br />
zbierany dwukrotnie odpowiednio po 40 dniach od siewu nasion (w III dekadzie lipca) oraz<br />
po 40 dniach od pierwszego zbioru. W II i III roku badań roślinami testowymi były kukurydza<br />
i słonecznik wysiewany po zbiorze kukurydzy w tych samych wazonach. Do każdego<br />
wazonu wysiano po 5 nasion odpowiednio kukurydzy oraz słonecznika, a po ich wschodach<br />
pozostawiano trzy rośliny w wazonie. Części nadziemne kukurydzy i słonecznika zbierano<br />
po 90 dniach wegetacji.<br />
Zawartość żelaza i manganu w osadach ściekowych, oborniku oraz w ich mieszaninach<br />
z CaO i z popiołem, a także w zebranym materiale roślinnym oznaczono metodą ICP-AES<br />
w roztworze podstawowym uzyskanym po mineralizacji próbek na sucho w temperaturze<br />
450°C. Uzyskany popiół po mineralizacji zalano 6 mol HCl ·dm –3 w celu rozłożenia węglanów<br />
i odparowano jego nadmiar. Następnie uzyskane chlorki przeniesiono do kolb miarowych<br />
w 10-procentowym roztworze HCl.<br />
Uzyskane wyniki badań poddano analizie wariancji w układzie całkowicie losowym (test<br />
F – Fischera Snedecora), a wartości NIR 0,05<br />
do porównania średnich wyliczono z wykorzystaniem<br />
testu Tukeya.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Zawartości żelaza i manganu w suchej masie kompostowanych mieszanin osadów<br />
ściekowych z CaO były odpowiednio o 39,5% Fe i 29,1% Mn (średnio osadów z Siedlec<br />
i Łukowa) mniejsze niż w samych osadach (tab. 2). Kompostowane mieszaniny osadowo-<br />
-popiołowe zawierały średnio o 21,0% więcej żelaza oraz o 7,2% mniej manganu w porównaniu<br />
z kompostowanymi osadami bez dodatku. Zawartość badanych pierwiastków<br />
w kompostowanych osadach ściekowych z Siedlec i Łukowa oraz ich mieszaninach z CaO<br />
i popiołem z węgla brunatnego była średnio o 60,8% dla Fe i o <strong>49</strong>,6% dla Mn większa niż<br />
w kompostowanym oborniku oraz jego mieszaniach z CaO i popiołem.<br />
Analiza składu chemicznego osadów z Siedlec i Łukowa na przestrzeni ostatnich kilkunastu<br />
lat wykazała [Kalembasa 1992, Kalembasa 2001, Kalembasa i in. 2001a], że zawartość<br />
żelaza w tych osadach wynosiła od 400 do 5076 mg . kg -1 w s.m. Zawartość żelaza<br />
w badanych osadach ponad dwukrotnie przekracza podane wyżej wartości. Może to wskazywać<br />
na dużą zmienność zawartości tego pierwiastka w czasie z wyraźną tendencją do<br />
zwiększania się jego ilości. Zawartość żelaza oznaczona przez tych autorów w osadach<br />
ściekowych odpowiadała jednocześnie przeciętnej zawartości tego pierwiastka w oborniku<br />
[Maćkowiak, Żebrowski 2000], natomiast w badaniach własnych była większa niż w oborni-<br />
111
Andrzej Wysokiński<br />
ku. Ilość żelaza występująca w osadach ściekowych może być nawet kilkakrotnie większa<br />
niż w oborniku [Gondek, Filipek-Mazur 2004, Reszel, Głowacka 2004].<br />
Wysoka zawartość żelaza, a także innych pierwiastków (w tym metali), jest cechą charakterystyczną<br />
osadów ściekowych otrzymywanych w dużych aglomeracjach miejskich,<br />
gdzie znaczny udział w oczyszczanych ściekach stanowią ścieki przemysłowe. Dane literaturowe<br />
[Haneklaus i in. 1996b] wskazują na wysoką zawartość żelaza w tego typu osadach.<br />
Może ona osiągnąć nawet 92 800 mg . kg -1 .<br />
Badania nad zawartością metali śladowych przeprowadzone przez Siebielca i Stuczyńskiego<br />
[2008] w 43 oczyszczalniach ścieków wskazują na znaczne wartości współczynników<br />
zmienności dla żelaza i manganu wynoszące odpowiednio 60 i 68%.<br />
Tabela 2. Zawartość żelaza i manganu w kompostowanych osadach ściekowych i oborniku oraz<br />
ich mieszaninach z CaO i popiołem z węgla brunatnego, mg·kg -1 s.m.<br />
Table 2. Iron and manganese content in composted sewage sludge, farmyard manure and their<br />
mixtures with CaO and brown coal ash, mg·kg -1 D.M.<br />
Materiał organiczny<br />
Oznaczany<br />
pierwiastek<br />
Rodzaj zastosowanego dodatku<br />
popiół z wegla<br />
bez dodatku<br />
CaO<br />
brunatnego<br />
Kompostowane<br />
osady z Siedlec<br />
Fe<br />
Mn<br />
12436 (2537*)<br />
371,7 (75,8*)<br />
7839 (2563*)<br />
271,8 (88,9*)<br />
14052 (3864*)<br />
342,3 (94,1*)<br />
Kompostowane<br />
osady z Łukowa<br />
Fe<br />
Mn<br />
12327 (1578*)<br />
535,5 (68,5*)<br />
7160 (1618*)<br />
368,5 (83,3*)<br />
15884 (2970*)<br />
500,8 (93,6*)<br />
Kompostowany<br />
obornik<br />
Fe<br />
Mn<br />
2347 (537*)<br />
239,0 (54,7*)<br />
1307 (476*)<br />
137,0 (<strong>49</strong>,9*)<br />
10020 (3096*)<br />
226,8 (70,1*)<br />
Objaśnienia: * ilości pierwiastków wprowadzone do gleby w mg.<br />
Zawartość żelaza i manganu w roślinach najczęściej waha się od kilku do kilkuset, a nawet<br />
kilku tysięcy mg Fe·kg -1 s.m. oraz od kilku do kilkudziesięciu mg Mn·kg -1 [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999]. Rośliny testowe uprawiane w kolejnych latach badań na obiektach nawożonych<br />
kompostowanymi osadami ściekowymi i obornikiem z dodatkiem CaO i popiołu<br />
z węgla brunatnego zawierały w suchej masie odpowiednio od 47,1 do 356,7 mg Fe·kg -1<br />
(tab. 3) oraz od 10,0 do 156,2 mg Mn·kg -1 (tab. 4). Toksyczne dla większości roślin jest stężenie<br />
Mn wynoszące ok. 500 mg·kg -1 s.m. [Kucharzewski, Dębowski 2001]. Uzyskane zawartości<br />
tego pierwiastka w badaniach własnych były dalekie od wymienionego stężenia.<br />
Żelazo i mangan przechodzą do roztworu glebowego w postaci form dostępnych dla roślin<br />
przy niskich wartościach pH gleby, natomiast zmniejszenie ich form aktywnych postępuje<br />
wraz ze wzrostem wartości pH [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Badora 2002]. Obniżanie<br />
pH gleby prowadzi do zwiększenia ich zawartości w biomasie roślin często do wartości<br />
ponadnormatywnych, a nawet (szczególnie manganu) toksycznych, natomiast wapnowanie<br />
zmniejsza ich pobieranie przez rośliny [Rogoż 1994, Sykut i in. 1998, Rogoż 2000, 2002].<br />
112
Zawartość żelaza i manganu w roślinach nawożonych osadami ściekowymi...<br />
Tabela 3. Zawartość żelaza w roślinach testowych, mg·kg -1 s.m.<br />
Table 3. Iron content in tested plants, mg·kg -1 D.M.<br />
Bez nawożenia<br />
organicznego<br />
Kompostowane<br />
osady ściekowe<br />
z Siedlec<br />
Kompostowane<br />
osady ściekowe<br />
z Łukowa<br />
Obiekty nawozowe<br />
Lata doświadczenia<br />
I rok – rajgras II rok III rok<br />
I pokos<br />
II pokos<br />
kukurydza<br />
słonecznik<br />
kukurydza<br />
słonecznik<br />
sama gleba 213,5 167,6 204,2 183,7 114,7 169,6<br />
z dodatkiem CaO 223,7 162,2 194,4 177,4 110,9 140,9<br />
z dodatkiem popiołu 242,0 271,2 193,3 189,4 124,2 151,2<br />
Średnie 226,4 200,3 197,3 183,5 116,6 153,9<br />
bez dodatków 214,4 200,4 222,7 193,9 87,9 158,8<br />
z dodatkiem CaO 208,5 180,5 221,2 125,9 65,8 121,7<br />
z dodatkiem popiołu 234,5 173,7 193,4 163,1 70,0 148,3<br />
Średnie 219,1 184,9 212,4 161,0 74,6 142,9<br />
bez dodatków 356,7 282,3 212,4 133,2 88,0 153,1<br />
z dodatkiem CaO 266,2 185,1 159,9 122,9 47,1 118,5<br />
z dodatkiem popiołu 284,6 196,0 171,3 170,1 51,4 137,4<br />
Średnie 302,5 221,1 181,2 142,1 62,2 136,3<br />
bez dodatków 203,1 226,3 215,0 177,1 109,9 157,0<br />
Kompostowany<br />
z dodatkiem CaO 185,1 204,3 197,9 170,1 58,3 118,1<br />
obornik<br />
z dodatkiem popiołu 194,8 190,0 215,7 204,6 63,1 137,4<br />
Średnie 194,3 206,9 209,5 183,9 77,1 137,5<br />
Wartości średnie dla obiektów bez dodatku oraz z dodatkiem CaO i popiołu<br />
Bez dodatków 246,9 219,2 213,6 172,0 100,1 159,6<br />
Z dodatkiem CaO 220,9 183,0 193,4 1<strong>49</strong>,1 70,5 124,8<br />
Z dodatkiem popiołu 239,0 207,7 193,4 181,8 77,2 143,6<br />
NIR 0,05<br />
dla:<br />
– rodzaju nawozu organicznego<br />
– rodzaju dodatku<br />
13,6<br />
10,7<br />
17,8<br />
13,9<br />
11,3<br />
8,8<br />
13,9<br />
10,9<br />
8,7<br />
6,9<br />
11,0<br />
8,6<br />
Rajgras uprawiany w I roku oraz kukurydza i słonecznik zbierane w II i III roku z obiektów<br />
nawożonych osadami ściekowymi i obornikiem z dodatkiem CaO zawierały istotnie<br />
mniej żelaza i manganu niż rośliny nawożone tymi materiałami organicznymi bez dodatków.<br />
Rajgras nawożony osadami ściekowymi i obornikiem bez dodatków zawierał najczęściej<br />
zbliżone ilości żelaza i manganu w porównaniu z roślinami nawożonymi mieszaninami<br />
z udziałem popiołu z węgla brunatnego.<br />
Kukurydza i słonecznik nawożone mieszaninami osadów ściekowych z popiołem zawierały<br />
najczęściej mniej badanych pierwiastków niż po zastosowaniu tych materiałów organicznych<br />
bez dodatków, ale więcej niż po wprowadzeniu mieszanin z udziałem CaO, jednak<br />
nie we wszystkich przypadkach istotności uzyskanych różnic pomiędzy wartościami<br />
średnimi potwierdzono statystycznie.<br />
Zawartość żelaza w I pokosie rajgrasu włoskiego nawożonego osadami ściekowymi<br />
była o 25,5% większa, a w słoneczniku zbieranym w II roku o 21,3% mniejsza w porównaniu<br />
z roślinami uprawianymi na oborniku.<br />
113
Andrzej Wysokiński<br />
Tabela 4. Zawartość manganu w roślinach testowych, mg·kg -1 s.m.<br />
Table 4. Manganese content in tested plants, mg·kg -1 D.M.<br />
Bez nawożenia<br />
organicznego<br />
Kompostowane<br />
osady ściekowe<br />
z Siedlec<br />
Kompostowane<br />
osady ściekowe<br />
z Łukowa<br />
Kompostowany<br />
obornik<br />
Obiekty nawozowe<br />
Lata doświadczenia<br />
I rok – rajgras II rok III rok<br />
I pokos<br />
II pokos<br />
kukurydza<br />
słonecznik<br />
kukurydza<br />
słonecznik<br />
sama gleba 51,7 22,8 40,4 24,4 23,8 23,1<br />
z dodatkiem CaO 31,2 19,6 28,2 16,1 15,3 17,2<br />
z dodatkiem popiołu 48,3 80,5 32,1 19,5 19,4 24,7<br />
Średnie 43,7 41,0 33,6 20,0 19,5 21,7<br />
bez dodatków 91,6 120,4 87,6 20,6 27,3 18,2<br />
z dodatkiem CaO 75,8 59,4 34,7 14,9 10,1 16,4<br />
z dodatkiem popiołu 88,3 88,7 <strong>49</strong>,6 14,5 13,7 15,9<br />
Średnie 85,2 89,5 57,3 16,7 17,0 16,8<br />
bez dodatków 108,1 156,2 108,2 35,8 17,9 27,1<br />
z dodatkiem CaO 69,5 119,8 <strong>49</strong>,3 14,4 11,5 18,4<br />
z dodatkiem popiołu 93,9 142,9 72,3 19,3 10,4 21,7<br />
Średnie 90,5 139,6 76,6 23,2 13,3 22,4<br />
bez dodatków 68,8 72,2 42,4 19,2 17,4 20,9<br />
z dodatkiem CaO 58,7 54,8 29,9 17,8 13,7 18,3<br />
z dodatkiem popiołu 62,4 75,4 31,8 22,5 10,0 23,8<br />
Średnie 63,3 67,5 34,7 19,8 13,7 21,0<br />
Wartości średnie dla obiektów bez dodatku oraz z dodatkiem CaO i popiołu<br />
Bez dodatków 80,1 92,9 699,7 25,0 21,6 22,3<br />
Z dodatkiem CaO 58,8 63,4 35,5 15,8 12,7 17,6<br />
Z dodatkiem popiołu 73,2 96,9 46,5 19,0 13,4 21,5<br />
NIR 0,05<br />
dla:<br />
– rodzaju nawozu organicznego<br />
– rodzaju dodatku<br />
5,1<br />
4,0<br />
8,4<br />
6,6<br />
3,6<br />
2,8<br />
1,7<br />
1,3<br />
1,5<br />
1,2<br />
2,1<br />
1,6<br />
Ilości manganu oznaczone w I i II odroście rajgrasu oraz w kukurydzy zbieranej w II<br />
roku z obiektów nawożonych osadami ściekowymi były odpowiednio o 27,9, 41,1 i 48,2%<br />
większe niż w roślinach nawożonych obornikiem. Ilości tych mikroelementów uzyskane<br />
w pozostałych roślinach testowych zbieranych z obiektów nawożonych osadami ściekowymi<br />
w porównaniu z obiektami, do których wprowadzono obornik, nie była jednoznacznie<br />
zróżnicowana.<br />
Zawartość żelaza w roślinach zbieranych w I i II roku z obiektów nawożonych osadami<br />
ściekowymi i obornikiem (w kombinacji bez i z dodatkiem CaO i popiołu) była najczęściej<br />
zbliżona, w porównaniu z jego ilością w roślinach uprawianych na obiektach<br />
kontrolnych. Ilości manganu stwierdzone w rajgrasie i kukurydzy uprawianej w II roku na<br />
obiektach nawożonych osadami ściekowymi i obornikiem były najczęściej większe niż<br />
w roślinach zbieranych z obiektów kontrolnych. W roślinach zbieranych w III roku z obiektów<br />
kontrolnych oznaczono więcej żelaza i manganu niż w roślinach nawożonych osadami<br />
ściekowymi i obornikiem. Uzyskane wyniki należy wiązać zarówno z większą biomasą<br />
114
Zawartość żelaza i manganu w roślinach nawożonych osadami ściekowymi...<br />
roślin zbieranych z obiektów nawozowych (Kalembasa, Wysokiński 2004) w porównaniu<br />
z obiektami kontrolnymi oraz stopniowemu wyczerpywaniu się dostępnych form tych pierwiastków<br />
dla roślin.<br />
4. WNIOSKI<br />
Dodatek tlenku wapnia do osadów ściekowych spowodował zmniejszenie zawartości<br />
żelaza i manganu, co było efektem rozcieńczenia. Dlatego też kompostowane mieszaniny<br />
osadów ściekowych z CaO zawierały mniej tych pierwiastków niż osady bez dodatków.<br />
Zawartość żelaza w kompostowanych mieszaninach osadowo-popiołowych była większa,<br />
a manganu zbliżona w porównaniu z ich ilością w samych osadach.<br />
Dodatek tlenku wapnia do osadów ściekowych oraz obornika zmniejszył zawartość żelaza<br />
i manganu w roślinach testowych.<br />
Rośliny nawożone osadami i obornikiem z dodatkiem popiołu zawierały najczęściej<br />
mniej oznaczanych pierwiastków niż po zastosowaniu samych osadów i obornika, ale więcej<br />
w porównaniu z roślinami nawożonymi mieszaninami tych materiałów organicznych z CaO.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BADORA A. 2002. Wpływ pH na mobilność pierwiastków w glebach. Zesz. Probl. Post.<br />
Nauk Rol. 482: 21–36.<br />
CZUBA R. 2000. Mikroelementy we współczesnych systemach nawożenia. Zesz. Probl.<br />
Post. Nauk Rol. 471: 161–169.<br />
GONDEK K., FILIPEK-MAZUR B. 2004. Zmiany zawartości rozpuszczalnych form żelaza<br />
i manganu oraz związków próchnicznych w osadzie ściekowym kompostowanym i wermikompostowanym.<br />
Acta Agroph. 4(3): 677–686.<br />
HANEKLAUS S., HARMS H., KLASA A., NOWAK G. A., SCHUNG E., WIERZBOWSKA<br />
J. 1996A. Zawartość kobaltu, molibdenu, tytanu, cyrkonu i wanadu w osadach pościekowych<br />
oraz glebach w warunkach rolniczej ich utylizacji. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />
434: 819–824.<br />
HANEKLAUS S., HARMS H., KLASA A., NOWAK G. A., SCHUNG E., WIERZBICKA J.<br />
1996B. Zawartość niektórych makro- i mikropierwiastków w osadach z oczyszczalni<br />
ścieków północno-wschodniej Polski oraz dużych aglomeracji miejskich. Zesz. Probl.<br />
Post. Nauk Rol. 437: 185–190.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa: 399 s.<br />
KALEMBASA S. 1992. Osady ściekowe z oczyszczalni ścieków w Siedlcach, Sokołowie<br />
Podlaskim i Łukowie – potencjalne źródło składników pokarmowych roślin. Zesz.<br />
Nauk. WSR-P w Siedlcach. Rolnictwo 31: 169–177.<br />
115
Andrzej Wysokiński<br />
KALEMBASA D. 2001. Skład chemiczny wermikompostów. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />
475: 271–278.<br />
KALEMBASA S., KALEMBASA D., KANIA R. 2001a. Wartość nawozowa osadów ściekowych<br />
z wybranych oczyszczalni ścieków regionu siedleckiego. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />
Rol. 475: 279–286.<br />
KALEMBASA D., PAKUŁA K., BECHER M. 2001b. Sekwencyjnie wydzielone frakcje żelaza<br />
i manganu z gleb wzbogaconych w żelazo. Rocz. Glebozn. 52:183–190.<br />
KALEMBASA S., WYSOKIŃSKI A. 2004. Zawartość całkowita i formy żelaza w świeżej<br />
i kompostowanej mieszaninie osadów ściekowych z CaO, popiołem z węgla brunatnego<br />
lub kamiennego. Księga konferencyjna Proceedings EC Opole ’04: 247–252.<br />
KALEMBASA S., WYSOKIŃSKI A. 2004. Wpływ nawożenia kompostowaną mieszaniną<br />
osadów ściekowych z CaO lub z popiołem z węgla brunatnego na plon roślin i efektywność<br />
azotu. Annales UMCS, Sec. E, 59(4): 1899–1904.<br />
KORENTAJER L. 1991. A review of the agricultural use of sewage sludge: benefits and potential<br />
hazads. Soil Irrig. Res. Inst. 17(3):189–196.<br />
KUCHARZEWSKI A., DĘBOWSKI M. 2001. Ocena stanu zanieczyszczenia płodów rolnych<br />
na obszarze województwa dolnośląskiego. Stacja Chemiczno-Rolnicza we Wrocławiu:<br />
3–67.<br />
MAĆKOWIAK CZ., ŻEBROWSKI J. 2000. Skład chemiczny obornika w Polsce. Nawozy<br />
i Nawożenie 4(5): 119–130.<br />
RESZEL R., GŁOWACKA A. 2004. Wpływ wapnowanego osadu ściekowego oraz jego<br />
mieszanek z ziemią spławiakową i popiołem ze słomy na zawartość Fe i Mn w glebie<br />
lekkiej i kukurydzy. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 502: 967–972.<br />
ROGOŻ A. 1994. The influence of liming on the content of some micronutrients in plants.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 413: 255–261.<br />
ROGOŻ A. 2000. Wpływ odczynu gleby na zawartość i pobranie manganu przez kukurydzę<br />
i tytoń. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 587–596.<br />
ROGOŻ A. 2002. Zawartość i pobranie pierwiastków śladowych przez rośliny przy zmiennym<br />
odczynie gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 482: 439–451.<br />
SIEBIELEC G., STUCZYŃSKI T. 2008. Metale śladowe w komunalnych osadach ściekowych<br />
wytwarzanych w Polsce. Proceedings of EC Opole 2(2): 479–484.<br />
SPIAK Z. 2000. Mikroelementy w rolnictwie. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 471: 29–34.<br />
SZULC W., RUTKOWSKA B., ŁABĘTOWICZ J. 2004. Bilans mikroelementów w zmianowaniu<br />
w trwałym doświadczeniu nawozowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 502: 363–369.<br />
SYKUT S., RUSZKOWSKA M., WOJCIESKA U., KUSIO M. 1998. Zawartość manganu<br />
w roślinach jako wskaźnik stopnia zakwaszenia gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />
456: 233–236.<br />
ŻECHAŁKO-CZAJKOWSKA A. 1992. Mikroelementy w pożywieniu człowieka. VII Symp.<br />
Mikroelementy w rolnictwie 20–25.<br />
116
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Magdalena Sajdak*, Borja Velazquez-Marti*<br />
Estimation of pruned biomass through the adaptation<br />
of classic dendrometry on urban forests: case study<br />
of Sophora japonica<br />
Oszacowanie ilości ściętej biomasy w oparciu<br />
o adaptację metody klasycznego pomiaru drzewostanu<br />
w zieleni miejskiej na przykładzie Sophora japonica<br />
Key words: urban forest, residual biomass, renewable energy, source of alternative energy,<br />
bioenergy.<br />
Słowa kluczowe: zieleń miejska, biomasa odpadowa, relacje allometryczne, równania<br />
objętości, bioenergia.<br />
Ilość miejskiego drewna pochodzącego z operacji cięć pielęgnacyjnych jest potencjalnie dużym,<br />
niewykorzystanym źródłem biomasy, która mogłaby bardziej znacząco przyczynić się<br />
do regionalnej i krajowej biogospodarki niż ma to miejsce obecnie. Lepsze wykorzystanie<br />
biomasy drzewnej z miejskich terenów zielonych i rekreacyjnych oraz obszarów przemysłowych,<br />
stanowiącej biopaliwo do wytwarzania ciepła i energii. Mogłoby to zmniejszyć presję<br />
na lasy oraz zmniejszyć koszty składowania odpadów na poziomie lokalnym oraz regionalnym.<br />
Określenie ilości miejskiej biomasy drzewnej, stworzenie kompleksowej bazy danych<br />
na temat charakterystyki dendrometrycznej, poznanie zależności pomiędzy podstawowymi<br />
parametrami drzewa a ilością uzyskanej biomasy uznano za cel tego badania. Wyniki ilościowe<br />
drzewnej biomasy odpadowej uzyskanej z rocznych cięć pielęgnacyjnych gatunku<br />
Sophora japonica są przedstawione w pracy zgodnie z rodzajem praktyki stosowanych cięć.<br />
Drewno stanowiło 59,97% ogólnej masy materiału pochodzącego z cięć pielęgnacyjnych<br />
przed procesem suszenia, wilgotność drewna w stanie świeżym wyniosła 44,88%, a średnia<br />
ilość suchej biomasy uzyskanej z pojedynczego drzewa wyniosła 18,07 kg. Modele regresji<br />
zostały zastosowane do przewidzenia wagi suchej biomasy uzyskanej z pojedyncze-<br />
* MSc. Eng. Magdalena Sajdak, Dr. Borja Velazquez-Marti – Department of Rural and Agrifood<br />
Engineering Universidad Politecnica de Valencia, Camino de Vera s/n. 46022 Valencia,<br />
España. magsaj1@posgrado.upv.es, borvemar@dmta.upv.es<br />
117
Magdalena Sajdak, Borja Velazquez-Marti<br />
go drzewa. Istotne zależności zaobserwowano pomiędzy ilością biomasy oraz średnicą na<br />
wysokości pierśnicy w wysokości R 2 = 0,60. Analiza wskazuje, że znaczące ilości biomasy<br />
odpadowej pochodzącej z operacji cięć pielęgnacyjnych gatunków ozdobnych mogą być<br />
wykorzystywane do osiągnięcia celów ekologicznych i energetycznych. Ponadto, przedstawiona<br />
metodologia tworzy narzędzie do lepszego przewidywania zysków, pracy w terenie<br />
oraz zarządzania logistycznego na przyszłość.<br />
1. INTRODUCTION<br />
Urban forests and city parks are a potentially abundant source of wood biomass. Due<br />
to the lack of information on the availability and characteristics of urban wood residual biomass,<br />
proper management of this valuable material is not popular in the renewable energy<br />
sector. Currently municipalities pay significant values for maintenance of urban green<br />
space and few processes are applied to offset these expenses [McKeever, Skog 2003, Solid<br />
Waste… 2002]. Most of urban wood waste biomass is not further processed and lands up in<br />
landfills [MacFarlane 2007]. A new and comprehensive approach to waste management in<br />
urban forests and city parks could contribute to local and regional economies [MacFarlane<br />
2009]. Moreover, the lack of precise information on the quantity and quality of the raw material<br />
as well as basic dendrometric characteristics of species in relation with potential biomass<br />
creates a barrier to the rational use of this material.<br />
Sophora japonica L. also known as Styphnolobium japonicum and Pagoda Tree is<br />
a species in the subfamily Faboidea of the pea family Fabaceae. Sophora japonica is native<br />
to eastern Asia and a popular species in almost all Europe. Reaching up to 25 m in height,<br />
cultivated as ornamental or shade tree in streets, city parks and towns often accompanies<br />
the Robinia, which has a very similar appearance. It is appreciated for flowering in late summer<br />
after most flowering trees have finished, its resistance to cold, as well as heat and dryness<br />
[López González 2010]. Due to its beautiful deep green colour foliage, that is not attacked<br />
by insects and the advantage over Robinia to give a denser shade it is widely used<br />
in urban zones [De La Torre 2001].<br />
2. MATERIAL AND METHODS<br />
2.1. Field study<br />
The study area is located in Mislata, a city of the east of Spain in the province of Valencia.<br />
The procedure of trial consisted on a random selection of a municipal street of dense<br />
car and pedestrian traffic and 30 individuals of Sophora japonica pruned under uniform topping<br />
type of pruning practice. Previously to carry out pruning operations, the identification of<br />
the selected individuals was performed. Following data were determined:<br />
118
A total of 30 individuals of Sophora japonica with diameter at breast height between<br />
13.823.0cm, crown diameter between 5.79.75 m, distance from soil to the crown between<br />
Estimation of pruned biomass through the adaptation of classic dendrometry...<br />
2.84.7m and total tree height between 7.412.4 m were examined. All sampled trees were<br />
pruned 1. each Tree year data: under diameter uniform at breast topping height type (at of pruning 1.3 m height), practice. crown This diameter, type of pruning distance from<br />
consists of soil removing to the crown, the major total tree part height. of the canopy from the tree and leaving mostly branch<br />
2. Tree management information: date and type of last pruning operations.<br />
stubs [Michau 1987].<br />
A total of 30 individuals of Sophora japonica with diameter at breast height between<br />
To measure 13.8–23.0 trunk cm, diameters crown diameter a traditional between aluminium 5.7–9.75 calliper m, distance was used, from soil for crown to the crown diameter be-tween<br />
2.8–4.7 and for m the and height total tree a Vertex height IV between hypsometer. 7.4–12.4 Once m pruning were examined. operations All ended, sampled the<br />
tape measure,<br />
trees were pruned each year under uniform topping type of pruning practice. This type of<br />
residual biomass was formed in bundles and weighted by means of a dynamometer. Weight<br />
pruning consists of removing the major part of the canopy from the tree and leaving mostly<br />
measurements branch stubs were [Michau carried 1987]. out in field conditions. Samples of wood were put into small<br />
plastic containers To measure in order trunk to diameters determine a traditional moisture aluminium content calliper laboratory was conditions used, for crown and obtain diameter<br />
a tape measure, and for the height a Vertex IV hypsometer. Once pruning operations<br />
dry matter results. Evolution of the drying process was carried out in two types of conditions:<br />
ended, the residual biomass was formed in bundles and weighted by means of a dynamometer.<br />
open-air drying<br />
Weight<br />
with<br />
measurements<br />
average temperature<br />
were carried<br />
21.32ºC<br />
out in<br />
and<br />
field<br />
relative<br />
conditions.<br />
humidity<br />
Samples<br />
42.41%,<br />
of wood<br />
stove<br />
were<br />
drying<br />
put<br />
with temperature into small plastic 105 º C. containers In both cases, in order a to daily determine record moisture of results content was made in laboratory until the conditions<br />
stabilization<br />
and obtain<br />
of weight.<br />
dry matter<br />
Several<br />
results.<br />
branches<br />
Evolution<br />
of<br />
of<br />
each<br />
the drying<br />
sample-tree<br />
process<br />
were<br />
was<br />
defoliated<br />
carried out<br />
to<br />
in<br />
determine<br />
two types of<br />
the<br />
conditions: open-air drying with average temperature 21.32ºC and relative humidity 42.41%,<br />
percentage of foliage and wood mass. Sampled branches were collected for further<br />
stove drying with temperature 105 º C. In both cases, a daily record of results was made until<br />
dendrometric the stabilization calculations. of weight. Several branches of each sample-tree were defoliated to determine<br />
the percentage of foliage and wood mass. Sampled branches were collected for further<br />
dendrometric calculations.<br />
2.2. Dendrometric analysis of the branches<br />
The dendrometric analysis is focused on developing methods to calculate the actual volume<br />
of any structure of the tree. 2.2. From Dendrometric this result, the analysis biomass of can the branches be estimated by multiplying the<br />
density by the volume. For this, morphic coefficient f (also called form factor) was studied.<br />
The dendrometric analysis is focused on developing methods to calculate the actual<br />
Morphic volume coefficient of any structure f is defined of the as tree. the ratio From between this result, the the actual biomass volume can be of a estimated branch and by multiplying<br />
model the density volume by calculated the volume. from For this, base morphic diameter coefficient and length f (also (Equation called form 1). The factor) model was<br />
a<br />
geometric<br />
studied. Morphic coefficient f is defined as the ratio between the actual volume of a branch<br />
that provided the form factor closer to 1 defined better the shape of the branch, and hence, it<br />
and a geometric model volume calculated from base diameter and length (Equation 1). The<br />
was selected model that for provided actual volume the form estimations. factor closer to 1 defined better the shape of the branch, and<br />
hence, it was selected for actual volume estimations.<br />
Actual volume of the analyzedstructure<br />
f <br />
(1) (1)<br />
Model volume<br />
Therefore, form factor allows determining the volume of any structure by measuring the<br />
Therefore, basal diameter form factor and allows length. determining The form factor the should volume be of a any parameter structure characteristic by measuring of the the species<br />
and diameter class. However, for each test performed it was detected a statistical variability.<br />
Because of this, the mean and dispersion for each case were determined.<br />
basal diameter and length. The form factor should be a parameter characteristic of the species<br />
Actual volume determination was carried out on sampled branches of Sophora japonica<br />
that were collected after pruning operations in the selected sampled trees. These data<br />
3<br />
119
and diameter class. However, for each test performed it was detected a statistical variability.<br />
Because of this, the mean and dispersion for each case were determined.<br />
Actual volume determination Magdalena was carried Sajdak, out on Borja sampled Velazquez-Marti<br />
branches of Sophora japonica that<br />
were collected after pruning operations in the selected sampled trees. These data were<br />
considered to obtain basic data for the development of relationships between the dimensions<br />
were considered to obtain basic data for the development of relationships between the dimensions<br />
of branches of and branches their volume. and To their calculate volume. the To actual calculate volume the of a actual branch, volume this was of divided a branch, this<br />
was into several divided equal into several sections equal with the sections length of with 10 the cm, length such as of the 10 Fig. cm, 1 such indicates as the [Lopez Fig. 1 indicates<br />
[Lopez Serrano Serrano 2003, Velazquez 2003, Velazquez et al. 2010, et West al. 2010, 2009]. West The volume 2009]. was The calculated volume was by the calculated by the<br />
following equations (Tab. (Tab. 1). 1).<br />
d<br />
1<br />
d d<br />
2<br />
3 d d d<br />
4<br />
5<br />
6<br />
d<br />
i<br />
Fig. 1 Measurements of diameters in each interval<br />
Fig. 1. Measurements of diameters in each interval<br />
Rys. 1. Pomiary średnicy każdego odcinka<br />
Rys. 1. Pomiary średnicy każdego odcinka<br />
Table 1. Sectional volume formulae<br />
Tabela 1. Równania objetości<br />
Table 1. Sectional volume formulae<br />
Tabela 1. Równania objetości<br />
Volume formulae<br />
Volume model<br />
V i<br />
<br />
1 2 2<br />
h Volume R<br />
r formulae R r<br />
3<br />
Volume of a truncated cone Volume model<br />
2<br />
Vi h R a<br />
1where R a<br />
( R r) / 2 Smalian’s formula<br />
V i<br />
= ⋅ π<br />
2 2<br />
⋅ h ⋅ ( R + r + R ⋅ r)<br />
Volume of a truncated cone<br />
2<br />
3 d <br />
V i h<br />
Volume of a cylinder<br />
<br />
2 <br />
Where Vi = R is<br />
π ⋅the h ⋅major R a radius, R<br />
where a r = is ( the R + miner r) / 2<br />
Smalian’s formula<br />
radius, h is the length of interval, d is the diameter<br />
2<br />
⎛ d ⎞<br />
V<br />
The total actual i = π ⋅ ⎜ ⎟ ⋅ h<br />
Volume of a cylinder<br />
volume ⎝ 2of ⎠the branch was obtained from the sum of volumes of all sections<br />
(Equation 2).<br />
Where R is the major radius, r is the miner radius, h is the length of interval, d is the<br />
i<br />
diameter.<br />
V real<br />
V i<br />
(2)<br />
1<br />
The total actual volume of the branch was obtained from the sum of volumes of all sections<br />
To calculate (Equation the 2). model volume of the branch the volume of the following solids of revolution<br />
i<br />
was analyzed: cone, cylinder, paraboloid and neoloid (Tab. 2) [Husch et al. 2003].<br />
(2)<br />
V real<br />
= ∑V i<br />
1<br />
To calculate the model volume of the branch the volume of the following solids of revolution<br />
was analyzed: cone, cylinder, paraboloid and neoloid (Tab. 2) [Husch et al.<br />
4<br />
2003].<br />
120
R a<br />
( R r) / 2<br />
R a<br />
( R r) / 2<br />
R a<br />
( R r)<br />
2<br />
d / 2<br />
Estimation of pruned biomass through the V i adaptation <br />
d<br />
2<br />
of h<br />
classic dendrometry...<br />
V 2<br />
i <br />
2<br />
d <br />
h<br />
V 2<br />
i <br />
2<br />
d<br />
h<br />
V i <br />
2<br />
h<br />
Table 2. Equations to compute volume of solids of revolution 2 <br />
Tabela 2. Równania wykorzystane do obliczenia objętości V<br />
V<br />
brył obrotowych<br />
2<br />
d<br />
Model type v<br />
i<br />
i<br />
<br />
1 i<br />
<br />
1 2 2<br />
h <br />
<br />
2<br />
R 2<br />
r R r<br />
2 2<br />
<br />
<br />
3 h R r R r<br />
3<br />
Volume 2<br />
d<br />
model h<br />
2<br />
v<br />
<br />
4 2<br />
V<br />
i<br />
h <br />
2 2R V<br />
i 4 <br />
dh<br />
<br />
R a<br />
2<br />
Cylinder<br />
iv<br />
<br />
a<br />
2h<br />
a<br />
4 Paraboloid<br />
2<br />
d<br />
2<br />
v<br />
1<br />
d<br />
v R 1 <br />
2<br />
R h<br />
a<br />
a<br />
( R r) / 2<br />
( R r) / 2<br />
a<br />
2<br />
<br />
4r)<br />
<br />
h<br />
21<br />
4<br />
d<br />
2<br />
v <br />
<br />
d<br />
2 2<br />
V h<br />
12<br />
<br />
d4<br />
Vv<br />
2<br />
1 <br />
i i h<br />
<br />
<br />
d<br />
h<br />
Cone i<br />
<br />
2<br />
<br />
h<br />
2<br />
v <br />
3 2<br />
<br />
4 <br />
h<br />
2<br />
31<br />
4<br />
d<br />
v <br />
<br />
2 h<br />
3 4<br />
Neoloid<br />
2<br />
d<br />
2<br />
v <br />
1<br />
1 d<br />
v 2<br />
2<br />
h<br />
4 2<br />
d<br />
4<br />
v d<br />
h<br />
2<br />
4<br />
1<br />
4<br />
h<br />
d<br />
Where v is the volume model, d<br />
v <br />
is the base v<br />
diameter <br />
4 h 4 <br />
of a hbranch, h is the height of the<br />
branch, which has been measured for each individual of the 4 sample.<br />
2<br />
1 2 d<br />
v 1<br />
2<br />
d<br />
h<br />
v <br />
2.3. Residual biomass prediction 2 4<br />
h<br />
2 models<br />
2<br />
2<br />
2<br />
2<br />
CD<br />
hc<br />
vc CD<br />
hc<br />
vc<br />
CD hc<br />
vc<br />
CD<br />
hc<br />
vc 4<br />
2<br />
Apparent volume of a tree crown was related with 1 the 2 d<br />
biomass obtained from pruning<br />
v 1 212<br />
operations. The apparent volume of a tree crown <br />
was d<br />
h<br />
v determined using simple measure-<br />
3 12 4<br />
h<br />
ments taken at field: crown diameter, total tree height 3<br />
122<br />
12<br />
2<br />
2<br />
CD<br />
hc<br />
vc CD<br />
hc<br />
vc<br />
CD<br />
hc<br />
vc<br />
CD<br />
hc<br />
vc 4<br />
and height from soil to the crown.<br />
From these data, three solids of revolution (cone, paraboloid 2<br />
1<br />
and semisphere) were applied<br />
2 d<br />
for volume calculation. It is assumed that growth vmodels 1<br />
d<br />
2of 8<br />
v <br />
<br />
<br />
tree h crowns resemble the form<br />
8<br />
h<br />
of semispheric, parabolic and conical growth (Tab. 43) 4 4<br />
3<br />
8<br />
3<br />
3<br />
3<br />
CD<br />
vc CD<br />
vc<br />
CD<br />
vc <br />
CD<br />
vc <br />
[Dieguez 4<br />
et al. 2003].<br />
Table 3. Growth models<br />
12<br />
Tabela 3. Modele wzrostu<br />
12<br />
12<br />
12<br />
Growth models<br />
Volume model<br />
2<br />
2<br />
2<br />
CD<br />
hc<br />
Cone<br />
vc<br />
CD<br />
hc<br />
vc CD<br />
hc<br />
vc 12<br />
12<br />
12<br />
2<br />
CD<br />
2 hc<br />
vc CD<br />
2 hc<br />
Parabolid<br />
vc<br />
CD<br />
hc<br />
vc 8<br />
8<br />
3<br />
CD<br />
Semisphere 3<br />
CD<br />
3<br />
<br />
<br />
vc <br />
vc CD<br />
vc<br />
<br />
12<br />
12<br />
12<br />
121
height, crown diameter and total tree height.<br />
Magdalena Sajdak, Borja Velazquez-Marti<br />
3. RESULTS AND SUMARRY<br />
The results of quantification of the residual wood biomass obtained from pru<br />
Where vc is the crown volume, CD is the crown diameter, hc is the crown height.<br />
of Sophora japonica are presented. The results are shown according to the top<br />
Regression models were also calculated to predict the amount of residual biomass from<br />
pruning operations pruning of Sophora practice japonica applied. from The simple procedure measures of such pruning as diameter was held at breast every year. The f<br />
height, crown diameter and total tree height.<br />
type of pruning operations have a key influence on the quantity of the materia<br />
[Drénou 2006]. Compared sample trees are characterised with mean diameter<br />
3. RESULTS AND SUMARRY<br />
17.80 cm, mean crown diameter 6.95 m, mean height from soil to the crown 3<br />
total height 10.22 m. In this work could be noted that wood formed 59.97% o<br />
The results of quantification of the residual wood biomass obtained from pruning operations<br />
of Sophora japonica are presented. The results are shown according to the topping type<br />
of pruning practice applied. The procedure of pruning was held every year. The frequency and<br />
all pruned material before drying. The rest 40.02% of weight was formed by l<br />
moisture content was 44.88% in wet basis. The mean and dispersion obtained<br />
type of pruning operations have a key influence on the quantity of the material produced [Drénou<br />
2006]. Compared sample trees are characterised with mean diameter at breast height<br />
17.80 cm, mean crown diameter 6.95 m, mean height from soil to the crown 3.53 m and mean<br />
sample trees analyzed according to the quantity of residual biomass obtained w<br />
total height 10.22 m. In this work could be noted that wood formed 59.97% of total weight of all<br />
dry wood biomass per tree and standard deviation 4.25 kg. Fig. 2 shows the va<br />
moisture content during the evaluation of the drying process carried out in bot<br />
pruned material before drying. The rest 40.02% of weight was formed by leaves. Wood moisture<br />
content was 44.88% in wet basis. The mean and dispersion obtained comparing all sample<br />
trees analyzed according to the quantity of residual biomass obtained were 18.07 kg of dry<br />
drying and convection drying conditions. It is observed that the minimum moi<br />
wood biomass per tree and standard deviation 4.25 kg. Fig. 2 shows the variation of moisture<br />
open-air was obtained after 26 days and in stove drying conditions after 24 ho<br />
content during the evaluation of the drying process carried out in both open-air drying and convection<br />
drying conditions. It is observed that the minimum moisture content in open-air was<br />
results allow calculating the amount of dry wood biomass obtained from prun<br />
obtained after 26 days and in stove drying conditions after 24 hours. Dry matter results allow<br />
calculating the amount of dry wood biomass obtained from pruning operations.<br />
Humidity (%)<br />
50<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
-5 0 5 10 15 20 25 30<br />
Days<br />
Fig. 2. Drying curves<br />
Fig. 2. Drying curves<br />
Rys. 2. Krzywa wysychania<br />
Rys. 2. Krzywa wysychania<br />
122<br />
3.1. Branch form factor<br />
Table 4 shows the results of mean and standard deviation values of the branch<br />
obtained for different models. From these values, the actual volume of each br
Estimation of pruned biomass through the adaptation of classic dendrometry...<br />
3.1. Branch form factor<br />
Table 4 obtained shows from the results simple of measures mean and such standard as base diameter deviation and values length. of the The branch model that form produced a<br />
factors obtained form factor for different closer to models. 1 was the From cylinder. these values, This model the actual represented volume the of best each fit branch to characterize the<br />
can be obtained from simple measures such as base diameter and length. The model that<br />
actual volume.<br />
produced a form factor closer to 1 was the cylinder. This model represented the best fit to<br />
characterize the actual volume.<br />
Table 4.<br />
Mean values and standard deviation of form factor of<br />
Table 4. Mean sample values branches and of Sophora standard japonica deviation of form factor of sample branches of Sophora japonica<br />
Tabela 4.<br />
Wartości średnie i odchylenie standardowe czynnika<br />
Tabela 4. Wartości kształtu próbek średnie gałęzi i odchylenie Sophora japonica standardowe czynnika kształtu próbek gałęzi Sophora<br />
japonica<br />
Real volume Real volume<br />
Model volume Model volume Smalian Smalian Trunced Trunced cone cone Cylinder Cylinder<br />
ƒ ƒ σ ƒ σ ƒ ƒ ƒ σ ƒ σ ƒ ƒ ƒ σ ƒ σ ƒ<br />
Cylinder 0,57058382 0,57058382 0,09620885 0,09620885 0,57001005 0,57001005 0,09612454 0,09612454 0,61456002 0,61456002 0,10167947 0,10167947<br />
Cylinder<br />
Paraboloid 1,14116765 0,19241771 1,1400201 0,1922<strong>49</strong>09 1,22912004 0,20335894<br />
1,14116765 0,19241771 1,1400201 0,1922<strong>49</strong>09 1,22912004 0,20335894<br />
Cone Paraboloid 1,71175147 0,28862656 1,71003014 0,28837363 1,84368006 0,3050384<br />
Neoloid 2,2823353 1,71175147 0,38483541 0,28862656 2,28004019 1,71003014 0,384<strong>49</strong>817 0,28837363 2,45824009 1,84368006 0,40671787 0,3050384<br />
Cone<br />
Where ƒ is the mean form 2,2823353 factor, σ 0,38483541 is the standard 2,28004019 deviation. 0,384<strong>49</strong>817 2,45824009 0,40671787<br />
Neoloid<br />
Where ƒ is the mean form factor, σ is the standard deviation.<br />
3.2. Regression models for the prediction of residual biomass<br />
Regression 3.2. Regression models were models calculated for the to prediction the of amount residual of residual biomass biomass from annual<br />
crown Regression raising pruning models operations were calculated of Sophora to predict japonica the amount from simple of residual measures biomass such from as annual<br />
diameter at crown breast raising height, pruning crown operations diameter and of Sophora total tree japonica height. from The best simple result measures is presented<br />
below.<br />
such as diameter<br />
at breast height, crown diameter and total tree height. The best result is presented below.<br />
1) Relationship between biomass and diameter at breast height:<br />
1) Relationship between biomass and diameter at breast height:<br />
2<br />
B ( kg)<br />
0.1029<br />
dbh 5.122 dbh 39.912 ; R 2 = 0.6028<br />
Where B is the biomass obtained from pruning operations, dbh is the diameter at<br />
Where B is the biomass obtained from pruning operations, dbh is the diameter at breast<br />
breast height (cm). A relationship between quantity of biomass and diameter at breast<br />
height (cm). A relationship between quantity of biomass and diameter at breast height<br />
is observed in height the quadratic is observed model. in the This quadratic variable model. provided This the variable best provided fit, with a the value best of fit, with a<br />
R 2 = 0.60, what value indicates of R 2 = a 0.60, good what explanatory indicates power a good for explanatory predicting biomass; power for predicting biomass;<br />
2) Biomass calculation 2) Biomass from calculation crown diameter from crown and diameter height, and and diameter height, and at breast diameter height. at breast height.<br />
In addition, regression models for predicting residual biomass were tested from combinations<br />
of the parameters such us diameter at breast height, crown diameter, total tree<br />
In addition, regression models for predicting residual biomass were tested from combinations<br />
of the parameters such us diameter at breast height, crown diameter, total tree height and<br />
height and distance from soil to the crown. The best result is shown in the following<br />
distance from soil to the crown. The best result is shown in the following equation. Although<br />
was obtained a higher R 2 value (R = 0.65), the combination of these parameters 123 did not<br />
improve significantly the prediction model obtained from only the diameter at breast height:
Magdalena Sajdak, Borja Velazquez-Marti<br />
equation. Although was obtained a higher R 2 value (R = 0.65), the combination of these<br />
parameters did not improve significantly the prediction model obtained from only the diameter<br />
at breast height:<br />
2 2<br />
B<br />
(<br />
kg<br />
)<br />
<br />
6.76079<br />
<br />
0.796866<br />
hc hc H<br />
H<br />
31.5802 hchc<br />
dbh dbh 0.112431 0.112431 H <br />
H0.0338995<br />
0.0338995 hc H<br />
hc<br />
DC<br />
H;<br />
. DC;<br />
where B is the biomass obtained from from pruning (kg), (kg), H is H the is tree the tree height height (m), hc (m), is distance hc distance<br />
from Where<br />
soil to the<br />
B is crown<br />
the biomass (m), CD CD is obtained<br />
is crown from<br />
diameter,<br />
pruning dbh dbh is the (kg),<br />
is diameter the<br />
H<br />
diameter<br />
is the at breast tree<br />
at breast<br />
height height (cm). (m), hc<br />
(cm).<br />
is<br />
distance from soil to the crown (m), CD is crown diameter, dbh is the diameter at breast<br />
On the other hand, prediction models models calculated calculated from from the apparent the apparent volume volume of the of crown the crown were were<br />
height (cm).<br />
also<br />
also<br />
analyzed. As observed in Fig. 4, there is a low linear relationship between the conical<br />
On the other As hand, observed prediction in Fig. models 4, there calculated is a low linear from relationship the apparent between volume of the the conical crown<br />
volume model and the amount of dry biomass obtained from pruning (R 2 =0.378). The same<br />
volume were also model analyzed. and the As amount observed of dry in biomass Fig. 4, there obtained is a low from linear pruning relationship (R 2 =0.378). between The same the<br />
conical result is volume obtained model with parabolic and the volume amount model. of dry A biomass minor difference obtained is observed from pruning the<br />
result is obtained with parabolic volume model. A minor difference is observed<br />
(R<br />
in 2 the<br />
=0.378).<br />
The semispheric same result volume is obtained model. These with results parabolic demonstrate volume a model. low interdependence A minor difference between is observed in<br />
semispheric volume model. These results demonstrate a low interdependence between<br />
the mentioned semispheric parameters. volume model. These results demonstrate a low interdependence between<br />
mentioned parameters.<br />
Dry biom ass (kg)<br />
Dry biom ass (kg)<br />
30<br />
30 25<br />
25 20<br />
y = 0,0806x + 11,051<br />
R 2 = 0,378<br />
30<br />
y = 0,0806x + 11,051<br />
25<br />
R 2 = 0,378<br />
15<br />
20<br />
10<br />
15<br />
5<br />
10<br />
0<br />
5 0 50 100 150 200 250<br />
Conical volume model (m3)<br />
0<br />
0 50 100 150 200 250<br />
Dry biomass (kg)<br />
20<br />
15<br />
10<br />
y = 0,0543x + 13,023<br />
R 2 = 0,29<strong>49</strong><br />
y = 0,0543x + 13,023<br />
R 2 = 0,29<strong>49</strong><br />
5<br />
10<br />
0<br />
0 5 50 100 150 200 250 300<br />
Semispheric volume model (m3)<br />
0<br />
0 50 100 150 200 250 300<br />
Fig. 4. Regression Conical model volume presenting model (m3) dry biomass versus conical and semispheric volume model<br />
Dry biomass (kg)<br />
Rys. 4. Model regresji suchej biomasy w zależności od wykorzystanego modelu stożkowej i półkolistej<br />
Fig. 4. 4. Regression model model presenting presenting dry biomass dry biomass versus versus conical conical and semispheric and semispheric volume model volume model<br />
objętości<br />
Rys. 4. 4. Model regresji regresji suchej suchej biomasy biomasy w zależności w zależności od wykorzystanego od wykorzystanego modelu stożkowej modelu i półkolistej stożkowej<br />
objętości 4. CONCLUSIONS<br />
i półkolistej objętości<br />
The analysis indicates that a significant amount of residual biomass originates from pruning<br />
4. operations CONCLUSIONS of Sophora japonica, and this 4. CONCLUSIONS<br />
can be used to achieve ecological and energy targets.<br />
The<br />
The<br />
total<br />
analysis<br />
benefit<br />
indicates<br />
of recovering<br />
that a<br />
utilizable<br />
significant<br />
biomass<br />
amount<br />
from<br />
of residual<br />
urban wood<br />
biomass<br />
waste<br />
originates<br />
is the cost avoided<br />
from pruning<br />
operations The analysis<br />
plus the market of Sophora indicates<br />
value for japonica, that<br />
the biomass. and a significant<br />
Knowledge this be amount<br />
and used ability to of achieve residual<br />
to foresee ecological biomass<br />
the availability and originates energy from<br />
of targets.<br />
pruning operations of Sophora japonica, and this can be used to achieve ecological and energy<br />
targets.<br />
The raw total material benefit gives of the recovering possibility utilizable to implement biomass long-term from investments urban wood and waste to introduce is the cost urban avoided<br />
plus wood The the residual market total biomass benefit value for of as a recovering the reliable biomass. and utilizable noteworthy Knowledge biomass source and ability from of renewable urban to foresee wood energy the waste or availability alternative is the cost of<br />
raw avoided material. plus gives the market the possibility value for to the implement biomass. long-term Knowledge investments and ability and to foresee to introduce the avail-<br />
urban<br />
wood ability From residual of an raw environmental material biomass gives as point a reliable the of view, possibility and the noteworthy increased to implement recycling source long-term of of recovered renewable investments urban energy wood and or alternative to introduce<br />
residual urban biomass wood can residual be seen biomass a positive as evolution a reliable because and noteworthy it leads to source<br />
raw material.<br />
incensement of renewable of the energy<br />
or alternative raw material.<br />
total volume of CO 2 stored as wood-based products, enlarging the life-cycle of the fixed<br />
From an environmental point of view, the increased recycling of recovered urban wood<br />
carbon in the new recycled products.<br />
residual 124 biomass can be seen as a positive evolution because it leads to incensement of the<br />
total volume of CO 2 stored as wood-based products, enlarging the life-cycle of the fixed<br />
carbon in the new recycled products.<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
Semispheric volume model (m3)
Estimation of pruned biomass through the adaptation of classic dendrometry...<br />
From an environmental point of view, the increased recycling of recovered urban wood<br />
residual biomass can be seen as a positive evolution because it leads to incensement of<br />
the total volume of CO 2<br />
stored as wood-based products, enlarging the life-cycle of the fixed<br />
carbon in the new recycled products.<br />
Due to the continuing expand of urban land, the increasing expansion of urban forests<br />
is predictable. Taking into account reasons of safety, aesthetics and increasing environmental<br />
awareness the case of this study is found logical and justified.<br />
REFERENCES<br />
DE LA TORRE, J. R. 2001. Árboles y arbustos de la España peninsular. Ediciones Mundi-<br />
Prensa.<br />
DIEGUEZ ARANDA U., BARRIO ANTA M., CASTEDO DORADO F., RUIZ GONZALEZ A.<br />
D., ALVAREZ TABOADA M. F., ALVAREZ GONZALEZ J. G., ROJO ALBORECA A.<br />
2003. Dendrometria. Ediciones Mundi-Prensa.<br />
DRENOU C. 2006. La poda de los árboles ornamentales. Ediciones Mundi Prensa.<br />
HUSCH B., BEERS T.W., KERSHAW J. A. Jr. 2003. Forest Mensuration. John Wiley &<br />
Sons, INC.<br />
LOPEZ GONZALEZ G. A. 2010. Guía de los árboles y arbustos de la Península Ibérica y<br />
Baleares. Ediciones Mundi-Prensa.<br />
LOPEZ SERRANO F. R., GARCIA MOROTE F. A., DEL CERRO BARJA A. 2003. Dasometria<br />
ciencia de la medición forestal. Popular Libros.<br />
Mac FARLANE D.W. 2007. Quantifying urban saw timber abundance and quality in southeastern<br />
Lower Michigan, U.S.A. Arboriculture and Urban Forestry 33(4): 253–263.<br />
Mac FARLANE, D. W. 2009. Potential availability of urban wood biomass in Michigan: Implications<br />
for energy production, carbon sequestration and sustainable forest management<br />
in the U.S.A. Biomass and bioenergy 33: 628–634.<br />
Mc KEEVER D. B., SKOG K. E. 2003. Urban tree and wood yard residues another wood<br />
resource. Research note: FPL-RN-0290, USDA Forest Service, Forest Products Laboratory,<br />
Madison: 1–4.<br />
MICHAU E. 1987. La poda de los árboles ornamentales. Ediciones Mundi-Prensa.<br />
Solid Waste Association of North America. 2002. Successful approaches to recycling<br />
urban wood waste. Gen. Tech. Report. FPL-GTR-133, USDA Forest Service, Forest<br />
Products Laboratory, Madison: 1–20.<br />
VELAZQUEZ-MARTI B., FERNANDEZ-GONZALEZ E., ESTORNELL J., RUIZ L.A. 2010.<br />
Dendrometric and dasometric analysis of the bushy biomass in Mediterranean forests.<br />
Forest Ecology and Management 259: 875–882.<br />
WEST P.W. 2009. Tree and Forest Measurement. Springer-Verlag Berlin Heidelberg.<br />
125
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Danuta Kowalczyk-Pecka*, Katarzyna Czepiel-Mil*<br />
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju<br />
Arion i Deroceras (Gastropoda: Pulmonata) jako<br />
biokoncentratory metali ciężkich<br />
The synanthropic slugs of Arion and Deroceras genera<br />
(Gastropoda: Pulmonata) as bioconcentrators of heavy<br />
metals<br />
Słowa kluczowe: ślimaki nieoskorupione, biowskaźniki, metale, bioakumulacja, kwasy<br />
tłuszczowe.<br />
Key words: slugs, bioindicators, metals, bioaccumulation, fatty acids.<br />
The lifetime of snails and slugs depend on biotope type and on the concentration of pollutants.<br />
Analyzing bioaccumulation of pollutants in snail and slugs tissues provides information<br />
on the presence of these factors in the environment. The subject of the investigation was an<br />
ecological role of the slugs of Arion and Deroceras genera (Gastropoda Pulmonata) as bioindicator<br />
organisms of pollution in urbanized biotopes. A comparison was drawn between<br />
the deposit levels of Zn, Cu, Fe, Cr, Pb and Cd in foot tissues and hepatopancreas of four<br />
taxons of slugs coming from locations of different anthropopression degrees within the city<br />
of Lublin. Because of the importance of this Mollusca in the food chain and the synanthropic<br />
behaviour, the land slugs were analyzed as potential vectors transferring and accumulating<br />
heavy metals.The differences in the contents of fatty acids in the tissues of the molluscs<br />
indicate the influence of the environmental pollutants under examination on their lipid metabolism.<br />
The results acquired by studying the digestive gland were of significant nalytical<br />
importance. It was recorded there is similar usefulness of snails and slugs in ecotoxicological<br />
investigations.<br />
* Dr Danuta Kowalczyk-Pecka, dr Katarzyna Czepiel-Mil – Katedra Zoologii, Uniwersytet<br />
Przyrodniczy w Lublinie, ul.Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 4456962;<br />
e-mail: danakp@wp.pl, kasiamil.mil@gmail.com<br />
126
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju Arion i Deroceras...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W badaniach toksyczności metali w naturalnych ekosystemach wielu autorów wykorzystywało<br />
gatunki mięczaków żyjących w wodach słonych i słodkich [Cravo i in. 2004, Liang<br />
i in. 2004]. Znane są zdolności ślimaków lądowych do akumulacji metali [Dallinger i Wieser<br />
1984, Menta i Parisi 2001, Notten i in. 2005].<br />
W prezentowanej pracy podjęto próbę oceny możliwości wykorzystania ślimaków z taksonów<br />
reprezentujących naturalną populację bezkręgowców synantropijnych, jako biowskaźników<br />
zanieczyszczenia środowiska. Analizowano zawartość sześciu wybranych metali:<br />
Cr, Fe, Zn, Cu, Cd i Pb w tkankach stopy i w wątrobotrzustce ślimaków nieoskorupionych:<br />
Deroceras (Deroceras) reticulatum, Deroceras (Deroceras) laeve, Arion (Carinarion) fasciatus<br />
i Arion (Mesarion) „subfuscus” .<br />
Z powodu ich skomplikowanego metabolizmu, szczegóły biochemicznych powiązań<br />
między zawartością metali w ciele ślimaków i otaczającym środowiskiem nie są jeszcze dostatecznie<br />
poznane. Poszukuje się w ciele ślimaków różnorodnych biomarkerów ekspozycji<br />
na polutanty, powstających na poziomie molekularnym i komórkowym [Dallinger i in. 2001].<br />
Wykorzystanie kwasów tłuszczowych jako biomarkerów troficznych zostało odnotowane<br />
w badaniach ekosystemów wodnych [Freites i in. 2002; Durazo-Beltrán i in. 2004], ale ich<br />
potencjalne użycie w badaniach lądowych łańcuchów pokarmowych, w tym rozprzestrzeniania<br />
zanieczyszczeń, nie zostało dotychczas dokładnie zbadane [Chamberlain i in. 2005].<br />
Niewiele jest opracowań dotyczących zawartości kwasów tłuszczowych w tkankach<br />
mięczaków lądowych, które są znaczącą i ważną częścią glebowego ekosystemu, dlatego<br />
celem pracy było również porównanie ilości podstawowych grup kwasów tłuszczowych<br />
w tkankach badanych taksonów.<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
Dorosłe ślimaki nieoskorupione wykorzystane do badań pochodziły z naturalnych populacji<br />
czterech taksonów: Deroceras (Deroceras) reticulatum (Müller 1774) – pomrowik<br />
plamisty, Deroceras (Deroceras) laeve (Müller 1774) – pomrowik mały, Arion (Carinarion)<br />
fasciatus (Nilsson 1882) – ślinik przepasany, Arion (Mesarion) „subfuscus” (Draparnaud,<br />
18050) – ślinik rdzawy [Wiktor 2004]. Synantropijne ślimaki zbierano ręcznie z siedliska<br />
o ograniczonym dostępie polutantów środowiskowych (N51˚11’; E22˚31’) – w tekście to stanowisko<br />
oznaczono jako lokalizacja I – oraz z siedliska przy jezdni o dużym natężeniu ruchu<br />
drogowego (N51˚12; E22˚33’) – oznaczone w tekście jako lokalizacja II. Analizowane<br />
miejsca były zarośnięte roślinnością ruderalną. Przeważały tu rośliny z rodzajów Taraxacum,<br />
Capsella, Plantago, Urtica, Achillea i in. Ślimaki zebrano jednorazowo, w lipcu 2010 r.<br />
Próbki tkanek wątrobotrzustki i stopy mięczaków suszono przez 18 godzin w temperaturze<br />
80˚C, do uzyskania stałej suchej masy. Każda próba po zważeniu była umieszczana w 50%<br />
127
Danuta Kowalczyk-Pecka, Katarzyna Czepiel-Mil<br />
HNO 3<br />
i ostrożnie podgrzewana w bloku grzewczym w celu mineralizacji. Ostudzoną zawiesinę<br />
filtrowano (sączek Whatman 541) i uzupełniano do objętości 25 ml destylowaną dejonizowaną<br />
wodą. Zawartość metali analizowano metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej<br />
w Centralnym Laboratorium Analitycznym Uniwersytetu Przyrodniczego w Lublinie. Wyniki<br />
podawano w przeliczeniu na µg metalu na g suchej masy próby.<br />
Po wstępnej preparatyce tkanek, ekstrahowano lipidy z wątrobotrzustki i stopy badanych<br />
ślimaków, stosując aparat Soxhleta. Estry metylowe kwasów tłuszczowych uzyskano<br />
po saponifikacji tłuszczu KOH w metanolu i estryfikacji trójfluorkiem boru w metanolu. Do<br />
analizy uzyskanych prób wykorzystano chromatograf gazowy Varian 3800 z detektorem<br />
FID, z kolumną kapilarną CP-Wax 52CB o długości 60 m i średnicy wewnętrznej 0,25 mm,<br />
typ kolumny WCOT Fused Silica. Objętość wstrzykiwanej próby wynosiła 1 μl.<br />
Wyniki zawartości (%) kwasów tłuszczowych w badanej próbie otrzymano stosując program<br />
Star GC Workstation, Version 6.30.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Negatywne zmiany pod wpływem różnych czynników środowiskowych zachodzą<br />
w pierwszej kolejności na niższych poziomach organizacji. Skuteczność stosowania biomonitoringu<br />
zależy między innymi od wyboru organizmów na jakich prowadzimy obserwacje.<br />
Analizowane taksony ślimaków nieoskorupionych są konsumentami pierwszego<br />
rzędu w łańcuchu troficznym [Cook i in. 2000, Frank 2003, Faberi i in. 2006, Geenen i in.<br />
2006, McDonnel i in. 2011]. Dzięki temu można obserwować zmiany akumulacji metali<br />
ciężkich i innych polutantów we wczesnych stadiach rozprzestrzeniającego się skażenia<br />
środowiska.<br />
Porównanie zawartości metali w tkankach czterech badanych synantropijnych ślimaków<br />
wykazało znaczącą zbieżność (tab. 1). Depozyt metali w wątrobotrzustce oraz tkankach<br />
stopy mięczaków znalezionych w środowisku o ograniczonym dostępie polutantów<br />
środowiskowych (lokalizacja I) był zbliżony u przedstawicieli rodzajów Deroceras i Arion.<br />
Stwierdzono, że w tkankach stopy czterech taksonów najmniejszy był depozyt ołowiu, największy<br />
natomiast – żelaza. Ilość zmagazynowanego cynku i miedzi w stopie ślimaków pochodzących<br />
z bardziej „czystego” siedliska była porównywalna. Zawartość Zn, Cr, Pb i Cd,<br />
w wątrobotrzustce mięczaków znalezionych w lokalizacji I była zdecydowanie większa niż<br />
w tkankach stopy, Fe – porównywalna, a miedzi – ponad dwukrotnie mniejsza. Depozyt cynku<br />
w wątrobotrzustce był prawie dziewięciokrotnie, a chromu i kadmu dwukrotnie większy<br />
niż w stopie wszystkich czterech ślimaków. Pomimo niewielkiej ilości gromadzonego przez<br />
mięczaki ołowiu, różnica jego zawartości w badanych tkankach była ponad siedemdziesięciokrotna<br />
na korzyść gruczołu trawiennego.<br />
128
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju Arion i Deroceras...<br />
Tabela 1. Porównanie depozytu metali w ciele badanych taksonów ślimaków pochodzących<br />
z siedlisk o różnym stopniu antropopresji, μg·g -1 s.m.<br />
Table 1. Ccomparison of metals deposit in the taxons of slugs body come from habitat with different<br />
degree of anthropopressure, μg·g -1 DW<br />
Metal Takson<br />
Lokalizacja I<br />
Lokalizacja II<br />
tkanki stopy wątrobotrzustka tkanki stopy wątrobotrzustka<br />
Zn DR 138,23±3,88 1023,29±50,01 1<strong>49</strong>,39±4,91 1189,58±50,98<br />
DL 123,78±2,97 1004,12±35,98 144,87±5,01 1201,09±46,87<br />
AF 133,07±3,12 1010,04±37,98 150,02±4,99 1178,93±<strong>49</strong>,79<br />
AS 128,97±3,01 1031,01±42,12 147,34±4,08 1192,23±39,07<br />
Cu DR 115,03±4,99 48,63±3,28 142,71±5,22 71,34±4,73<br />
DL 110,24±4,02 51,02±2,99 139,98±4,32 74,99±5,01<br />
AF 108,86±2,93 46,78±3,21 143,67±4,56 75,21±4,98<br />
AS 111,12±3,78 48,92±3,44 150,09±5,01 79,03±5,22<br />
Fe DR 224,12±9,44 257,72±10,04 248,85±6,07 300,96±8,76<br />
DL 214,77±8,64 246,88±9,98 230,02±5,23 295,34±8,63<br />
AF 220,01±9,56 251,24±9,43 250,82±5,54 305,25±9,77<br />
AS 207,27±9,03 239,97±10,01 237,21±4,28 299,21±8,78<br />
Cr DR 0,27±0,02 0,90±0,04 1,23±0,04 1,29±0,05<br />
DL 0,41±0,04 0,83±0,03 1,37±0,06 1,41±0,07<br />
AF 0,34±0,02 0,87±0,04 1,40±0,05 1,66±0,07<br />
AS 0,36±0,03 0,92±0,02 1,44±0,06 1,79±0,06<br />
Pb DR 0,005±0,001 0,361±0,013 0,062±0,003 0,552±0,044<br />
DL 0,005±0,001 0,344±0,09 0,057±0,003 0,523±0,035<br />
AF 0,007±0,002 0,375±0,026 0,055±0,006 0,571±0,065<br />
AS 0,007±0,003 0,371±0,018 0,071±0,007 0,601±0,054<br />
Cd DR 0,372±0,029 0,594±0,027 0,<strong>49</strong>2±0,052 0,672±0,0<strong>49</strong><br />
DL 0,298±0,032 0,601±0,036 0,481±0,047 0,6<strong>49</strong>±0,076<br />
AF 0,326±0,025 0,613±0,029 0,511±0,039 0,701±0,073<br />
AS 0,299±0,031 0,589±0,031 0,502±0,053 0,693±0,069<br />
Objaśnienia: Pełne nazwy taksonów ślimaków: DR - Deroceras (Deroceras) reticulatum, DL – Deroceras<br />
(Deroceras) laeve, AF – Arion (Carinarion) fasciatus, AS – Arion (Mesarion) „subfuscus”, Lokalizacja<br />
I – siedlisko o ograniczonym dostępie polutantów środowiskowych, Lokalizacja II – siedlisko przy jezdni<br />
o dużym nasileniu ruchu, wartości średnie ± odchylenie standardowe, n=10; s.m. – sucha masa.<br />
U ślimaków znalezionych w terenie bardziej zanieczyszczonym (lokalizacja II) zawartość<br />
analizowanych metali była większa we wszystkich przeprowadzonych próbach (tab.<br />
1), co ewidentnie potwierdza rolę ślimaków nagich w biokoncentracji metali w środowisku.<br />
Proporcjonalnie najefektywniej w tkankach stopy był gromadzony ołów i chrom. Stosunkowo<br />
niewielkie różnice między ślimakami pochodzącymi z obu lokalizacji odnotowano<br />
w przypadku żelaza i cynku oznaczonego w stopach. Również w biotopie potencjalnie<br />
bardziej zanieczyszczonym, wątrobotrzustki wszystkich taksonów ślimaków były miejscem<br />
koncentracji badanych metali. Prawie dwukrotnie mniejszy depozyt miedzi w gruczole trawiennym<br />
niż w tkankach stopy potwierdza jedynie zdolność wątrobotrzustki do eliminacji<br />
miedzi z organizmu, między innymi w formie mechanicznie usuwanych kapsuł silikono-<br />
129
Danuta Kowalczyk-Pecka, Katarzyna Czepiel-Mil<br />
wych. Można przypuszczać, że biomagnifikacja pozostałych metali odbywa się w środowisku<br />
do momentu uruchomienia przez mięczaki procesów ograniczających pobieranie pokarmu,<br />
wchłanianie wody i kontakt z podłożem, czyli de facto redukujących do minimum<br />
zetknięcie z polutantem. Badania stężeń metali zakumulowanych przez różne grupy ślimaków<br />
wykazują, że gromadzą one pewne polutanty w większym zakresie w narządach wewnętrznych<br />
niż w nodze, co podkreśla przydatność niezależnej analizy tkanek stopy i wybranych<br />
narządów.<br />
Przeprowadzona analiza depozytu metali w tkankach ślimaków nagich, pochodzących<br />
z siedlisk różniących się dopływem polutantów środowiskowych, jest zbieżna z próbami pozyskanymi<br />
wcześniej od ślimaków oskorupionych znalezionych na tych samych terenach<br />
[Kowalczyk-Pecka 2009].<br />
Badania procesów bioakumulacji i dystrybucji metali w organizmach mięczaków nie zawsze<br />
dostarczają wystarczających wyjaśnień. Mechanizmy te zależą od dostępności pierwiastków<br />
i specyficznych różnic w wewnętrznych procesach fizjologicznych poszczególnych<br />
gatunków. Różnice w akumulacji metali w tkankach ślimaków zależą zapewne od<br />
rozmiarów ciała, wieku i pory roku, warunkującej parametry fizykochemiczne środowiska.<br />
Na tle przedstawionych zawartości metali w tkankach badanych ślimaków bardzo<br />
interesujące są wyniki analizy grup kwasów tłuszczowych w analogicznych narządach,<br />
wskazujące na wpływ przedstawionych pierwiastków na gospodarkę lipidową bezkręgowców<br />
(tab. 2). W siedlisku o niewielkim dopływie polutantów (lokalizacja I) w tkankach<br />
stopy stwierdzono większą zawartość nasyconych (SFA), nasyconych rozgałęzionych<br />
(iso+anteiso) i wielonienasyconych (PUFA) kwasów tłuszczowych niż w wątrobotrzustce<br />
mięczaków. Jednak w wątrobotrzustce stwierdzono prawie dwukrotnie więcej kwasów<br />
mononienasyconych (MUFA) niż w stopie. Analizując próby pochodzące z lokalizacji II,<br />
zarówno w tkankach stopy, jak i wątrobotrzustki stwierdzono zmniejszenie ilości nasyconych<br />
i mononienasyconych kwasów tłuszczowych i zwiększenie zawartości nasyconych<br />
rozgałęzionych i wielonienasyconych kwasów tłuszczowych. Procentowa zawartość kwasów<br />
wielonienasyconych w stopie zwiększyła się o około 10, a w wątrobotrzustce – o 16–<br />
17 punktów.<br />
Wyniki analizy grup kwasów tłuszczowych są częściowo zaskakujące ze względu na<br />
odnotowane zwiększenie ilości kwasów wielonienasyconych w tkankach ślimaków pochodzących<br />
ze środowiska bardziej zanieczyszczonego. Stres środowiskowy, w tym wpływ polutantów<br />
na organizm, powoduje uruchomienie mechanizmów oksydacyjnych, między innymi<br />
tworzenie reaktywnych form tlenu i azotu [Chandran i in. 2005]. W konsekwencji, procesy<br />
tego typu prowadzą do peroksydacji lipidów, między innymi wchodzących w skład błon komórkowych.<br />
Jednak w przypadku długiego podprogowego działania czynników szkodliwych,<br />
narażone organizmy aktywizują mechanizmy obronne, produkując enzymatyczne<br />
i nieenzymatyczne czynniki antyoksydacyjne, które niwelują w sprzyjających warunkach<br />
skutki stresu.<br />
130
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju Arion i Deroceras...<br />
Tabela 2. Porównanie zawartości kwasów tłuszczowych w tkankach ślimaków pochodzących<br />
z siedlisk o różnym stopniu antropopresji<br />
Table 2. Ccomparison of fatty acid content in the tissues of slugs from habitat with different degree<br />
of anthropopressure<br />
Kwasy<br />
Lokalizacja I<br />
Lokalizacja II<br />
Takson<br />
tłuszczowe<br />
tkanki stopy wątrobotrzustka tkanki stopy wątrobotrzustka<br />
ΣSFA DR 33,04±1,88 29,34±1,28 27,98±1,77 26,02±1,25<br />
DL 36,11±2,72 30,21±2,01 27,61±1,69 26,14±1,02<br />
AF 34,99±1,99 30,89±1,76 28,02±1,94 27,18±1,42<br />
AS 36,07±2,05 29,99±1,98 28,99±1,63 26,11±1,22<br />
Σiso+anteiso DR 1,84±0,22 1,53±0,31 2,46±0,39 3,47±0,<strong>49</strong><br />
DL 1,73±0,45 1,31±0,35 2,37±0,40 3,29±0,51<br />
AF 1,91±0, 67 1,50±0,41 2,24±0,47 3,71±0,57<br />
AS 1,83±0,42 1,39±0,33 2,35±0,51 3,55±0,<strong>49</strong><br />
ΣMUFA DR 17,52±1,04 32,89±1,23 14,52±0,87 16,78±1,34<br />
DL 17,29±1,11 32,67±1,12 15,02±0,92 17,98±1,28<br />
AF 18,89±1,27 31,04±1,30 14,79±0,77 17,12±1,41<br />
AS 18,01±1,25 32,21±1,19 14,37±0,81 17,55±1,44<br />
ΣPUFA DR 46,60±2,98 36,24±2,57 55,04±3,05 53,73±2,87<br />
DL 44,87±3,01 35,81±2,34 55,00±3,11 52,59±2,66<br />
AF 45,21±3,22 36,57±2,09 54,95±2,97 51,99±2,54<br />
AS 44,09±2,87 36,41±2,21 54,29±2,85 52,79±2,73<br />
Objaśnienia: Rezultaty wyrażono jako procentową część estrów metylowych wszystkich kwasów tłuszczowych;<br />
SFA – nasycone kwasy tłuszczowe; iso+anteiso – nasycone rozgałęzione kwasy tłuszczowe;<br />
MUFA – jednonienasycone kwasy tłuszczowe; PUFA – wielonienasycone kwasy tłuszczowe. Pozostałe<br />
oznaczenie jak w tab. 1.<br />
Miedź, podobnie jak cynk, ma szerokie spektrum biologicznej aktywności i jego brak<br />
może być związany z różnymi zaburzeniami normalnego komórkowego metabolizmu. Metale,<br />
przez stymulację procesów peroksydacji, mogą zmieniać fizjologię lizosomów gruczołów<br />
trawiennych. Lipofuscyna, będąca efektem peroksydacji wielonienasyconych kwasów<br />
tłuszczowych błon komórkowych przez wolne rodniki, może odkładać się także w innych narządach.<br />
Tak więc – pośrednio – metale typu cynku i miedzi mogą, stymulując procesy peroksydacji,<br />
wpływać na zmiany gospodarki lipidowej [Chandran i in. 2005].<br />
Niewielu badaczy interesuje się analizą zmian jakościowych i ilościowych składu kwasów<br />
tłuszczowych bezkręgowców zajmujących lądowe ekosystemy. Specyficzne kwasy<br />
tłuszczowe mogą być użyte w celu zidentyfikowania preferowanego źródła pokarmu na różnych<br />
poziomach troficznych [Milinsk i in. 2006]. Ich biologiczna specyficzność może czynić<br />
kwasy tłuszczowe odpowiednimi biomarkerami zmian środowiskowych, w tym zmian stężenia<br />
polutantów, na które są narażone mięczaki.<br />
Istotne jest badanie mechanizmów toksyczności poszczególnych polutantów, ponieważ<br />
zatrucie środowiska przez metale ciężkie spowodowane działalnością rolniczą i procesa-<br />
131
Danuta Kowalczyk-Pecka, Katarzyna Czepiel-Mil<br />
mi chemicznymi zachodzącymi w przemyśle, bezpośrednio oddziałuje na organizmy żywe<br />
[Triebskorn i Köhler 1996, de Pirro i Marshall 2005]. Poszukiwania lądowych organizmów<br />
biowskaźnikowych należących do bezkręgowców – w tym ślimaków – wymagają kontynuacji<br />
i są w pełni uzasadnione [Gomot de Vaufleury i Pihan 2000, Zödl i Wittmann 2003].<br />
4. PODSUMOWANIE I WNIOSKI<br />
Analiza zawartości metali u czterech gatunków ślimaków zbieranych w ich naturalnych<br />
siedliskach nie wykazała znaczących różnic w akumulacji metali między blisko spokrewnionymi<br />
filogenetycznie gatunkami.<br />
Przedstawione wyniki analiz zawartości metali w tkankach ślimaków nieoskorupionych<br />
zdecydowanie wskazują na użyteczność synchronicznych badań wielu taksonów bezkręgowców<br />
w poszukiwaniu biomarkerów stanu środowiska przyrodniczego. Zbliżone parametry<br />
środowiskowe definiują określony status zarówno organizmów biowskaźnikowych, jak<br />
i zależności ekologicznych. Przedstawione taksony ślimaków poszerzają spektrum dostępnych<br />
organizmów, które z powodzeniem mogą być wykorzystywane zarówno in vivo, jak<br />
i w doświadczeniach in vitro w dochodzeniach ekotoksykologicznych.<br />
Wyniki pracy potwierdzają zdolności ślimaków lądowych do gromadzenia metali w tkankach<br />
i wskazują, że – mimo różnic w dynamice metabolizmu lipidów – zarówno analiza prób<br />
wątrobotrzustki, jak i tkanek stopy ślimaków może być przydatna w monitoringu naturalnych<br />
populacji bezkręgowców żyjących w biotopach zurbanizowanych.<br />
Podziękowania. Składam serdeczne podziękowania Stanisławowi Pecce z <strong>Instytut</strong>u<br />
Żywienia Zwierząt Uniwersytetu Przyrodniczego w Lublinie za ogromną pomoc<br />
w przygotowaniu tej pracy.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
CHAMBERLAIN P. M., BULL L. D., BLACK H. I. J., INESON P., EVERSHED R. P. 2005.<br />
Fatty acid composition and change in Collembola fed differing diets: identification of<br />
trophic biomarkers. Soil Biology and Biochemistry 37: 1608–1624.<br />
CHANDRAN R., SIVAKUMAR A. A., MOHANDASS S., ARUCHAMI M. 2005. Effect of<br />
cadmium and zinc on antioxidant enzyme activity in the gastropod, Achatina fulica.<br />
Comparative Biochemistry and Physiology, Part C 140: 422–426.<br />
COOK R.T., BAILEY S.E.R., McCROHAN C.R., NASH B., WOODHOUSE R.M. 2000.The<br />
influence of nutritional status on the feeding behaviour of field slug, Deroceras reticulatum<br />
(Müller). Animal Behaviour 59: 167–176.<br />
CRAVO A., BEBIANNO M. J., FOSTER P. 2004. Partitioning of trace metals between soft<br />
tissues and shells of Patella aspera. Environment International 30: 87–98.<br />
132
Synantropijne ślimaki nieoskorupione z rodzaju Arion i Deroceras...<br />
DALLINGER R., WIESER W. 1984. Patterns of accumulation, distribution and liberation of<br />
Zn Cu, Cd and Pb in different organs of the land snail Helix pomatia L. Comparative<br />
Biochemistry and Physilogy 79 C:117–124.<br />
DALLINGER R., BERGER B., TRIEBSKORN-KÖHLER R., KÖHLER H. 2001. Soil biology<br />
and ecology. In: Barker G. (ed.) Biology of Terrestrial Mollusc CABI Publishing, Cambridge:<br />
489–524.<br />
DURAZO-BELTRÁN E., VIANA M.T. D’ABRAMO L.R., TORO-VAZQUEZ J. F. 2004. Effects<br />
of starvation and dietary lipid on the lipid and fatty acid composition of muscle tissue<br />
of juvenile green abalone (Haliotis fulgens). Aquaculture 238: 329–341.<br />
FABERI A.J., LÒPEZ A.N., MANETTI P.L., CLEMENTE N.L., ÁLVAREZ CASTILLO H.A.<br />
2006. Growth and reproduction of the slug Deroceras laeve (Müller) (Pulmonata: Stylommatophora)<br />
under controlled conditions. Spanish Journal of Agricultural Research<br />
4 (4): 345–350.<br />
FRANK T. 2003. Influence of slug herbivory on the vegetation development in an experimental<br />
wildflower strip. Basic and Applied Ecology 4: 139–147.<br />
FREITES L., FERNANDEZ-REIRIZ M.J., LABARTA U. 2002. Fatty acid profiles of Mytilus<br />
galloprovincialis (Lmk) mussel of subtidal and rocky shore origin. Comparative Biochemistry<br />
and Physiology B 132: 453–461.<br />
GEENEN S., JORDAENS K., BACKELJAU T. 2006. Molecular systematics of the Carinarion<br />
complex (Mollusca: Gastropoda: Pulmonata): a taxonomic riddle caused by a mixed<br />
breeding system. Biological Journal of the Linnean Society 89: 589–604.<br />
GOMOT DE VAUFLEURY A., PIHAN F. 2000. Growing snails used as sentinels to evaluate<br />
terrestrial environment contamination by trace elements. Chemosphere 40: 275–284.<br />
KOWALCZYK-PECKA D. 2009. Rola naturalnej populacji Arianta arbustorum (Gastropoda:<br />
Pulmonata) w transferze I bioakumulacji metali ciężkich w ekosystemach zurbanizowanych.<br />
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41: 22–31.<br />
LIANG L.N., HE B., JIANG G.B., CHEN D.Y.,YAO Z.W. 2004. Evaluation of mollusks as biomonitors<br />
to investigate heavy metal contaminations along the Chinese Bohai Sea. Science<br />
of the Total Environment 324: 105–113.<br />
McDONNEL R.J., RUGMAN-JONES P., BACKELJAU T., BREUGELMANS K., JORDAENS<br />
K., STOTHAMER R., PAINE T., GORMALLY M. 2011. Molecular identification of the exotic<br />
slug Arion subfuscus sensu stricto (Gastropoda: Pulmonata) in California, with comments<br />
on the source location of introduced populations. Biological Invasions 13: 61–66.<br />
MENTA C., PARISI V. 2001. Metal concentrations in Helix pomatia, Helix aspersa and Arion<br />
rufus: a comparative study. Environmental Pollution 115: 205–208.<br />
MILINSK M., PADRE R.G., HAYASHI C., OLIVEIRA C.C., VISENTAINER J.V., SOUZA<br />
N.E., MATSUSHITA M. 2006. Effects of feed protein and lipid contents on fatty acid<br />
profile of snail (Helix aspersa maxima) meat. Journal of Food Composition and Analysis<br />
19: 212–216.<br />
133
Danuta Kowalczyk-Pecka, Katarzyna Czepiel-Mil<br />
NOTTEN M.J.M., OOSTHOEK A.J.P., ROZEMA J., AERTS R., 2005. Heavy metal concentrations<br />
in a soil – plant-snail food chain along a terrestrial soil pollution gradient. Environmental<br />
Pollution 138: 178–190.<br />
de PIRRO M., MARSHALL D.J. 2005. Phylogenetic differences in cardiac activity, metal<br />
accumulation and mortality of limpets exposed to copper: A prosobranch-pulmonate<br />
comparison. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 322: 29–37.<br />
TRIEBSKORN R., KÖHLER H.-R. 1996. The impact of heavy metals on the grey garden<br />
slug, Deroceras reticulatum (Müller): metal storage, cellular effects and semi-quantitative<br />
evaluation of metal toxicity. Environmental Pollution 93(3): 327–343.<br />
WIKTOR A. 2004. Ślimaki lądowe Polski. Mantis, Olsztyn.<br />
ZÖDL B., WITTMANN K.J. 2003. Effects of sampling, preparation and defecation on metal<br />
concentrations in selected invertebrates at urban sites. Chemosphere 52: 1095–1103.<br />
134
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Michał Skibniewski*, Tadeusz Kośla**, Ewa M. Skibniewska**<br />
Zawartość wybranych mikroelementów w mięśniach<br />
krów mlecznych<br />
Chosen trace elements content in the dairy cows<br />
muscles<br />
Słowa kluczowe: krowy mleczne, miedź, cynk, mangan, mięśnie.<br />
Key words: dairy cows, copper, zinc, manganese, muscles.<br />
The aim of the study was to determined Zn, Cu and Mn concentration in muscles of the dairy<br />
cows from Mazovia region to proof local deficiency or excess these elements. Material was<br />
collected in slaughterhouses from 18 dairy cows. The investigated material was chosen according<br />
to its usefulness for consumption. The Cu, Mn and Zn content was determined by<br />
FAAS method. Statistical analysis was performer using Statistica programme. The average<br />
copper content in the muscular tissue was 4.9 mg∙kg -1 dry matter, whereas in the<br />
case of manganese it was 1.35 mg∙kg -1 respectively. The average zinc content was 248.76<br />
mg∙kg -1 . The resutls obtained are similar to data reported in literature with reference to the<br />
Zn, Cu and Mn content in ruminants muscular tissue.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Wzrastająca intensyfikacja produkcji zwierzęcej jest nastawiona na osiąganie wysokiej<br />
wydajności przy jednoczesnym ograniczaniu kosztów. Wzrost wymagań produkcyjnych<br />
i związane z tym nadmierne obciążenie organizmów zwierząt może prowadzić do<br />
powstawania przewlekłego stresu środowiskowego, który negatywnie oddziałuje na stan<br />
zdrowia dotkniętych nim osobników. Zjawisko to jest szczególnie widoczne w odniesie-<br />
* Dr Michał Skibniewski – Katedra Nauk Morfologicznych, Wydział Medycyny Weterynaryjnej,<br />
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-776<br />
Warszawa; tel.: 22 59 362 10; e-mail: michal_skibniewski@sggw.pl<br />
** Prof. dr hab. Tadeusz Kośla, dr Ewa M. Skibniewska – Katedra Biologii środowiska Zwierząt,<br />
Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie,<br />
ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa.<br />
135
Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska<br />
niu do bydła mlecznego stąd też zapewnienie odpowiedniego poziomu związków mineralnych<br />
w diecie jest niezbędne do utrzymania prawidłowego wzrostu osobników młodych<br />
oraz zdrowotności i wysokiej wydajności stad krów mlecznych [Blanco-Penedo i in. 2010].<br />
W gospodarstwach o intensywnym typie produkcji rolnej związki mineralne stanowią jeden<br />
z podstawowych składników koncentratów paszowych, zapewniając tym samym ich odpowiednią<br />
podaż. Są one często wytwarzane w ten sposób, że niejednokrotnie ich zawartość<br />
znacznie przewyższa zapotrzebowanie bytowe i produkcyjne zwierząt [Blanco-Penedo i in.<br />
2006]. Należy pamiętać, że niektóre mikro- i makroelementy stanowiące dodatki mineralne<br />
o zbyt wysokiej koncentracji w dawce pokarmowej mogą wywierać efekt toksyczny [Blanco-Penedo<br />
i in. 2010]. Najbardziej jaskrawym przykładem takiej zależności jest przewlekłe<br />
zatrucie miedzią u bydła, które wiąże się z jej nadmiarem w diecie, a także ze zmianami<br />
biodostępności związków miedzi zawartych w paszy [Blanco-Penedo i in. 2006]. Podawanie<br />
związków mineralnych w nadmiarze powoduje także znaczny wzrost ich zawartości<br />
w odchodach zwierząt, czego należy unikać ze względu na ich przenikanie do środowiska<br />
z pól uprawnych nawożonych obornikiem lub gnojowicą [Lopez-Alonso i in. 2000; Blanco-<br />
-Penedo i in. 2010].<br />
Zawartość składników mineralnych w tkankach zwierząt hodowlanych jest istotna nie<br />
tylko z punktu widzenia utrzymania ich zdrowotności oraz wysokiej wydajności, ale także<br />
z powodu zdrowia człowieka. Metale zawarte w jadalnych częściach ciała zwierząt dostają<br />
się do organizmów ludzi głównie drogą alimentarną. Mięso, będące jednym z podstawowych<br />
składników pokarmowych, może stanowić zagrożenie dla zdrowia z powodu zawartości<br />
takich metali toksycznych, jak Pb, Cd, Hg i As, ale także jest źródłem cennych<br />
mikro- i makroelementów, takich jak Fe, Cu, Zn i Se [Lopez-Alonso i in. 2000, 2002; Vos<br />
i in. 1987; Arnold i in. 2006; Nriagu i in. 2009]. Ich wchłanianie, tkankowa akumulacja oraz<br />
ewentualna toksyczność podlega wpływom wielu czynników, wśród których duże znaczenie<br />
mają interakcje pomiędzy poszczególnymi metalami. W rzeczywistości zależność pomiędzy<br />
metalami toksycznymi i niezbędnymi ma kluczowe znaczenie dla gospodarki mineralnej<br />
organizmu [Lopez-Alonso i in. 2004; Blanco-Penedo i in. 2006]. Do najbardziej<br />
znanych interakcji pomiędzy pierwiastkami należą antagonizm kadmu i cynku oraz zależność<br />
pomiędzy miedzią, molibdenem i siarką [Nicholson i in. 1984; Spierenburg i in. 1988;<br />
Blanco-Penedo i in. 2006].<br />
Nieprawidłowe stężenia pierwiastków w tkankach mogą stanowić przyczynę zaburzeń<br />
metabolicznych. Jony metali i ich związki chemiczne uczestniczą w różnych reakcjach biochemicznych.<br />
Podstawową funkcją miedzi jest udział w procesach oksydacyjno-redukcyjnych,<br />
w regulacji metabolizmu żelaza oraz uczestnictwo w procesie tworzenia kolagenu. Jej<br />
niedobory prowadzą między innymi do: niedokrwistości, zmian w narządach miąższowych<br />
oraz do deformacji kości [Anke 1994; Payne 1983; Ratjen, Anke 2000; Dorton i in. 2003].<br />
Podobnie jak miedź także cynk jest pierwiastkiem niezbędnym do prawidłowego funkcjonowania<br />
organizmów zwierzęcych. Będąc składnikiem wielu hormonów i enzymów uczestni-<br />
136
Zawartość wybranych mikroelementów w mięśniach krów mlecznych<br />
czy między innymi w metabolizmie węglowodanów oraz w syntezie kwasów nukleinowych<br />
i białek [Kirsch i in. 2000; Zhang i in. 2003]. Ostre niedobory cynku mogą powodować zahamowanie<br />
wzrostu, zaburzenia rozwoju pierwszorzędowych cech płciowych oraz zmniejszoną<br />
tolerancję na glukozę [Sadurski 1984; Anke 1994]. Nadmiar cynku wywołuje objawy zatrucia,<br />
przy czym jego toksyczność wynika głównie z wtórnego niedoboru miedzi. Zjawisko<br />
to u zwierząt występuje stosunkowo rzadko [Pasternak, Majdaniak 1999].<br />
Mangan aktywuje wiele enzymów biorących między innymi udział w procesach utleniania.<br />
Wraz z miedzią pierwiastek ten uczestniczy w hematopoezie, a także odgrywa istotną<br />
rolę w utrzymaniu prawidłowych czynnościach ośrodkowego układu nerwowego. Szczególną<br />
rolę odgrywa u przeżuwaczy, ponieważ jego obecność jest niezbędna do zapewnienia<br />
prawidłowego ilościowego i jakościowego składu mikroflory żwacza [Anke 1994].<br />
U zwierząt gospodarskich niedobory tego pierwiastka mogą być przyczyną zaburzeń<br />
procesu kostnienia, nieprawidłowości w funkcjonowaniu ośrodkowego układu nerwowego<br />
oraz zaburzeń w rozrodzie. Nadmiar manganu w paszy zmniejsza wchłanianie miedzi, fosforu<br />
i żelaza [Anke 1994; Anke i in. 1994; Groppel 1995].<br />
Celem badań było określenie zawartości cynku, miedzi i manganu w mięśniach krów<br />
mlecznych oraz stwierdzenie, czy występują tu niedobory lub nadmiar poszczególnych pierwiastków.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Próbki mięśni uzyskano od 18 krów mlecznych pochodzących z terenu województwa<br />
mazowieckiego. Wiek zwierząt zawierał się w przedziale od 2 do 8 lat. Materiał badawczy<br />
stanowiły próby mięśnia piersiowego zstępującego (musculus pectoralis descendens), pobierane<br />
w rzeźniach podczas poubojowego badania tuszy. Materiał pakowano w torebki<br />
polietylenowe i poddano mrożeniu w temperaturze -18°C, do czasu wykonania analizy<br />
zawartości pierwiastków. Mineralizację tkanek uzyskano przez spalenie w temperaturze<br />
450°C, a powstały popiół rozpuszczono w 10% kwasie solnym. Zawartość Cu, Zn i Mn<br />
określano stosując metodę płomieniowej atomowej spektrofotometrii absorpcyjnej (FAAS).<br />
Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej z wykorzystaniem pakietu Statistica, moduł<br />
anova.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Średnia zawartość miedzi w badanym materiale wynosiła 4,90 mg∙kg -1 s.m., manganu<br />
1,35 mg∙kg -1 s.m., cynku zaś 248,76 mg∙kg -1 s.m. W analizie statystycznej otrzymanych wyników<br />
zaobserwowano istotną statystycznie dodatnią korelację pomiędzy zawartością cynku<br />
i miedzi. Szczegółowe dane wraz z podstawowymi parametrami statystycznymi przedstawiono<br />
w tabeli 1 i 2.<br />
137
Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska<br />
Tabela 1. Zawartość Cu, Zn i Mn w mięśniach krów mlecznych, mg∙kg -1 s.m.<br />
Table 1. The Cu, Zn and Mn content in muscles of dairy cows, mg∙kg -1 s.m.<br />
Pierwiastek<br />
Zawartość<br />
średnia<br />
N SD Q 25<br />
Mediana Q 75<br />
Cu 4,90 18 2,62 3,23 3,80 6,0<br />
Zn 248,76 18 63,13 199,5 236,2 294,5<br />
Mn 1,35 18 0,95 0,69 1,12 1,79<br />
Uzyskane wyniki są zbliżone do wartości podawanych przez innych autorów. Anke i in.<br />
[1989] stwierdzili, że średnia zawartość miedzi w mięśniach krów wynosi 3,40 mg∙kg -1 s.m.<br />
Niższe wartości tego parametru odnotowali Żmudzki i in. [1991] – 2,66 mg∙kg -1 s.m. Lopez-<br />
-Alonso i in. [2000] stwierdzili, że średnia zawartość miedzi w mięśniach krów mlecznych<br />
wynosi 1,68 mg∙kg -1 świeżej masy tkanki. Po uwzględnieniu stanu uwodnienia tkanki mięśniowej<br />
można stwierdzić, że są to wartości niższe od uzyskanych w doświadczeniu własnym.<br />
Dane literaturowe wskazują, że średnia zawartość cynku w mięśniach krów waha się<br />
w granicach od 145 mg∙kg -1 s.m. do 200 mg∙kg -1 s.m. W odniesieniu do manganu wartości<br />
te wynoszą 0,83 mg∙kg -1 s.m. [Anke i in. 1989, Żmudzki i in. 1991].<br />
Tabela 2. Korelacje pomiędzy zawartością Cu, Mn i Zn w mięśniach krów<br />
Table 2. Correlation between Cu, Mn and Zn content in cows muscles<br />
Pierwiastek Cu Mn Zn<br />
Cu 1,000 0,397 0,696*<br />
Mn 0,397 1,000 0,445<br />
Zn 0,696* 0,445 1,000<br />
Objaśnienie: *Zależności istotne statystycznie przy p≤0,05.<br />
Należy jednak podkreślić, że w piśmiennictwie dotyczącym zawartości pierwiastków mineralnych<br />
w mięśniach bydła podawane wartości różnią się niekiedy dwu- lub nawet trzykrotnie<br />
[Jorhem i in. 1989; Lopez-Alonso i in. 2000; Blanco-Penedo i in. 2010; Garcia-Vaguero<br />
i in. 2011]. Wynika to między innymi z tego, że analizie poddawane są różne części<br />
tuszy. Ustalono, że zawartość miedzi w przeponie może niemal dwukrotnie przewyższać<br />
jej stężenie w mięśniach piersiowych [Lopez-Alonso i in. 2000]. Różnice te wynikają z aktywności<br />
metabolicznej mięśnia, jego struktury (proporcji pomiędzy włóknami mięśniowymi<br />
i tłuszczem) oraz z intensywności unaczynienia [Langlands i in. 1987; Kauffmann, Breidenstein<br />
1994; Garcia-Vaguero i in. 2011].<br />
138
Zawartość wybranych mikroelementów w mięśniach krów mlecznych<br />
4. PODSUMOWANIE<br />
Na podstawie otrzymanych wyników można stwierdzić, że stan zaopatrzenia mineralnego<br />
krów z terenu województwa mazowieckiego jest odpowiedni. Zawartość miedzi,<br />
cynku i manganu w tkance mięśniowej zwierząt jest zbliżona do danych zawartych w dostępnym<br />
piśmiennictwie. Nie zaobserwowano zbyt niskich tkankowych stężeń badanych<br />
pierwiastków ani także ich nadmiaru niosącego zagrożenie dla zdrowia konsumentów mięsa<br />
wołowego.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Anke M., Masaoka T., Arnhold W., Krause U., Groppel B., Schwan S. 1989.<br />
The influence of a sulfur, molybdenum or cadmium exposure on the trace element status<br />
of cattle and pigs. Arch. Anim. Nutr. 39, 7 Berlin: 657–666.<br />
Anke M.1994. Störungen im Mengen- und Spurenelementhaushalt. In: H. Hartmann und<br />
H. Meyer (eds.) Klinische Pathologie der Haustiere, Gustav Fischer Verlag Jena, Stuttgart:<br />
154–175.<br />
Anke M., Groppel B., Angelow L. 1994. Der Einfluss des Mangan-, Zink-, Kupfer-,<br />
Jod-, und Selenmangels auf die Fortpflanzungsleistung des Wiederkäuers. Rekasan-<br />
Journal 1: 23–28.<br />
ARNOLD S.M., ZARNKE R.L., LYNN T.V, CHIMONAS M.A.R. FRANK A. 2006. Public<br />
health evaluation of cadmium concentrations in liver ad kidney of moose (Alces alces)<br />
from four areas of Alaska. Sci. Total. Environ 357: 103–111.<br />
Blanco-Penedo I., Cruz J.M., Lopez-Alonso M., Miranda M., Castillo C.,<br />
Hernandez J., Benedito J.L. 2006. Influence of copper status on the accumulation<br />
of toxic and essential metals in cattle. Environ. Int. 32: 901–906.<br />
BLANCO-PENEDO I., LOPEZ-ALOZNO M., MIRANDA M., HERNANDEZ J., PRIETO<br />
F., SHORE R.F. 2010. Non-essential and essential trace elements concentration<br />
in meat from cattle reared under organic, intensive or conventional production systems.<br />
Food Addit. Contam. Part A Chem. Anal. Control Exp. Risk. Assesses 27 (1):<br />
36–42.<br />
Dorton K.L., Engle T.E., Hamar D.W., Sciliano P.D., Yemn R.S. 2003. Effects of<br />
cooper source and concentration on copper status and immune function in growing finishing<br />
steer. Anim. Feed Sci. Technol. 110: 31–44.<br />
GARCIA-VAGUERA M., MIRANDA M., BENEDITTO J.L. BLANCO-PENEDO I. LOPEZ-<br />
-ALONZO M. 2011. Effect of type of muscle and Cu supplementation on trace element<br />
concentration in cattle meat. Food Chem. Toxicol. <strong>49</strong>: 1443–14<strong>49</strong>.<br />
Groppel B. 1995. Mengen-und Spurenelemente- Funktion, Bedarf, Versorgung und Diagnose,<br />
Rekasan Journal 2 (3): 3–6.<br />
139
Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska<br />
JORHEM L., SUNDSTROM B., ASTRAND C., HAEGGLUND G. 1989. The levels of zinc<br />
copper, manganese, selenium, chromium, nickel, cobalt and aluminium in the meat,<br />
liver and kidney of Swedish pigs and cattle. Z. Lebensm. Unters. Forsch. 188: 39–44.<br />
KAUFFMAN R.G., BREIDENSTEIN B.C. 1994. Muscle foods: meat, poultry and seafood<br />
technology. Chapter meat animal composition and its measurements. Chapman &<br />
Hall, London: 224–247.<br />
Kirsch T., Harrison G., Worch K.P., Golug E.E. 2000. Regulatory roles of zinc in<br />
matrix vesicle mediated mineralization of growth plate cartilage. J. Bone. Miner. Res.<br />
15, (2): 261–270.<br />
Lai Y.L., Yamaguchi M. 2005. Effects of copper on bone component in the femoral tissues<br />
of rats: anabolic effect of zinc in weakened by copper. Biol. Pharm. Bull. 28 (12):<br />
2296–2301.<br />
LANGLANDS J.P., DONALD G.E., SMITH A.J. 1987. Analysis of data collected i a residue<br />
survey: copper and zinc cioncentrations in liver, kidney and muscle in Australian sheep<br />
and cattle. Aust. J. Exp. Agric. 27: 485–<strong>49</strong>1.<br />
LOPEZ-ALONSO M., BENEDITO J.L., MIRANDA M., CASTILLO C., HERNANDEZ J.,<br />
SHORE R.F. 2000. Arsenic, cadmium, lead, copper and zinc in cattle from Galicia,<br />
NW Spain. Sci. Total Environ. 246 (2–3): 237–248.<br />
Lopez-Alonso M., Prieto–Montana F., Miranda M., Castillo C., Hernandez<br />
J., Benedito J. L. 2004. Interactions between toxic (As, Cd, Hg and Pb) and nutritional<br />
essential (Ca, Co, Cr, Mn, Mo, Ni, Se, Zn) elements in the tissues of cattle from<br />
NW Spain, Biometals 17: 389-397.<br />
NICOLSON J.K., OSBORN D., KENDALL M.D. 1984. Comparative distributions of zinc<br />
cadmium and mercury in the tissues of experimental mice. Comp. Biochem. Physiol.<br />
77 (2): 2<strong>49</strong>–256.<br />
Nriagu J., Boughanen, M., Linder A., Howe A., Grant Ch., Rattray R., Vutchov<br />
M., Lalor G. 2009. Levels of As, Cd, Pb, Cu, Se and Zn in bovine kidneys<br />
and livers in Jamaica, Ecotoxicology and Environmental Safety Vol. 72 (2): 564–571.<br />
Pasternak K., Majdanik M. 1999. Rola cynku w przyrodzie, Biul. Magnezol. 4 (¾):<br />
547–553.<br />
Payne J.M. 1983. Bedarfsgerechte Versorgung des Rindes mit Mineralstoffen und Spurenelementen<br />
im Hinblick auf gesundheit. Fruchtbarkeit und Leistung. Kraftfutter 66:<br />
290–294.<br />
Ratjen A., Anke M. 2000. Der Mengen-, Spuren- und Ultraspurenelementgehalt des<br />
Pferdehaares in Abhänngigkeit von Lebensraum, Geschlecht, Haarfarbe. 1. Mitteilung:<br />
Der Kupfergehalt, Mengen- und Spurenelemente, Jena: 1169–1176.<br />
Sadurski T. 1984. Schorzenia wywołane niedoborem cynku, Med. Weter. 8: 489–<strong>49</strong>3.<br />
SPIERENBURG T.J, DE GRAAF G.N., BAARS A.J., BRUS D.H.J, TIELEN M.J.M, ARTS<br />
B.J. 1988. Cadmium, zinc, lead and copper in livers and kidneys of cattle in the neigh-<br />
140
Zawartość wybranych mikroelementów w mięśniach krów mlecznych<br />
borhood of zinc refineries. Environ. Monit. Asses 11: 107–114.<br />
VOS G., LAMMARS H., VON DELF W. 1987. Arsenic, cadmium, mercury, lead and selenium<br />
in meat, livers and kidneys of cattle slaughtered in the Nederlads during 1980-<br />
1985. Food Addit. Contam. 4: 73–88.<br />
Zhang Y.H., Cheng Y.Y., Hong Y., Wang D.L., Li S.T. 2003. Effects of zinc deficiency<br />
on bone mineralization and its mechanism in rats. Zhonghua Yu Fang Yi Xue Za Zhi<br />
37 (2): 121–124.<br />
Żmudzki J., Szkoda J., Juszkiewicz T. 1991. Stężenie pierwiastków śladowych w tkankach<br />
bydła w Polsce, Med. Weter. 47 (3) : 413–416.<br />
141
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Agnieszka Ludwikowska*, Hanna Lutnicka*<br />
ZMIANY HISTOPATOLOGICZNE W WĄTROBIE RYB<br />
EKSPONOWANYCH NA SUBTOKSYCZNE STĘŻENIE PYRETROIDÓW<br />
HISTOPATHOLOGICAL CHANGES IN LIVER OF FISH EXPOSED<br />
TO THE SUBTOXIC CONCENTRATION OF THE PYRETHROIDS<br />
Słowa kluczowe: syntetyczne pyretroidy, ryby, wątroba, zmiany histopatologiczne.<br />
Key worlds: synthetic pyrethroids, fish, liver, histopathological changes.<br />
Synthetic pyrethroids, a group of insecticides, are potent neurotoxic substances. Their<br />
mechanism of action is blocking the membrane ion channels in the nervous system of animals.<br />
These compounds also affect non-target organisms – including fish, and cause disturbances<br />
in functioning of their bodies. This study was aimed to investigate the effects of<br />
pyrethroids on liver of fish by observing the histopathological changes.<br />
The experiment was conducted in aquaria conditions, using river water, on carp (Cyprinus<br />
carpio L.), weighing 70 ± 10 g average. Cypermethrin and deltamethrin were added to the<br />
water only once, in subtoxic concentration: 0,02 µg·l -1 for each. The exposure time was 2<br />
weeks – one group of fish was exposed for one active substance of the pyrethroids. After<br />
it fish were transferred to river water without pyrethroids, for the next 4 weeks for a possible<br />
recovery. The recovery period was considered sufficient for eventual tissue regeneration<br />
process. Fish liver was collected from experimental and control group and histological<br />
preparations were made.<br />
No histopathologial changes were observed in the liver of the control fish. In the liver of the<br />
experimental fish most commonly observed: loosening of hepatocyte structure (especially<br />
in the vicinity of blood vessels), congestion of tissue, fatty degeneration and focal necrosis.<br />
Recovery period was too short for complete regeneration of the organ.<br />
* Mgr Agnieszka Ludwikowska, dr hab. lek. wet. Hanna Lutnicka – Katedra Hodowli Drobiu,<br />
Zwierząt Futerkowych i Zoohigieny, Wydział Hodowli i Biologii Zwierząt, Uniwersytet<br />
Rolniczy im. H. Kołłątaja w Krakowie, al. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków;<br />
tel. 12 662 41–09; 600 466 427; e-mail: aga.ludwikowska@onet.eu, lutnicka@op.pl<br />
142
Zmiany histopatologiczne w wątrobie ryb eksponowanych na subtoksyczne stężenie pyretroidów<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Powszechne stosowanie pestycydów jest nieodłącznym elementem współczesnego<br />
rolnictwa. Najmłodsza chronologicznie klasa insektycydów, syntetyczne pyretroidy, wywodzą<br />
się z pyretryn – naturalnych pyretroidów wyodrębnionych z kwiatów niektórych odmian<br />
chryzantem – Tanacetum cinerariaefolium. Pod względem chemicznym są to estry kwasu<br />
chryzantemowego (3-(2,2-dimetylowinylo)-2,2dimetylocyklopropanokarboksylowego) albo<br />
halogenowych analogów tego kwasu i alkoholi pierwszorzędowych lub drugorzędowych,<br />
zawierających w cząsteczce przynajmniej jedno wiązanie podwójne. W odróżnieniu od naturalnych,<br />
syntetyczne pyretroidy charakteryzuje wyższa fotostabilność przy jednoczesnym<br />
zachowaniu właściwości bójczych [Casida 1980].<br />
Środki te znalazły szerokie zastosowanie w ochronie roślin uprawnych i lasów, a także<br />
w przechowalnictwie produktów rolno-spożywczych. Tak szeroki zakres wykorzystania wynika<br />
z ich dużej aktywności insektobójczej przy zastosowaniu relatywnie małej dawki użytkowej<br />
oraz niskiej ich ceny. Pyretroidy nie są persystentne w środowisku. Co równie ważne,<br />
odznaczają się niską toksycznością dla organizmów stałocieplnych (ssaków), w których<br />
ulegają szybkiemu metabolizmowi. Nie wykazują także tendencji do biokumulacji [Casida<br />
1980, Haya 1989, Mijamoto 1976].<br />
Syntetyczne pyretroidy są silnymi neurotoksynami. Ich docelowym miejscem działania<br />
są bramkowane napięciem kanały Na + błon komórek nerwowych, które utrzymują w stanie<br />
otwartym przez ekstremalnie długi czas, prowadząc do przedłużonej depolaryzacji błony.<br />
U organizmów docelowych wywołują natychmiastowe zatrucie, dając efekt tzw. knock-down<br />
lub ich natychmiastową śmierć [Katsuda 1999].<br />
Liczne badania potwierdzają, iż pyretroidy wykazują wysoką toksyczność w stosunku<br />
do organizmów wodnych, w tym ryb. Najczęściej dostają się do wód w wyniku spływów powierzchniowych<br />
i/lub przenikania z gleby do wód gruntowych, zwłaszcza w razie nadmiernego<br />
ich użycia oraz podczas wykonywania samolotowych oprysków pól uprawnych i lasów przy<br />
wietrznej pogodzie. Stosowane są także świadomie w celu zwalczania szkodliwych owadów<br />
występujących w pobliżu zbiorników wodnych, np. komarów [Dębski i Zalewski 1997].<br />
Toksyczność pyretroidów w naturalnym środowisku wodnym jest znacznie niższa niż<br />
uzyskana w badaniach laboratoryjnych. Wynika to z silnych właściwości adsorpcyjnych tych<br />
związków na naturalnej zawiesinie organicznej oraz ich szybkiej fotodegradacji [Crossland<br />
i in. 1982, Hadfield i in. 1993]. Zatrucie ryb pyretroidami, w porównaniu z wyższymi kręgowcami,<br />
następuje już w bardzo niskich ich koncentracjach – rzędu dziesiętnych części µg·l -1<br />
do kilkunastu µg·l -1 [Bradbury i Coats 1989, Haya 1989, Karasu Benli i in. 2009, Şener Ural<br />
i Sağlam 2005, Wang i in. 2007]. Obserwuje się wtedy nieprawidłowe zachowanie behawioralne,<br />
przejawiające się niepokojem ryb, zwiększoną ruchliwością, utratą równowagi i zachowania<br />
ławicowego, oraz problemy z oddychaniem – szybsze ruchy pokryw skrzelowych<br />
oraz „dziubkowanie” ryb [Borges i in. 2007, El-Sayed i in. 2007, Karasu Benli i in. 2009, Ra-<br />
143
Agnieszka Ludwikowska, Hanna Lutnicka<br />
dhaiah, Rao 1990, Yilmaz i in. 2004]. Zatrucie syntetycznymi pyretroidami nie pozostaje bez<br />
wpływu także na fizjologię ryb. Dochodzi do zaburzenia parametrów hematologicznych czy<br />
biochemicznych, świadczących o wystąpieniu stresu chemicznego. Przedłużający się stan<br />
stresu prowadzi do rozwoju zmian histopatologicznych w narządach wewnętrznych ryb [El-<br />
Sayed i in. 2007, Svobodová i in. 2003, Velíšek i in. 2009].<br />
2. CEL BADAŃ, MATERIAŁ I METODY<br />
Analiza histologiczna tkanek jest jedną z metod oceny toksyczności związków chemicznych.<br />
Zmiany patologiczne w tkankach obserwowane są zwłaszcza przy ekspozycji chronicznej<br />
i subtoksycznych stężeniach substancji chemicznych.<br />
Celem pracy było poznanie wpływu wybranych pyretroidów na rozwój zmian histopatologicznych<br />
w wątrobie karpia.<br />
Badania zostały przeprowadzone w warunkach akwaryjnych. Akwaria o 100-litrowej pojemności<br />
napełniono wodą rzeczną, średnio zanieczyszczoną o następujących parametrach:<br />
temperatura 17–19°C, pH 7,7, tlen rozpuszczony 10,5 mg O 2·l -1 , BZT 5<br />
ok. 2,2 mg O 2·l -1<br />
i twardość ogólna 126 mg CaCO 3·l -1 . Dodatkowo woda była napowietrzana i filtrowana za<br />
pomocą filtrów węglowych w celu usunięcia ubocznych produktów przemiany materii i resztek<br />
pokarmowych. Zastosowanie wody rzecznej miało na celu stworzenie rzeczywistych<br />
warunków narażenia ryb na insektycydy, ponieważ adsorpcja pyretroidów na znajdującej<br />
się w niej naturalnej zawiesinie organicznej wpływa na zmniejszenie ich biodostępności<br />
[Hadfield i in. 1993].<br />
W doświadczeniach zastosowano dwa obecnie najczęściej stosowane w rolnictwie pyretroidy:<br />
1) cypermetrynę (1RS)-cis,trans-3-(2,2-dichlorowinylo)-2, 2-dimetylocyklopropanokarboksylan<br />
(RS)–α-cyjano-3-fenoksybenzylu;<br />
2) deltametrynę (1R,3R)-3-(2,2-dibromowinylo)-2,2-dimetylocyklopropanokarboksylan<br />
(S)-α-cyjano-3-fenoksybenzylu.<br />
Badane preparaty zastosowano jako czyste substancje aktywne (pochodzące z Promochem<br />
Sp. z o.o. w Warszawie), w subtoksycznych ich koncentracjach – 0,02 µg·l -1 każdy.<br />
Czas ekspozycji ryb wynosił 2 tygodnie. Stężenie badanych substancji i czas ekspozycji<br />
wyznaczono na podstawie badań dynamiki rozkładu w modelowych wodach powierzchniowych,<br />
stosowanych dawek użytkowych oraz stopnia ich przenikania do wód [Lutnicka 2001].<br />
Do eksperymentu użyto narybku karpia (Cyprinus carpio L.) o masie ciała 70 ± 10 g.<br />
Ryby podzielono na 3 grupy po 10 sztuk każda: 2 doświadczalne i 1 kontrolna. Po okresie<br />
aklimatyzacji (2 tygodnie) do warunków akwaryjnych, ryby doświadczalne eksponowano<br />
przez 2 tygodnie na badane pyretroidy – jedną grupę ryb na jedną substancję aktywną. Po<br />
okresie ekspozycji karpie przeniesiono do wody rzecznej bez pyretroidów na kolejne 4 tygodnie<br />
w celu zbadania możliwości przywrócenia homeostazy organizmu.<br />
144
Zmiany histopatologiczne w wątrobie ryb eksponowanych na subtoksyczne stężenie pyretroidów<br />
Wycinki wątrobo-trzustki ryb doświadczalnych i kontrolnych pobrano dwukrotnie w ciągu<br />
okresu badawczego: po 2-tygodniowej ekspozycji i po 4-tygodniowej rekonwalescencji. Preparaty<br />
półcienkie (0,5 – 0,6 µm) do badań w mikroskopie świetlnym przygotowano według<br />
standardowych metod (utrwalenie w glutaraldehydzie, odwodnienie w serii alkoholi o wzrastających<br />
stężeniach, zatapianie w żywicach epoksydowych). Wykonane preparaty barwiono<br />
roztworem błękitu metylowego i Azuru II. Następnie dokonano dokumentacji fotograficznej.<br />
3. WYNIKI I ICH OMÓWIENIE<br />
Wątrobę ryb kontrolnych i doświadczalnych przedstawiono na fot. 1 – 6. Przeprowadzone<br />
badania wykazały szkodliwe działanie cypermetryny i deltametryny na wątrobę karpi.<br />
Obserwowano zniszczenie struktury beleczkowej i zrazikowej narządu. Wyraźnie doszło<br />
także do zatarcia struktury komórkowej, zwłaszcza w okolicy trzustki i dużych naczyń<br />
krwionośnych (fot. 2). Nieco dalej leżące hepatocyty wykazywały niedobarwliwość cytoplazmy,<br />
skupiającą się głównie w okolicy jądra komórkowego, pozostawiając resztę komórki pustą.<br />
W niektórych komórkach obecne były drobne krople tłuszczu (fot. 4). Narząd był znacznie<br />
przekrwiony w porównaniu z wątrobą ryb kontrolnych (fot. 1 i 4). Obserwowano miejscami<br />
występujący naciek leukocytarny i martwicę (fot. 3). Zmiany te były charakterystyczne zarówno<br />
dla cypermetryny, jak i deltametryny. Jednakże wydaje się, iż ekspozycja na deltametrynę<br />
spowodowała bardziej nasilone zmiany histopatologiczne w wątrobie karpia – silniejsze przekrwienie<br />
oraz rozleglejsze zatarcie struktury beleczkowej, zrazikowej i komórkowej (fot. 6).<br />
Po 4-tygodniowym okresie rekonwalescencji obraz histologiczny wątroby był podobny<br />
do opisanego powyżej. Nie zaobserwowano wyraźnej regeneracji narządu (fot. 5-6).<br />
Fot. 1. Prawidłowe hepatocyty karpia. Azur II-Błękit metylenowy. 400x<br />
Phot. 1. Hepatocytes of control carp. Azure II-Methylene blue. 400x<br />
145
Agnieszka Ludwikowska, Hanna Lutnicka<br />
Fot. 2. Wątroba karpia eksponowanego na subtoksyczne stężenie cypermetryny. Zatarcie<br />
struktury komórkowej w okolicy trzustki. Azur II-Błękit metylenowy. 300x<br />
Phot. 2. Liver tissue of carp exposed to subtoxic concentration of cypermethrin. Loosening of<br />
hepatocyte structure in the vicinity of pancreas. Azure II-Methylene blue. 300x<br />
Fot. 3. Wątroba karpia eksponowanego na subtoksyczne stężenie cypermetryny. Całkowite<br />
zatarcie struktury beleczkowej, zrazikowej i komórkowej (d), rozszerzenie sinusoidów<br />
(s) oraz zmiany martwicze (n). Azur II-Błękit metylenowy. 400x<br />
Phot. 3. Liver tissue of carp exposed to subtoxic concentration of cypermethrin. Destruction of<br />
trabecular, lobular and hepatocyte structure (d), dilatation of sinusoids (s) and necrosis<br />
(n). Azure II-Methylene blue. 400x<br />
146
Zmiany histopatologiczne w wątrobie ryb eksponowanych na subtoksyczne stężenie pyretroidów<br />
Fot. 4. Wątroba karpia eksponowanego na subtoksyczne stężenie deltametryny. Stłuszczenie<br />
drobnobańkowe (f) i przekrwienie (c). Azur II-Błękit metylenowy. 300x<br />
Phot. 4. Liver tissue of carp exposed to subtoxic concentration of deltamethrin. Fatty degeneration<br />
– small droplets of fat (f) and congestion (c). Azure II-Methylene blue. 300x<br />
Fot. 5. Wątroba karpia po 4-tygodniowej rekonwalescencji po ekspozycji na cypermetrynę.<br />
Różnobarwliwość narządu. Azur II-Błękit metylenowy. 300x<br />
Phot. 5. Liver tissue of carp after 4-week recovery period after exposure to cypermethrin. Anisochromia<br />
of the liver. Azure II-Methylene blue. 300x<br />
147
Agnieszka Ludwikowska, Hanna Lutnicka<br />
Fot. 6. Wątroba karpia po 4-tygodniowej rekonwalescencji po ekspozycji na deltametrynę. Silne<br />
przekrwienie narządu i naciek leukocytów. Azur II-Błękit metylenowy. 300x<br />
Phot. 6. Liver tissue of carp after 4-week recovery period after exposure to deltamethrin. Potent<br />
congestion of the tissue and infiltration of leukocytes. Azure II-Methylene blue. 300x<br />
Zmiany w obrazie histologicznym wątroby w wyniku ekspozycji na różne pyretroidy zaobserwowało<br />
wielu autorów [Cengiz i Unlu 2006, Sarkar i in. 2005, Singh i Singh 2008, Velíšek<br />
i in. 2009, Velmurugan i in. 2007]. W wątrobie suma indyjskiego (Heteropneustes fossilis)<br />
po 45-dniowej ekspozycji na subtoksyczne stężenie cypermetryny obserwowano patologiczne<br />
zmiany – nieprawidłowy kształt hepatocytów i ich hipertrofię, wzrost ilości komórek<br />
Kupffera, zaburzenia krążenia oraz stłuszczenie narządu. W komórkach wątroby doszło<br />
do silnej wakuolizacji i nekrozy [Singh i Singh 2008]. Podobnie procesy wakuolizacji cytoplazmy,<br />
piknozy jądra komórkowego i nekrozy obserwował u tego samego gatunku Joshi<br />
i in. [2007] po 60-dniowej ekspozycji suma indyjskiego na cypermetrynę. Autorzy sugerują,<br />
iż tak silny proces wakuolizacji jest wynikiem zaburzenia równowagi pomiędzy tempem syntezy<br />
i szybkością usuwania ksenobiotyków z organizmu ryb.<br />
Inne badania wyraźnie wskazują na relację pomiędzy dawką, czasem ekspozycji i wystąpieniem<br />
zmian patologicznych w wątrobie. Ekspozycja gambuzji pospolitej (Gambusia affinis)<br />
na subletalne dawki deltametryny (0,25 i 0,50 µg·l -1 ) spowodowała: hipertrofię hepatocytów,<br />
wzrost ilości komórek Kupffera, zaburzenia krążenia, stłuszczenie i nekrozę ogniskową.<br />
Niektóre z tych zmian obserwowano również w badaniach własnych (fot. 3, 4 i 6). Jednakże<br />
w doświadczeniach Cengiza i Unlu [2007] stwierdzono rozwój zmian patomorfologicznych<br />
w czasie trwania ekspozycji. Wzrost ilości komórek Kupffera oraz zaburzenia w krążeniu<br />
pojawiły się już po 10-dniowej ekspozycji na powyższe stężenia. Natomiast zmiany takie,<br />
148
Zmiany histopatologiczne w wątrobie ryb eksponowanych na subtoksyczne stężenie pyretroidów<br />
jak zwężenie sinusoidów, piknoza jądra komórkowego, nekroza i stłuszczenie obserwowano<br />
po 20- i 30-dniowej ekspozycji na wymienione stężenia deltametryny. Co więcej, zmiany te<br />
nasilały się wraz z wydłużeniem czasu ekspozycji i wzrostem stężenia [Cengiz i Unlu 2006].<br />
Podobny, zależny od dawki efekt toksyczny zanotował Velmurugan i in. [2007] po ekspozycji<br />
mrigala (Cirrhinus mrigala) na subletalne stężenia lambda-cyhalotryny.<br />
W razie ostrej ekspozycji pstrąga tęczowego (Oncorhynchus mykiss) (310–370 g m. c.)<br />
na deltametrynę (0,02 mg·l -1 ) nie stwierdzono zmian histologicznych w badanych narządach<br />
[Velíšek i in. 2007]. Jednakże ten sam autor, eksponując narybek karpia (15–20 g m. c.) na<br />
bifentrynę (6 µg·l -1 , 96 h), obserwował u 40% ryb doświadczalnych degenerację komórek<br />
wątroby, zwłaszcza w obrębie naczyń krwionośnych, a uszkodzone hepatocyty przejawiały<br />
piknozę jądra komórkowego i wakuolizację cytoplazmy [Velíšek i in. 2009].<br />
Wątroba metabolizuje pyretroidy znacznie szybciej u ssaków w porównaniu z rybami,<br />
co spowodowane jest wyższą temperaturą ciała zwierząt stałocieplnych. W wątrobie królików<br />
eksponowanych przewlekle na pyretroidy stwierdzono zmiany podobne do występujących<br />
u ryb. Obserwowano m.in. obkurczenie hepatocytów, powiększenie komórek Kupffera,<br />
rozszerzenie naczyń krwionośnych, kondensację jądra komórkowego, a miejscami nekrozę<br />
i zmiany nowotworowe [Shakoori i in. 1990a i b].<br />
Na podstawie badań własnych i piśmiennictwa można stwierdzić, iż chroniczna ekspozycja<br />
na pyretroidy skutkuje rozwojem zmian patologicznych w wątrobie. Jako miejsce metabolizowania<br />
ksenobiotyków jest szczególnie narażona na ich toksyczne działania. Rozwój<br />
tego typu zmian świadczy, że obecność subtoksycznych stężeń pyretroidów w wodach powierzchniowych<br />
może powodować dysfunkcję narządu, co w konsekwencji pociąga za sobą<br />
pogorszenie kondycji ryb.<br />
Praca finansowana z grantu N N304 279440.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BORGES A., SCOTTI L.V., SIQUEIRA D.R., ZANINI R., AMARAL F., JURINITZ D. F., WAS-<br />
SERMANN G.F. 2007. Changes in haematological and serum biochemical values in<br />
jundiá, Rhamdia quelen due to sub-lethal toxicity of cypermethrin. Chemosphere 69:<br />
920–926.<br />
BRADBURY S.P., COATS J. R. 1989. Comparative toxicology of the pyrethroid insecticides.<br />
Rev. Environ. Contam. Toxicol. 108: 133–177.<br />
CASIDA J. E. 1980. Pyrethrum flowers and pyrethroid insecticides. Environ. Health Perspect.<br />
34: 189–202.<br />
CENGIZ E. I., UNLU E. 2006. Sublethal effects of commercial deltamethrin on the structure<br />
of the gill, liver and gut tissues of mosquitofish, Gambusia affinis: a microscopic study.<br />
Environ. Toxicol. Pharmacol. 21: 246–253.<br />
1<strong>49</strong>
Agnieszka Ludwikowska, Hanna Lutnicka<br />
CROSSLAND N. O., SHIRES S. W., BENNETT D. 1982. Aquatic toxicology of cypermethrin.<br />
III. Fate and biological effects of spray drift deposits in fresh water adjacent to agricultural<br />
land. Aquatic Toxicol. 2: 253–270.<br />
DĘBSKI B., ZALEWSKI W. 1997. Implikacje stosowania permetryny w ekosystemie. Nowa<br />
Weterynaria 2 (4): 45–48.<br />
EL-SAYED Y. S., SAAD T. T., EL-BAHR S. M. 2007. Acute intoxication of deltamethrin in<br />
monosex Nile Tilapia, Oreochromis niloticus with special reference to the clinical, biochemical<br />
and haematological effects. Environ. Toxicol. Pharmacol. 24: 212–217.<br />
HADFIELD S. T., SADLER J. K., BOLYGO E., HILL S., HILL I. R. 1993. Pyrethroid residues<br />
in sediment and water samples from mesocosm and farm pond studies of simulated accidental<br />
aquatic exposure. Pestic. Sci. 38, 283–294.<br />
HAYA K. 1989. Toxicity of pyrethroid insecticides to fish. Environ. Toxicol, Chem. 8: 381–<br />
391.<br />
JOSHI N., DHARMLATA , SAHU A. P.. 2007. Histopathological changes in liver of heteropneustes<br />
fossilis expose to cypermethrin. J. Environ. Biol. 28 (1): 35–37.<br />
KARASU BENLI A. C., SELVI M., SARIKAYA R., ERKOÇ F., KOÇAK O. 2009. Acute toxicity<br />
of deltamethrin on Nile Tilapia (Oreochromis niloticus L.1758) larvae and fry. G. U.<br />
Journal of Science 22: 1–4.<br />
KATSUDA Y. 1999. Development of and future prospects for pyrethroid chemistry. Pestic.<br />
Sci. 55: 775–782.<br />
LUTNICKA H. 2001. Wpływ zanieczyszczenia wód pyretroidami na organizm ryb. Rozprawy<br />
Naukowe AR w Lublinie. Wydział Medycyny Weteryn. 252: 32–42.<br />
MIJAMOTO J. 1976. Degradation, metabolism and toxicity of synthetic pyrethroids. Environ.<br />
Health Perspect. 14: 15–28.<br />
RADHAIAH V., RAO K. J. 1990. Toxicity of the pyrethroid insecticide fenvalerate to a fresh<br />
water fish, Tilapia mossambica (Peters): changes in glycogen metabolism of muscle.<br />
Ecotoxicol. Environ. Safety 19: 116–121.<br />
SARKAR B., CHATTERJEE A., ADHIKARI S., AYYAPPAN S. 2005. Carbofuran- and cypermethrin-induced<br />
histopathological alternations in the liver of Labeo rohita (Hamilton)<br />
and its recovery. J. Appl. Ichthyol. 21: 131–135.<br />
ŞENER URAL M., SAĞLAM N. 2005. A study on the acute toxicity of pyrethroid deltamethrin<br />
on the fry rainbow trout (Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792). Pesticide Biochem<br />
Physiol. 83: 124–131.<br />
SHAKOORI A. R., ALAM J., AZIZ F., ALI S. S. 1990a. Biochemical effects of bifenthrin (Telstar)<br />
administrered orally for one month on the blood and liver of rabbit. Proc. Pakistan<br />
Congr. Zool. 10: 61–81.<br />
SHAKOORI A. R., SABIR M., ASLAM F., ALI S. S. 1990b. Toxic effects induced in blood and<br />
liver of rabbit after short duration exposure to a synthetic pyrethroid, karate (cyhalothrin).<br />
. Proc. Pakistan Congr. Zool. 10:83–99.<br />
150
Zmiany histopatologiczne w wątrobie ryb eksponowanych na subtoksyczne stężenie pyretroidów<br />
SINGH P. B., SINGH V. 2008. Cypermethrin induced histological changes in gonadotrophic<br />
cells, liver, gonads, plasma levels of estradiol-17β and 11-ketotestosterone, and sperm<br />
motility in Heteropneustes fossilis (Bloch). Chemosphere 72: 422–431.<br />
SVOBODOVÁ Z., LUSKOVÁ V., DRASTICHOVÁ J., SVOBODA M., ŽLÁBEK V. 2003. Effect<br />
of deltamethrin on haematological indices of common carp (Cyprinus carpio L.).<br />
Acta Vet Brno 72: 79–85.<br />
VELÍŠEK J., JURČÍKOVÁ J., DOBŠÍKOVÁ R., SVOBODOVÁ Z., PIAČKOVÁ V., MÁCHO-<br />
VÁ J., NOVOTNÝ L. 2007. Effects of deltamethrin on rainbow trout (Oncorhynchus<br />
mykiss). Environ.Toxicol. Pharmacol. 23: 297–301.<br />
VELÍŠEK J., SVOBODOVÁ Z., , MÁCHOVÁ J. 2009. Effects of bifenthrin on some haematological,<br />
biochemical and histopathological parameters of common carp (Cyprinus carpio<br />
L.). Fish Physiol. Biochem. 35: 583–590.<br />
VELMURUGAN B., SELVANAYAGAM M., CENGIZ E. I., UNLU E. 2007. Histopathology of<br />
lambda-cyhalothrin on tissues (gill, kidney, liver and intestine) of Cirrhinus mrigala. Environ.Toxicol.<br />
Pharmacol. 24: 286–291.<br />
WANG W., CAI D. J., SHAN Z. J., CHEN W. L., POLETIKA N., GAO X.W. 2007. Comaprison<br />
of the acute toxicity for gamma-cyhalothrin and lambda-cyhalothrin to zebra fish and<br />
shrimp. Regulatory Toxicology and Pharmacology 47: 184–188.<br />
YILMAZ M., GÜL A., ERBAŞLI K. 2004. Acute toxicity of alpha-cypermethrin to guppy (Poecilia<br />
reticulate, Pallas, 1859). Chemosphere 56: 381–385.<br />
151
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Alicja Kicińska*<br />
FORMY WYSTĘPOWANIA ORAZ MOBILNOŚĆ CYNKU, OŁOWIU<br />
I KADMU W GLEBACH ZANIECZYSZCZONYCH PRZEZ PRZEMYSŁ<br />
WYDOBYWCZO-METALURGICZNY<br />
OCCURRENCE AND MOBILITY OF ZINC, LEAD AND CADMIUM IN<br />
SOILS POLLUTED BY MINING AND METALLURGICAL INDUSTRIES<br />
Słowa kluczowe: cynk, ołów, kadm, gleby, przemysł wydobywczo-metalurgiczny.<br />
Key words: zinc, lead, cadmium, soils, mining and metallurgical industries.<br />
The total contents were measured of Zn, Pb and Cd in topsoil samples which were taken at<br />
various distances form mining and metallurgical plants located in Bukowno and Miasteczko<br />
Śląskie. The analytical results demonstrated the following ranges of metal contents in Bukowno<br />
area: Zn from 2.0 to 8.2 wt .% of soil mass, Pb from 0.08 to 0.6 wt. % and Cd from 46<br />
to 215 mg/kg. In samples collected from the Miasteczko Śląskie total contents of analyzed<br />
metals were significantly lower: Zn from 0.2 to 2.8 wt. %, Pb from 0.06 to 1.2 wt. %, and Cd<br />
from 9 to 188 mg/kg.<br />
The scanning electron microscopy of soils collected from both the study areas allowed the<br />
author to identify the following mineral phases: clay minerals, zincite, anglesite, hemimorphite,<br />
lepidocrocite, gypsum and carbonates – mainly calcite and smithsonite. The 6–step<br />
sequential chemical extraction enabled the author to determine percentages of Zn, Pb and<br />
Cd ions located at the exchangeable positions and associated with carbonates (i.e. mobile<br />
forms). In contaminated soils from the Bukowno area the mobile forms shared up to 48.5 %<br />
of Zn, up to 38 % of Pb and 60 % of Cd total concentrations. Comparison of the results from<br />
Bukowno and Miasteczko Śl. areas revealed the lower concentrations of mobile Zn forms<br />
(about 43% of total metal content) in Bukowno but higher concentrations of mobile Pb (56.9<br />
%) and Cd (66.5 % of total contents of metals). The significant bioavailability of analyzed<br />
metals in soils was confirmed by their quantities extracted with EDTA solution: up to 85 % of<br />
* Dr inż. Alicja Kicińska – Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geologii, Geofizyki i <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska, Katedra Geologii Ogólnej, <strong>Ochrony</strong> Środowiska i Geoturystyki,<br />
al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 12 617 33 70; e-mail: kicinska@geol.agh.edu.pl<br />
152
Formy występowania oraz mobilność cynku, ołowiu i kadmu w glebach zanieczyszczonych...<br />
the total contents of Zn and Cd and up to 95 % of the total content of Pb. An additional value<br />
of the following study was determination of the mobility of metals released due to acidification<br />
of soil environment.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Występowanie pierwiastków w glebie jest ściśle związane z rodzajem podłoża skalnego<br />
i jego mineralno-chemicznym charakterem oraz antropopresją, rozumianą jako emisja<br />
zanieczyszczeń, produkcja i składowanie odpadów, wytwarzanie oraz zrzuty ścieków [Adriano<br />
i in. 1997, Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Przekształcenia gleb w bliskim sąsiedztwie<br />
przemysłu wydobywczo-metalurgicznego obejmują nie tylko zmiany chemiczne, ale<br />
i hydrologiczne oraz geomechaniczne, powodujące naruszenie równowagi jonowej, wprowadzenie<br />
nadmiaru lub wyjaławiania składników pokarmowych roślin oraz nadmierną alkalizację<br />
bądź zasolenie środowiska glebowego [Dobrzański i Zawadzki 1995, Verner i in.<br />
1996, Dworak i Czubak 1990]. Ma to z kolei niekorzystny wpływ na organizmy glebowe oraz<br />
mobilność składników fitotoksycznych [Kabata-Pendias i Mukherjee 2007, Turnau i Wenhrynowicz<br />
1997].<br />
Zanieczyszczenia przemysłowe, różnymi kanałami dystrybucyjnymi, na które mają<br />
wpływ uwarunkowania klimatyczne, docierają do poszczególnych elementów środowiska<br />
przyrodniczego [Gruszczyński i in. 1990]. Ich forma występowania oraz właściwości fizyczno-chemiczne<br />
gleb (tj. odczyn, potencjał redox, skład granulometryczny, pojemność sorpcyjna<br />
oraz zawartość materii organicznej) determinują stopień zagrożenia tych elementów,<br />
m.in. bioty i wód, a w efekcie końcowym – człowieka [Godzik 1991, Kabata-Pendias i Mukherjee<br />
2007, Kicińska-Świderska 2004].<br />
W sąsiedztwie historycznych ośrodków górniczo-hutnicznych, zlokalizowanych na obszarze<br />
Polski Południowej, wykonano badania mające określić stopień degradacji środowiska<br />
glebowego terenów, znajdujących się pod długotrwałym wpływem przemysłu wydobywczo-metalurgicznego.<br />
Celem podjętych badań było określenie:<br />
1) zawartości całkowitej cynku, ołowiu i kadmu w powierzchniowych próbkach gleb;<br />
2) form związania metali za pomocą 6-stopniowej chemicznej ekstrakcji sekwencyjnej,<br />
w tym obliczenie udziału tzw. form mobilnych;<br />
3) faz mineralnych zawartych w glebach za pomocą mikroskopii skaningowej;<br />
4) części całkowitej zawartości, która może być wymywana roztworem wodnym z gleb<br />
i dynamiki uwalniania Zn, Pb i Cd wskutek stopniowego zakwaszania gleb;<br />
5) ilości metali ekstrachowalnych roztworem EDTA, odpowiadających ilościom biodostępnym.<br />
153
Alicja Kicińska<br />
2. MIEJSCA POBORU PRÓBEK I METODY BADAŃ<br />
Rejon olkuski jest nazywany kolebką polskiego górnictwa. Wydobycie rud Zn–Pb<br />
i ich przetwarzanie datuje się od XII wieku. Obecnie w ZGH „Bolesław”, będących jednym<br />
z trzech zakładów górniczo-hutniczych w tym rejonie, produkuje się: cynk elektrolityczny,<br />
stopy ocynkowane (z niklem i bez), stopy ciśnieniowe, koncentrat Pb, kwas siarkowy i inne<br />
poboczne produkty, m.in. kamień dolomityczny. Produkcja cynku elektrolitycznego wynosi<br />
rocznie ok. 75 tys. t. To tu zlokalizowano 4 miejsca badań (numery 1–4), różniące się odległością<br />
od głównego emitora zanieczyszczeń, jak również usytuowaniem względem kierunków<br />
wiatru (rys.1).<br />
Drugim niezmiernie istotnym ośrodkiem produkcji cynku, ołowiu i kadmu rafinowanego<br />
jest huta cynku w Miasteczku Śląskim. Roczna produkcja Zn wynosi ok. 85 tys. ton, co stanowi<br />
ok. 40% krajowej produkcji. W zakładzie tym wytwarza się również niemal 50% krajowej<br />
produkcji ołowiu (dane GUS za rok 2010). W bliskim sąsiedztwie huty cynku zlokalizowano<br />
kolejne 4 miejsca poboru próbek (rys. 1).<br />
2 km<br />
6<br />
5<br />
Warszawa<br />
Bolesław<br />
7 8<br />
Miasteczko Śląskie<br />
Bukowno<br />
2<br />
1<br />
Miasteczko Śląskie<br />
3<br />
4<br />
Bukowno<br />
Rys. 1. Miejsca poboru próbek (odległość od zakładu: próbka <strong>nr</strong> 1 – 2200 m, 2 – 2250 m, 3 – 50<br />
m, 4 – 750 m, 5 – 50 m, 6 – <strong>49</strong>0 m, 7 – 480 m, 8 – 450 m)<br />
Fig. 1. Map of the sampling area (distance form smelter: sample <strong>nr</strong> 1 – 2200 m, 2 – 2250 m, 3 –<br />
50 m, 4 – 750 m, 5 – 50 m, 6 – <strong>49</strong>0 m, 7 – 480 m, 8 – 450 m)<br />
Powierzchniowe próbki glebowe pobrano zgodnie z normami BN–78/9180–02 oraz<br />
BN–75/9180–03. Po uzyskaniu średniej próbki laboratoryjnej, wykonano ekstrakcję całkowitą<br />
mieszaniną kwasów (HClO 4<br />
:HF:HCl w stosunku 3:7:10). W celu oznaczenia zawartości<br />
Zn, Cd i Pb użyto aparatu ICP-ES, w którym granica oznaczalności badanych metali wynosi<br />
0,01 mg/dm 3 . Wyciągi wodne wykonano przy stosunku fazy stałej do roztworu 4:10. Właściwości<br />
buforowe oraz zdolność uwalniania metali z gleb mierzono zwiększając dodatek 1 M<br />
kwasu HNO 3<br />
każdorazowo o 20 mmoli, w kolejnych 7 dawkach (od 0 do 120 mmoli), przy<br />
stosunku fazy stałej do roztworu 1:10. W celu oznaczenia ilości biodostępnej użyto 0,05 M<br />
roztworu EDTA, w stosunku 1:10. Sekwencyjną ekstrakcję 6-stopniową wykonano wg Cal-<br />
154
Formy występowania oraz mobilność cynku, ołowiu i kadmu w glebach zanieczyszczonych...<br />
mano [1989]. Do określania form metali w glebach wykorzystano mikroskop skaningowy<br />
TESLA BS–340 wraz z rentgenowskim spektrometrem dyspersji energii EDX, typ PV–9800.<br />
3. WYNIKI BADAŃ<br />
3.1. Zawartość całkowita Zn, Pb i Cd w glebach<br />
Ekstrakcja z wykorzystaniem stężonych kwasów umożliwiła określenie całkowitej zawartości<br />
badanych metali w powierzchniowych próbkach gleb. W rejonie Bukowna stwierdzono<br />
bardzo duże ilości cynku – od 2,0 do 8,2% wag., ołowiu – od 0,08 do 0,6% wag. i kadmu<br />
– od 46 do 215 mg/kg. W próbkach pobranych w rejonie Miasteczka Śląskiego całkowita<br />
zawartość badanych metali była znacząco mniejsza i wynosiła: Zn – 0,2–2,8% wag., Pb –<br />
0,06–1,2% wag. oraz Cd – 9–188 mg/kg.<br />
Stwierdzone zawartości Zn, Pb i Cd jednoznacznie wskazują na duży stopień zanieczyszczenia<br />
(degradacji) gleb w obu rejonach. Znacznie przewyższają one zawartości podawane<br />
przez innych autorów jako naturalne dla zróżnicowanych pod względem genetycznym<br />
gleb w Polsce (tj. Zn – 35–80 ppm, Pb – 22–44 ppm, Cd – 0,05–0,8 ppm).<br />
Wszystkie badane próbki gleby zostały zdyskwalifikowane do ewentualnych upraw rolnych,<br />
ponieważ dopuszczalne graniczne zawartości (ppm) badanych metali w glebach użytkowanych<br />
rolniczo wynoszą: Zn –300, Pb – 100 oraz Cd – 5 [Kabata-Pendias i Pendias 1999].<br />
Widoczny jest ścisły związek między ilością oznaczonych metali w glebie a odległością<br />
pobrania próbki od emitora zanieczyszczeń (rys. 2). Największe koncentracje metali zanotowano<br />
w próbkach pobranych z jego najbliższego sąsiedztwa. Uwagę zwraca również<br />
duże podobieństwo przebiegu linii cynku i kadmu. Świadczy to o geochemicznym podobieństwie<br />
tych pierwiastków.<br />
3.2. Formy występowania Zn, Pb i Cd w glebach<br />
Udział wydzielonych w analizie specjacyjnej frakcji wiążących Zn w glebach z Bukowna<br />
jest mocno zróżnicowany (rys. 3a). Na pozycjach wymiennych znajduje się od 3 do 40%<br />
oznaczonego cynku, węglany wiążą od 11 do 46% omawianego metalu. Obliczono, że średnio<br />
48,5% cynku jest związane z formami mobilnymi. Krystaliczne tlenki Fe wiążą 5–17%<br />
cynku, a substancja organiczna i siarczki – zaledwie 0,2–10%. Reziduum (rozumiane jako<br />
formy krystaliczne) stanowi od 3 do 66%. W glebach pobranych z Miasteczka Śl. stwierdzono<br />
od 6 do 13% cynku znajdującego się na pozycjach wymiennych, natomiast związanego<br />
z węglanami – od 19 do 44% (średni udział form mobilnych wynosi niecałe 43%). Około<br />
20% całkowitej zawartości cynku jest związane z amorficznymi tlenkami Fe, kilka procent<br />
stanowi frakcja organiczna i siarczkowa (0,6–3,4%), a w sieć krystaliczną minerałów wbudowanych<br />
jest 6–18% całkowitej ich ilości.<br />
155
Alicja Kicińska<br />
BUKOWNO<br />
MIASTECZKO ŚLĄSKIE<br />
próbka (odległość) zawartość Zn i Pb [mg/kg] próbka (odległość) zawartość Zn i Pb [mg/kg]<br />
Zn<br />
Pb<br />
Cd<br />
zawartość Cd [mg/kg]<br />
zawartość Cd [mg/kg]<br />
Rys. 2. Zawartość całkowita Zn, Pb i Cd w powierzchniowych próbkach gleb Bukowna (numery 1–4) i<br />
Miasteczka<br />
Rys. 2. Zawartość<br />
Śl. (numery<br />
całkowita<br />
5–8) jako<br />
Zn,<br />
funkcja<br />
Pb i Cd<br />
odległości<br />
w powierzchniowych<br />
od zakładów metalurgicznych<br />
próbkach gleb Bukowna (numery<br />
Fig. 2. 1–4) Content i Miasteczka of Zn, Pb and Śl. (numery Cd in surface 5–8) soils jako samples funkcja form odległości Bukowno od zakładów (no 1–4) and metalurgicznych<br />
Miasteczko Śl. (5–8)<br />
due Fig. to 2. distance Content form of Zn, Zn–smelters Pb and Cd in surface soils samples form Bukowno (no 1–4) and Miasteczko<br />
Śl. (5–8) due to distance form Zn–smelters<br />
3.2. Formy występowania Zn, Pb i Cd w glebach<br />
Udział Udział ołowiu wydzielonych na pozycjach w wymiennych analizie specjacyjnej w obu regionach frakcji wynosi wiążących ok. 11–14% Zn w glebach zawar-tości<br />
całkowitej, z substancją organiczną i siarczkami związane jest najmniej, bo ok. 1,6–<br />
Bukowna jest mocno zróżnicowany (rys. 3). Na pozycjach wymiennych znajduje się od 3 do<br />
1,8% ołowiu (rys. 3b). Największe różnice zauważono w przypadku frakcji związanej z węglanami.<br />
oznaczonego W rejonie cynku, Bukowna węglany średni udział wiążą tych 11 do form 46% wynosi omawianego 27%, a w metalu. rejonie Obliczono, Miasteczka że<br />
40%<br />
średnio Śl. jest znacznie 48,5% cynku większy związanego – ponad 42%. jest Udział z formami kationów mobilnymi Pb związanych (rys. 3). w Krystaliczne formie krystalicznych<br />
tlenków Fe był większy w glebie z Bukowna (od 25 do 55%). W sieć krystaliczną wbu-<br />
tlenki Fe<br />
wiążą 5–17% cynku, a substancja organiczna i siarczki – zaledwie 0,2–10%. Reziduum<br />
dowanych jest tam 18% zawartości całkowitej. W glebach pobranych z rejonu Miasteczka<br />
(rozumiane Śl. frakcja krystalicznych jako formy krystaliczne) tlenków Fe stanowiła stanowi od od 15 3 do do 66%. 32% (średnio W glebach 24%), pobranych podczas z gdy<br />
Miasteczka reziduum stanowiło Śl. stwierdzono od 2,5 do od 11,5% 6 do całkowitej 13% cynku zawartości znajdującego Pb w glebach. się na pozycjach Niepokojący wymiennych, jest<br />
fakt, że udział form mobilnych ołowiu w rejonie Miasteczka Śląskiego wynosi od 44 do 69%<br />
natomiast związanego z węglanami – od 19 do 44% (średni udział form mobilnych wynosi<br />
(średnia w rejonie Miasteczka Śląskiego – 57%, a Bukowna – 38%).<br />
niecałe 43%). Około 20% całkowitej zawartości cynku jest związane z amorficznymi<br />
tlenkami Fe, kilka procent stanowi frakcja organiczna i siarczkowa (0,6–3,4%), a w sieć<br />
krystaliczną minerałów wbudowanych jest 6–18% całkowitej ich ilości.<br />
a)<br />
156
Udział ołowiu na pozycjach wymiennych w obu regionach wynosi ok. 11–14%<br />
zawartości całkowitej, z substancją organiczną i siarczkami związane jest najmniej, bo ok.<br />
Formy występowania oraz mobilność cynku, ołowiu i kadmu glebach zanieczyszczonych...<br />
1,6–1,8% ołowiu (rys. 3b). Największe różnice zauważono w przypadku frakcji związanej z<br />
węglanami. W rejonie Bukowna średni udział tych form wynosi 27%, a w rejonie Miasteczka<br />
a<br />
Śl. jest znacznie większy – ponad 42%. Udział kationów Pb związanych w formie<br />
100%<br />
krystalicznych tlenków Fe był większy w glebie z Bukowna (od 25 do 55%). W sieć<br />
80%<br />
krystaliczną wbudowanych jest tam 18% zawartości całkowitej. W glebach pobranych z<br />
60%<br />
60%<br />
rejonu Miasteczka Śl. frakcja krystalicznych tlenków Fe stanowiła od 15 do 32% (średnio<br />
40%<br />
40%<br />
24%), Objaśnienia: podczas jak gdy wyżej, reziduum w pkt. a) stanowiło od 2,5 do 11,5% całkowitej zawartości Pb w glebach.<br />
20%<br />
Niepokojący jest fakt, że udział form mobilnych ołowiu w rejonie Miasteczka Śląskiego<br />
W przypadku ostatniego z analizowanych metali – kadmu sytuacja wygląda jeszcze<br />
0%<br />
0%<br />
3 (50m) 4 (750m) 1 (2200m) 2 (2250m)<br />
5 (50m) 8 (450m) 7 (480m) 6 (<strong>49</strong>0m)<br />
wynosi od 44 do 69% (średnia w rejonie Miasteczka Śląskiego – 57%, a Bukowna – 38%).<br />
mniej korzystnie. Udział<br />
próbka (odległość)<br />
frakcji wymiennej w glebach Bukowna waha próbka (odległość) się od 16 do 44%<br />
b)<br />
(średnio b 32%), z węglanami związane jest od 26 do 30% zawartości całkowitej tego<br />
I st.- pozycje jonowymienne<br />
II st. - kationy związane z weglanami<br />
III st. - udział amorficznych tlenków Fe-Mn<br />
60%<br />
60%<br />
Rys. 3. Udział Za pomocą (%) frakcji skaningowej a) Zn, b) Pb, c) mikroskopii Cd w powierzchniowych elektronicznej próbkach w gleb badanym z Bukowna materiale (1–4) i glebowym<br />
Miasteczka Rys. 3.<br />
40% Śl. Udział (5–8)(%) frakcji a) Zn, b) Pb, c) Cd w powierzchniowych próbkach gleb z Bukowna (1–4)<br />
40%<br />
Fig. pobranym 3. Percent z rejonu Bukowna stwierdzono występowanie cynkitu (ZnO), wodorotlenków Fe<br />
i Miasteczka of a) Zn, b) Śl. Pb, (5–8) c) Cd fraction in surface soils samples form Bukowno (no. 1–4) and from<br />
Miasteczko 20% Śl. (5–8)<br />
20%<br />
oraz Fig. minerałów 3. Percent of ilastych. a) Zn, b) Z Pb, analizy c) Cd składu fraction chemicznego in surface soils wynika, samples że form ołów Bukowno występujący (no. 1–4) w<br />
0%<br />
0%<br />
3 (50m) 4 (750m) 1 (2200m) 2 (2250m)<br />
postaci Udział siarczku and ołowiu from (prawdopodobnie Miasteczko na pozycjach Śl. (no. wymiennych anglezyt) 5–8) może w obu być regionach 5 (50m)<br />
częściowo wynosi 8 (450m)<br />
zastępowany ok. 711–14%<br />
(480m)<br />
kationem<br />
6 (<strong>49</strong>0m)<br />
Zn.<br />
próbka (odległość)<br />
próbka (odległość)<br />
zawartości W analizowanych I całkowitej, st.- pozycje jonowymienne obrazach z substancją widoczne organiczną były drobne i siarczkami<br />
IV st. (2–20 - kationy<br />
związane m) związane formy, z<br />
jest<br />
krystalicznymi w najmniej, większości tlenkami<br />
bo ok. kuliste. Fe<br />
II st. - kationy związane z weglanami<br />
V st. - udział substancji organicznej i siarczków<br />
1,6–1,8% III st. - udział amorficznych tlenków Fe-Mn<br />
VI st. - reziduum<br />
157<br />
Dominują<br />
ołowiu<br />
minerały<br />
(rys. 3b).<br />
ilaste,<br />
Największe<br />
którym towarzyszą<br />
różnice zauważono<br />
siarczany<br />
w<br />
ołowiu.<br />
przypadku<br />
Stwierdzono<br />
frakcji związanej<br />
obecność<br />
z<br />
węglanami. W rejonie Bukowna średni udział tych form wynosi 27%, a w rejonie Miasteczka<br />
mocno zasiarczonej cząstki gleby, w której dominującą fazą są minerały ilaste oraz,<br />
100%<br />
80%<br />
20%<br />
IV st. - kationy związane z krystalicznymi tlenkami Fe<br />
V st. - udział substancji organicznej i siarczków<br />
VI st. - reziduum<br />
pierwiastka 100% (rys. 3). Formy mobilne w rejonie Bukowna 100% stanowią aż 60% całkowitej<br />
Rys. zawartości 3. Udział (%) frakcji a) Zn, b) Pb, c) Cd w powierzchniowych próbkach gleb z Bukowna (1–4) i<br />
80% kadmu, a w rejonie Miasteczka Śląskiego 80% jeszcze więcej, bo 66,5%. Średnia<br />
Miasteczka Śl. (5–8)<br />
zawartość Fig. 3. Percent of a) Zn, b) Pb, c) Cd fraction in surface soils samples form Bukowno (no. 1–4) and from<br />
60%<br />
Cd znajdującego się na pozycjach wymiennych<br />
60%<br />
dla obu regionów to 35%, a<br />
Miasteczko Śl. (5–8)<br />
związanych z węglanami jest średnio 31%. Po kilkanaście procent wiąże frakcja<br />
40%<br />
40%<br />
Udział ołowiu na pozycjach wymiennych w obu regionach wynosi ok. 11–14%<br />
amorficznych tlenków Fe–Mn, krystaliczne tlenki Fe oraz sieć krystaliczna minerałów.<br />
20%<br />
20%<br />
zawartości całkowitej, z substancją organiczną i siarczkami związane jest najmniej, bo ok.<br />
Najmniejszy jest udział Cd w frakcji organicznej i siarczkowej (średnia dla Bukowna 5,6%;<br />
0%<br />
0%<br />
3 (50m) 4 (750m) 1 (2200m) 2 (2250m)<br />
5 (50m) 8 (450m) 7 (480m) 6 (<strong>49</strong>0m)<br />
1,6–1,8% ołowiu (rys. 3b). Największe różnice zauważono w przypadku frakcji związanej z<br />
próbka (odległość)<br />
dla Miasteczka 1,9%).<br />
próbka (odległość)<br />
węglanami. I st.- pozycje W rejonie jonowymienne Bukowna średni udział tych IV st. form - kationy wynosi związane 27%, z krystalicznymi a w rejonie tlenkami Miasteczka Fe<br />
c) c II st. - kationy związane z weglanami<br />
V st. - udział substancji organicznej i siarczków<br />
III st. - udział amorficznych tlenków Fe-Mn<br />
Śl. jest znacznie większy – ponad 42%. Udział kationów<br />
VI st. - reziduum<br />
Pb związanych w formie<br />
100%<br />
krystalicznych tlenków Fe był większy w glebie z Bukowna (od 25 do 55%). W sieć<br />
krystaliczną wbudowanych jest tam 18% zawartości całkowitej. W glebach pobranych z<br />
80%<br />
rejonu Miasteczka Śl. frakcja krystalicznych tlenków Fe stanowiła od 15 do 32% (średnio<br />
80%<br />
60%<br />
24%), podczas gdy reziduum stanowiło od 2,5 do 11,5% całkowitej zawartości Pb w glebach.<br />
60%<br />
20%<br />
20%<br />
40%<br />
Niepokojący jest fakt, że udział form mobilnych ołowiu w rejonie Miasteczka Śląskiego<br />
40%<br />
0%<br />
0%<br />
wynosi od 3 (50m) 44 do 69% 4 (750m)(średnia 1 (2200m) w rejonie 2 (2250m) Miasteczka 20%<br />
5 (50m) 8 (450m) 7 (480m) 6 (<strong>49</strong>0m)<br />
Śląskiego – 57%, a Bukowna – 38%).<br />
20%<br />
0% b)<br />
100%<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
Objaśnienia: 80% jak w pkt. a)<br />
próbka (odległość)<br />
I st.- pozycje jonowymienne<br />
3 (50m) II st. - kationy 4 (750m) związane 1 (2200m) z weglanami2 (2250m)<br />
III st. - udział amorficznych tlenków Fe-Mn<br />
Objaśnienia: próbka (odległość)<br />
100%<br />
I st.- pozycje jonowymienne<br />
II st. - kationy związane z weglanami<br />
III st. - udział amorficznych tlenków Fe-Mn<br />
100%<br />
0%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
100%<br />
IV st. - kationy związane z krystalicznymi tlenkami Fe<br />
80%<br />
VI st. - reziduum<br />
próbka (odległość)<br />
IV st. - kationy związane z krystalicznymi tlenkami Fe<br />
V st. 5 (50m) - udział substancji 8 (450m) organicznej 7 (480m) i siarczków 6 (<strong>49</strong>0m)<br />
VI st. - reziduum próbka (odległość)<br />
V st. - udział substancji organicznej i siarczków<br />
6
Alicja Kicińska<br />
W przypadku ostatniego z analizowanych metali – kadmu sytuacja jest jeszcze mniej<br />
korzystna. Udział frakcji wymiennej w glebach Bukowna waha się od 16 do 44% (średnio<br />
32%), z węglanami związane jest od 26 do 30% całkowitej zawartości tego pierwiastka<br />
(rys. 3c). Formy mobilne w rejonie Bukowna stanowią aż 60% całkowitej zawartości<br />
kadmu, a w rejonie Miasteczka Śląskiego jeszcze więcej, bo 66,5%. Średnia zawartość<br />
Cd znajdującego się na pozycjach wymiennych w obu regionach to 35%, a związanych<br />
z węglanami jest średnio 31%. Po kilkanaście procent wiąże frakcja amorficznych tlenków<br />
Fe–Mn, krystaliczne tlenki Fe oraz sieć krystaliczna minerałów. Najmniejszy jest udział<br />
Cd w frakcji organicznej i siarczkowej (średnia dla Bukowna 5,6%; dla Miasteczka 1,9%).<br />
Za pomocą skaningowej mikroskopii elektronicznej w badanym materiale glebowym<br />
pobranym z rejonu Bukowna stwierdzono występowanie cynkitu (ZnO), wodorotlenków Fe<br />
oraz minerałów ilastych. Z analizy składu chemicznego wynika, że ołów występujący w postaci<br />
siarczku (prawdopodobnie anglezyt) może być częściowo zastępowany kationem Zn.<br />
W analizowanych obrazach widoczne były drobne (2–20 mm) formy, w większości kuliste.<br />
Dominują minerały ilaste, którym towarzyszą siarczany ołowiu. Stwierdzono obecność mocno<br />
zasiarczonej cząstki gleby, w której dominującą fazą są minerały ilaste oraz, najprawdopodobniej,<br />
skupienia gipsu. Próbkę gleby pobraną w rejonie Miasteczka Śląskiego poddano<br />
analizie składu chemicznego, jak również obserwacji morfologii ziaren wchodzących<br />
w jej skład. Z przeprowadzonych badań wynika, że obecne są następujące fazy mineralne:<br />
minerały ilaste, prawdopodobnie illit (KAl 4<br />
(Si 7<br />
AlO 20<br />
)(OH) 4<br />
); węglan wapnia (kalcyt CaCO 3<br />
);<br />
wodorotlenki żelaza (lepidokrokit FeOOH); siarczan ołowiu (anglezyt PbSO 4<br />
) oraz krzemian<br />
cynku (hemimorfit Zn 4<br />
[(OH) 2<br />
½Si 2<br />
O 7<br />
]·H 2<br />
O).<br />
3.3. Biodostępność Zn, Pb i Cd w glebach rejonu Bukowna i Miasteczka Śl.<br />
Ilości metali wyekstrahowane roztworem EDTA są określane jako dostępne dla roślin<br />
[Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Z próbki gleby pobranej najbliżej zakładu metalurgicznego<br />
z rejonu Bukowna wyekstrahowano ponad 1% wag. biodostępnego Zn, a z gleb Miasteczka<br />
Śl. – od 414 do 1451 mg/kg tego pierwiastka (rys. 4). Niemałe również były ilości<br />
biodostępnego Pb, średnio 58% w rejonie Bukowna i 75% w rejonie Miasteczka Śl. zawartości<br />
całkowitej (tj. 1900 i 2587 mg/kg). W glebach Bukowna stwierdzono średnio 55 mg/kg<br />
biodostępnego kadmu, tj. ok. 55% zawartości całkowitej. W glebach pobranych z Miasteczka<br />
Śl. 27% zawartości ogólnej Cd może być przyswajane przez rośliny.<br />
Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że zawartości (w mg/kg): Zn – 100–400, Pb<br />
– 30–300 oraz Cd – 5–30 są uznawane za szkodliwe dla roślin, przy czym kadm i cynk<br />
są łatwo pobierane z gleby przez rośliny, bez względu na właściwości gleby, ołów natomiast<br />
jest pobierany biernie, proporcjonalnie do ilości form rozpuszczalnych występujących<br />
w siedlisku. Jego biodostępność można ograniczyć przez zwiększenie pH i spadek<br />
temperatury.<br />
158
przyswajane przez rośliny.<br />
Formy występowania oraz mobilność cynku, ołowiu i kadmu w glebach zanieczyszczonych...<br />
A. B.<br />
a<br />
b<br />
REJON MIASTECZKA ŚLĄSKIEGO REJON BUKOWNA<br />
Zn<br />
Pb<br />
Cd<br />
Zn i Pb [mg/kg]<br />
Cd [mg/kg]<br />
Zn [mg/kg]<br />
Cd i Pb [mg/kg]<br />
Rys. 4. Ilości Zn, Pb i Cd wyekstrahowane roztworem: z powierzchniowych A – EDTA, B – próbek wodnym gleb z powierzchniowych z Bukowna (1–4) próbek<br />
gleb z Bukowna i Miasteczka (1–4) Śl. i Miasteczka (5–8) roztworem: Śl. (5–8) a – EDTA, b – wodnym<br />
Fig. 4. Contents of Zn, Pb and Cd in extraction from soils samples form Bukowno (no. 1–4) and<br />
from Miasteczko Śl. (no. 5–8) by: a – EDTA solution and b – water solution<br />
8<br />
3.4. Właściwości buforowe i mobilność Zn, Pb i Cd z gleb<br />
W kolejnym etapie zbadano właściwości buforowe pobranych gleb, dodając w kolejnych<br />
7 stopniach coraz większe ilości kwasu (w porcjach od 0 do 140 mmoli HNO 3<br />
). Mierzono<br />
również ilości metali uwalniane w kolejnych stopniach zakwaszania.<br />
Najgorsze właściwości buforowe wykazały próbki z rejonu Miasteczka Śląskiego. Odnotowano<br />
drastyczne spadki pH po dodaniu maksymalnej dawki kwasu, tj. 140 mmoli HNO 3<br />
.<br />
W próbce <strong>nr</strong> 6 pH z wartości 8,26 zmniejszyło się do wartości 0,9, a w próbce <strong>nr</strong> 7 – z wartości<br />
7,06 do 0,98 (rys. 5). Podobną sytuację odnotowano w przypadku próbki <strong>nr</strong> 8.<br />
W glebach z rejonu Bukowna nie odnotowano tak dużych spadków pH. Najbardziej zanieczyszczona<br />
próbka (<strong>nr</strong> 3) wykazała się względnie dobrymi właściwościami buforowymi.<br />
Po maksymalnym jej zakwaszeniu pH zmniejszyło się z wartości początkowej 7,02 do wartości<br />
4,3 i była to największa obliczona różnica. W pozostałych próbkach Δ pH (obliczana<br />
159
Alicja Kicińska<br />
jako różnica między wartością pH gleby bez dodatku kwasu i wartością pH po maksymalnym<br />
zakwaszeniu) wynosiła od 2,44 do 2,53, przy czym największe spadki pH odnotowano<br />
po pierwszych,<br />
W rejonie<br />
najmniejszych<br />
Miasteczka Śl.<br />
dodatkach<br />
oprócz słabych<br />
kwasu<br />
właściwości<br />
(tj. 20 i 40<br />
buforowych,<br />
mmoli HNO 3<br />
).<br />
stwierdzono<br />
W glebach pobranych z rejonu Miasteczka Śląskiego Δ pH wyniosła w przypadku próbki<br />
bardzo duże ilości (od 133 do 2593 ppm) Pb uwolnionego wskutek największego<br />
<strong>nr</strong> 5 – 2,69, próbki <strong>nr</strong> 6 – 7,36; próbki <strong>nr</strong> 7 – 6,08 oraz próbki <strong>nr</strong> 8 – 6,7. Świadczy to o złych<br />
właściwościach<br />
zakwaszania. W<br />
buforowych<br />
roztworze z maksymalną<br />
gleb rejonu Miasteczka<br />
dawką kwasu<br />
i względnie<br />
stwierdzono<br />
dobrych<br />
od 1022<br />
z rejonu<br />
do 5443<br />
Bukowna.<br />
ppm<br />
cynku, Niepokojąco a ilość kadmu duże wynosiła ilości metali od 9 zostały do 88 ppm. wyekstrachowane wskutek zakwaszania gleb. Po<br />
dodaniu Badanie największej to potwierdziło dawki duże kwasu zwiększenie w roztworach mobilności oznaczono: metali zawartych od 10 do 74 w glebach, ppm Cd wskutek (rejon Bukowna),<br />
niewielkich co stanowi zmian (obniżania) ok. 30% całkowitej pH. zawartości tego metalu. Po maksymalnym zakwaszeniu<br />
stwierdzono od 1444 ppm do nawet 1,5% wag. cynku, ołowiu zaś – od 10 do powyżej 88 ppm.<br />
[mg Zn/kg]<br />
BUKOWNO<br />
pH<br />
[mg Zn/kg]<br />
MIASTECZKO ŚLĄSKIE<br />
pH<br />
[mg Pb/kg]<br />
[mg Cd/kg]<br />
mmol HNO 3 mmol HNO 3<br />
pr.3 pr.4 pr.1<br />
pr.2 pr.8<br />
pr.6 pH [mg Pb/kg]<br />
pr.5<br />
pr.7<br />
pH<br />
mmol HNO 3<br />
mmol HNO 3<br />
pr.3 pr.4 pr.1 pr.2<br />
pr.5 pr.8 pr.7 pr.6<br />
pH [mg Cd/kg]<br />
pH<br />
pr.3<br />
pr.4<br />
pr.1<br />
mmol HNO 3<br />
pr.2<br />
pr.5 pr.8 pr.7 pr.6<br />
mmol HNO 3<br />
Rys. 5. Zmiany pH oraz mobilności Zn, Pb i Cd wskutek zakwaszania gleb z Bukowna (1–4)<br />
Rys. 5. Zmiany i Miasteczka pH oraz Śl. mobilność (5–8) Zn, Pb i Cd wskutek zakwaszania gleb z Bukowna (1–4) i Miasteczka Śl.<br />
(5–8)<br />
Fig. 5. Changes of pH and mobility of Zn, Pb and Cd by acid addition to soils samples form Bukowno<br />
Miasteczko (no. 1–4) Śl. (5–8) and from Miasteczko Śl.<br />
Fig. 5. Changes of pH and mobility of Zn, Pb and Cd by acid addition to soils samples form Bukowno (no. 1–<br />
4) and from (5–8)<br />
160
Formy występowania oraz mobilność cynku, ołowiu i kadmu w glebach zanieczyszczonych...<br />
W rejonie Miasteczka Śl. oprócz słabych właściwości buforowych, stwierdzono bardzo<br />
duże ilości (od 133 do 2593 ppm) Pb uwolnionego wskutek największego zakwaszania.<br />
W roztworze z maksymalną dawką kwasu stwierdzono od 1022 do 5443 ppm cynku, a kadmu<br />
– od 9 do 88 ppm.<br />
Badanie to potwierdziło duże zwiększenie mobilności metali zawartych w glebach,<br />
wskutek niewielkich zmian (obniżania) pH.<br />
4. WNIOSKI<br />
Materiał pobrany do badań był w niezwykle dużym stopniu zanieczyszczony Zn, Pb i Cd.<br />
Określono stopień degradacji środowiska glebowego s, stosując klasyfikację zaproponowaną<br />
przez Trafas i in. [1990], gdzie: s = [(Zn/200) 2 +(Pb/50) 2 +(Cd/3) 2 ] 1/2 . W rejonie Bukowna wskaźnik<br />
ten wynosi od 109 do 433, a w rejonie Miasteczka Śląskiego – 16–284. Wartość s > 5 należy<br />
uznać za wskaźnik dużego skażenia, dlatego obliczone wartości potwierdzają bardzo duży<br />
stopień degradacji środowiska glebowego w najbliższym otoczeniu zakładów metalurgicznych.<br />
Niepokojące jest istnienie upraw na działkach oraz w ogródkach przydomowych w obu<br />
miejscach.<br />
Niewielkie zakwaszenie gleb może spowodować duży spadek pH (zwłaszcza w rejonie<br />
Miasteczka Śląskiego) i uwalnianie się niebezpiecznych dla roślin i człowieka ilości metali,<br />
zwłaszcza toksycznego kadmu i ołowiu. Zostało to również potwierdzone badaniem ilości<br />
tych metali biodostępnej dla roślin, przez ekstrakcję roztworem EDTA.<br />
Istnieje ścisły związek między całkowitą zawartością metali w glebach i ich ilością biodostępną<br />
a odległością od zakładów metalurgicznych.<br />
Stwierdzone w badaniach mikroskopowych fazy mineralne świadczą o tym, że znaczącym<br />
źródłem zanieczyszczenia są pyły przemysłowe opadające bezpośrednio na strukturę<br />
glebowo-roślinną.<br />
Ekstrakcja chemiczna wykazała długotrwałe i silne przekształcenie pierwotnych form<br />
metali wydobywanych z rud Zn-Pb w rejonie Bukowna. Niewielka ich część jest związana<br />
z siecią krystaliczną minerałów, duża natomiast znajduje się na pozycjach wymiennych<br />
i jest związana z węglanami, czyli stanowi formy mobilne, porównywalne z biodostępnymi.<br />
Praca jest finansowana z badań statutowych AGH w Krakowie <strong>nr</strong> 11. 11. 140.447.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ADRIANO D. C., ZUENG-SANG CH., SHANG-SHYNG Y., ISKANDAR I. K., 1997. Biogeochemistry<br />
of trace metals. Science Reviews, Northwood.<br />
CALMANO W. 1989. Schwermetallen in kontaminierten Feststoffen. Verlag TÜV Rheinland,<br />
GmbH, Köln: 237.<br />
161
Alicja Kicińska<br />
DOBRZAŃSKI B., ZAWADZKI S. (red.) 1995. Gleboznawstwo. PWRiL, Warszawa: 562.<br />
DWORAK T. Z., CZUBAK J. 1990. Stan zanieczyszczenia środowiska rejonu olkuskiego<br />
w świetle interpretacji obrazów satelitarnych. Zeszyty Naukowe AGH Sozologia i Sozotechnika<br />
32, 1368: 21–31.<br />
GODZIK S. 1991. Zanieczyszczenia powietrza i ich skutki dla roślin. Materiały Konf. Zanieczyszczone<br />
środowisko a fizjologia roślin. Warszawa: 25–30.<br />
GRUSZCZYŃSKI S., TRAFAS M., ŻUŁAWSKI C. 1990. Charakterystyka gleb w rejonie<br />
Olkusza. Zeszyty Naukowe AGH Sozologia i Sozotechnika 32, 1368: 110–122.<br />
JĘDRZEJCZYK B. M., SIKORA W. 1996. Mobilność metali ciężkich z odpadów Zakładów<br />
Górniczo-Hutniczych „Bolesław”. Materiały Konf. Dynamika zmian środowiska geograficznego<br />
pod wpływem antropopresji. Atmosfera-Hydrosfera-Litosfera-Człowiek, Kraków:<br />
<strong>49</strong>–50.<br />
KABATA-PENDIAS A., MUKHERJEE A. B. 2007. Trace elements from soil to human.<br />
Springer-Verlag, Heidelberg: 550.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa: 176–177.<br />
KICIŃSKA-ŚWIDERSKA A. 2004. Wpływ składu mineralnego i geochemicznego na uwalnianie<br />
metali z pyłów przemysłowych z ZGH „Bolesław” w Bukownie. Geologia 30(2):<br />
191–205.<br />
TRAFAS M., GRUSZCZYŃSKI S., GRUSZCZYŃSKA J., ZAWODNY Z. 1990. Zmiany właściwości<br />
gleb wywołane wpływami przemysłu w rejonie olkuskim. Zeszyty Naukowe<br />
AGH, Sozologia i Sozotechnika 32, 1368: 143–162.<br />
TURNAU K., WENHRYNOWICZ O. 1997. Mechanizmy obronne roślin i grzybów w siedliskach<br />
skażonych ołowiem. W: A. Kabata-Pendias, B. Szteke (red.) Ołów w środowisku<br />
– problemy ekologiczne i metodyczne. Wydaw. PAN, Warszawa: 15.<br />
VERNER J. F., RAMSEY M. H., HELIOS-RYBICKA E., JĘDRZEJCZYK B. 1996. Heavy<br />
metal contamination of soils around Pb-Zn smelter in Bukowno, Poland. Applied Geochemistry<br />
11: 11–16.<br />
162
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Mirosław Kobierski*, Ewa Staszak**,<br />
Krystyna Kondratowicz-Maciejewska***, Anna Ruszkowska**<br />
WPŁYW RODZAJU UŻYTKOWANIA GLEB NA ZAWARTOŚĆ METALI<br />
CIĘŻKICH I ICH DYSTRYBUCJĘ W PROFILACH GLEB RDZAWYCH<br />
EFFECT OF LAND-USE TYPES ON CONTENT OF HEAVY METALS AND<br />
THEIR DISTRIBUTION IN PROFILES OF ARENOSOLS<br />
Słowa kluczowe: cynk, miedź, mangan, żelazo, gleby rdzawe, rodzaj użytkowania.<br />
Key words: zinc, copper, manganese, arenosols, type of land use.<br />
Trace elements enter an agroecosystems by reason of anthropogenic processes, including<br />
inputs of heavy metals through the use of fertilizers, organic manures, irrigation and wet or<br />
dry deposits. The type of land use can significantly affect concentration of some metals and<br />
their mobility and bioavailability. Risk evaluation of soil contamination with heavy metals<br />
is conducted regarding to both agricultural and non-agricultural management of soils. The<br />
purpose of this study was to compare the effects of different land use types on Zn, Cu, Mn<br />
and Fe content in Arenosols. Total content of metals and their DTPA-extractable forms were<br />
determined. Soils samples were collected in Szubin Forest Management area (kujawskopomorskie<br />
province) from 9 different land-use types: 7 croplands (called hunting plots located<br />
inside forest complexes) and 2 typically forest areas. In samples collected from soil<br />
profiles selected physicochemical properties were analyzed. Soils pH (pH KCl<br />
) value vary between<br />
3.35 and 5.13. Organic carbon in humus horizon of arable plots varied from 6,9 to<br />
15.2 g·kg -1 , while soils under forest were characterized with higher content of Corg (19.2<br />
and 23.2 g·kg -1 ). In humus horizon of arable soils compared to typically forest soils similar<br />
content of total metals was observed, with slightly lower concentration of metals forms extracted<br />
with DTPA solution. Significantly higher Fe DTPA<br />
content was detected in humus ho-<br />
* Dr inż. Mirosław Kobierski – Katedra Gleboznawstwa i <strong>Ochrony</strong> Gleb, Uniwersytet<br />
Technologiczno-Przyrodniczy, Bydgoszcz; tel: (52) 37<strong>49</strong>551, e-mail: kobierski@utp.edu.pl<br />
** Dr inż. Ewa Staszak, mgr inż. Anna Ruszkowska – Zakład Rozrodu i <strong>Ochrony</strong> Zdrowia<br />
Zwierząt, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy, Bydgoszcz.<br />
*** Dr inż. Krystyna Kondratowicz-Maciejewska – Katedra Chemii Środowiska; Uniwersytet<br />
Technologiczno-Przyrodniczy, Bydgoszcz.<br />
163
Mirosław Kobierski i in.<br />
rizon of forest soils. The total content of metals in analyzed Arenosols, allows to evaluate<br />
them as uncontaminated with these metals.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Rodzaj użytkowania gleb może wpływać na całkowitą zawartość metali oraz ich mobilność<br />
i dostępność dla roślin. Ocena koncentracji metali ciężkich w glebach jest podejmowana<br />
zarówno w odniesieniu do terenów wykorzystywanych na cele rolnicze, jak i pozarolnicze<br />
[Gałuszka 2007, Komisarek 2008]. Działalność rolnicza oraz zastosowane zabiegi agrotechniczne<br />
zazwyczaj modyfikują przebieg naturalnych procesów glebowych, intensyfikując procesy<br />
degradacji gleb w wyniku zmniejszenia zawartości próchnicy glebowej, wymycia kationów<br />
zasadowych oraz nagromadzenia pierwiastków śladowych [Shumann i Hargrove 1985].<br />
Metale trafiają do agroekosystemu w wyniku stosowania środków ochrony roślin, nawożenia<br />
mineralnego i organicznego, nawadniania, ale także wraz z suchym lub mokrym opadem atmosferycznym<br />
[Henderson i in. 1998, Kabata-Pendias 2004, He i in. 2005].<br />
Wieloletnie nawożenie mineralne i organiczne modyfikuje właściwości chemiczne gleb.<br />
Dotyczy to przede wszystkim zawartości Cu i Zn, które mogą być wprowadzone do gleby<br />
wraz z większością nawozów mineralnych [Gorlach i Gambuś 1997, McBride i Spiers<br />
2001]. Naturalna zawartość pierwiastków śladowych, związana z litogenezą oraz pedogenezą,<br />
zależy od składu mineralogicznego skały macierzystej oraz kierunku i tempa przebiegu<br />
procesu glebotwórczego, który determinuje dystrybucję pierwiastków śladowych<br />
w profilu glebowym [Adriano 1986]. W celu określenia stopnia zanieczyszczenia poziomów<br />
powierzchniowych gleb metalami ciężkimi ich stężenie jest porównywane z zawartością lokalnego<br />
tła geochemicznego [Horckmans i in. 2005]. Głównymi czynnikami wpływającymi<br />
na dystrybucję metali w profilu glebowym są zawartość próchnicy glebowej, tlenków żelaza<br />
i manganu, a także uziarnienie i odczyn gleby [Lipiński i Bednarek 1998, Salam i Helmke<br />
1998]. Przybliżona wartość pH, poniżej której wzrasta mobilność cynku i miedzi to odpowiednio<br />
6,2 i 5,5 [Martinez i Motto 2000]. Związki i minerały zawierające żelazo oraz ich<br />
kompleksowe połączenia z koloidami próchnicznymi charakteryzują się znaczącą pojemnością<br />
sorpcyjną w stosunku do metali ciężkich i wpływają na ich rozmieszczenie w profilu<br />
glebowym [Shuman i Hargrove 1985, Tack i in. 1997]. Metale związane z tlenkami żelaza<br />
i manganu oraz innymi komponentami fazy stałej gleby charakteryzują się niewielką mobilnością.<br />
Metale o antropogenicznym pochodzeniu są bardziej mobilne od tych o genezie litogenicznej<br />
i pedogenicznej. Charakter nagromadzenia metali oraz ich geneza jest często<br />
niejednoznaczna [Kabata-Pendias 1993, Reimann i in. 2005].<br />
O koncentracji metali w poziomie powierzchniowym decyduje rodzaj i intensywność<br />
użytkowania gleb w przeszłości oraz współczesne antropogeniczne oddziaływanie [Kabata-Pendias<br />
2004]. Zawartość metali ciężkich w poziomie powierzchniowym gleb wzrasta<br />
wraz z rozwojem uprzemysłowienia i rolniczej działalności człowieka.<br />
164
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
Wiele współcześnie użytkowanych lasów nie zaspokaja potrzeb pokarmowych żyjących<br />
tam zwierząt [Stankiewicz 1999]. Ubogie siedliska leśne, niewielka ilość ziół i traw<br />
w podszycie oraz monokultura sosny wpływają na warunki bytowe zwierzyny leśnej, dlatego<br />
niezbędne okazały się zabiegi zmierzające do poprawy tych warunków, aby współcześnie<br />
zakładane lasy nabierały cech pierwotnych ostoi leśnych, bogatych w różnorodną i pełnowartościową<br />
roślinność. Jednym ze sposobów realizacji tych założeń było efektywne gospodarowanie<br />
kompleksami leśnymi, zwłaszcza w kontekście użytkowania poletek uprawnych,<br />
określanych jako poletka łowieckie. Na poletkach tych są prowadzone typowe zabiegi<br />
agrotechniczne, łącznie z nawożeniem mineralnym.<br />
Celem niniejszych badań była ocena całkowitej zawartości cynku, miedzi, manganu<br />
i żelaza oraz ich form dostępnych dla roślin w profilach gleb rdzawych różnie użytkowanych.<br />
Dystrybucję metali w profilach gleb określono wykorzystując wskaźnik dystrybucji (DI)<br />
oraz wskaźnik wzbogacenia (EF). Oznaczono całkowitą zawartość metali w poziomach genetycznych<br />
oraz określono zawartości tła geochemicznego. Wśród metod opisujących koncentrację<br />
mikropierwiastków niezbędnych w żywieniu roślin, największe znaczenie mają<br />
metody charakteryzujące zawartość ich form dostępnych dla roślin [Basta i in. 2005]. W niniejszej<br />
pracy przedstawiono wyniki zawartości Zn, Cu, Mn i Fe ekstrahowanych roztworem<br />
DTPA. Wyniki badań poddano analizie statystycznej.<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
2.1. Obiekt badań<br />
W Nadleśnictwie Szubin bór mieszany świeży oraz las mieszany świeży zajmują ponad<br />
60% powierzchni siedlisk leśnych. W składzie drzewostanu dominu je sosna, która znalazła<br />
na tych siedliskach optymalne warunki rozwoju. Pozostałymi gatunkami są: świerk, dąb,<br />
buk, jesion, olsza, brzoza, modrzew, osika, grab, lipa, klon, jawor. Las mieszany świeży<br />
z sosną, dębem, brzozą, lipą i osiką zajmuje siedliska nieco żyźniejsze na utworach piaszczystych<br />
i gliniasto-piaszczystych, a roślinność runa zawiera większą ilość traw i ziół w porównaniu<br />
do borów mieszanych. Ponad 50% powierzchni leśnej Nadleśnictwa Szubin to<br />
siedliska naturalne. Poziom próchnicy nadkładowej ma zaledwie kilka centyme trów.<br />
2.2. Materiał<br />
Próbki gleb rdzawych pobrano z 2 powierzchni lasów i 7 poletek łowieckich leżących<br />
w obrębie gminy Szubin i Łabiszyn w województwie kujawsko-pomorskim. Miejscowościom<br />
należącym do obszaru badań nadano numery działek, na których znajdowały się poletka.<br />
Były to wsie: Wieszki (F1 i 32-OHZ); Niedźwiady (136-OHZ); Elizewo (175-OHZ); Smolniki<br />
(84c); Smarzyn (F2, 269j i 263g) oraz Drogosław (113c).<br />
165
Mirosław Kobierski i in.<br />
Miejsca pod odkrywki glebowe wybrano losowo, w środkowej części poletek. Powierzchnia<br />
poletek uprawnych była zróżnicowana od 0,9 do 2,4 ha. Na poletkach uprawnych<br />
(łowieckich) prowadzono podstawowe zabiegi agrotechniczne, wraz z nawożeniem<br />
mineralnym. Próbki do analiz pobierano z poziomów genetycznych A i Ap oraz ABv, Bv,<br />
BvC, a także z poziomu C (lub Cgg).<br />
2.3. Metody<br />
Wybrane właściwości gleb oznaczono metodami powszechnie obowiązującymi w naukach<br />
gleboznawczych. W próbkach glebowych, po wstępnym przygotowaniu oznaczono:<br />
1) skład granulometryczny – metodą areometryczną w modyfikacji Prószyńskiego,<br />
2) zawartość węgla organicznego – metodą Tiurina,<br />
3) pH w H 2<br />
O dest. oraz 1 M KCl – metodą potencjometryczną,<br />
4) kwasowość hydrolityczną – metodą Kappena,<br />
5) kationy wymienne – metodą z BaCl 2<br />
,<br />
6) całkowitą zawartość metali – po mineralizacji w mieszaninie kwasów HF i HClO 4<br />
,<br />
7) zawartość metali ekstrahowanych roztworem DTPA [Lindsay i Norvell 1978].<br />
Zawartości poszczególnych metali oznaczono metodą ASA aparatem PHILIPS PU<br />
9100X. Wyniki analiz opracowano statystycznie za pomocą programu komputerowego STA-<br />
TISTICA 6,0 PL.<br />
Charakteryzując koncentrację metali w profilach badanych gleb wykorzystano wskaźniki:<br />
dystrybucji (DI) oraz wzbogacenia (EF), a także określono zawartość metali na poziomie<br />
tła geochemicznego gleb regionu. Naturalna zawartość pierwiastków w skale macierzystej<br />
(poziom C), przyjęta jako tło geochemiczne, jest konieczna do oceny stopnia<br />
zanieczyszczenia powierzchniowych poziomów gleb [Blaser i in. 2000]. Geochemiczną normalizację<br />
wykonano przez określenie całkowitej zawartości metali w skale macierzystej badanych<br />
gleb o podobnej budowie morfologicznej, zbliżonym składzie chemicznym i uziarnieniu.<br />
Akumulację metali ciężkich w profilu glebowym można opisać wartością wskaźnika<br />
dystrybucji DI:<br />
zawartość metalu w poziomie solum<br />
DI =<br />
zawartość metalu w skale macierzystej<br />
(1)<br />
gdzie: DI < 1 charakteryzuje brak antropogenicznego oddziaływania; 1 ≤ DI ≤ 3 – umiarkowane<br />
zanieczyszczenie, 3 ≤ DI ≤ 6 oznacza znaczne zanieczyszczenie, a DI > 6 – bardzo<br />
wysokie zanieczyszczenie.<br />
Do oceny dystrybucji metali w poszczególnych poziomach genetycznych gleb wykorzystano<br />
wskaźnik wzbogacenia (EF). Pierwiastki takie jak cyrkon, tytan, glin oraz najczęściej<br />
166
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
wykorzystywane żelazo w niewielkim stopniu podlegają antropogenicznemu oddziaływaniu,<br />
dlatego też w odniesieniu do ich zawartości można określić stopień nagromadzenia innych<br />
metali w profilu glebowym. Do obliczeń wykorzystywana jest koncentracja poszczególnych<br />
metali, określona jako zawartość tła geochemicznego. Wskaźnik wzbogacenia jest definiowany<br />
w następujący sposób:<br />
(M/Fe) w poziomie solum<br />
EF =<br />
(M/Fe) tła geochemicznego<br />
(2)<br />
gdzie: M – całkowita zawartość metalu, Fe – całkowita zawartość żelaza.<br />
Wartości EF pomiędzy 0,5 a 1,5 charakteryzują naturalną zawartość metali, wynikającą<br />
z przebiegu procesów glebowych, podczas gdy wartości wyższe od 1,5 oznaczają ich antropogeniczne<br />
nagromadzenie [Zhang i Liu 2002].<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
W glebach rdzawych poletek uprawnych wyraźnie zaznacza się miąższość poziomu orno-próchnicznego.<br />
Pod poziomem organicznym, w stropie poziomu próchnicznego gleb w lasach<br />
zaobserwowano ślady procesu bielicowania, nakładającego się na proces rdzawienia.<br />
Kwasowość czynna (pH H 2<br />
O) w poziomach genetycznych gleb w lasach mieściła się<br />
w przedziale od pH 4,41 do pH 5,54, natomiast kwasowość wymienna (pH KCl) – w przedziale<br />
od pH 3,35 do pH 4,62 (tab. 1). W glebie poletek uprawnych stwierdzono nieco wyższe<br />
wartości pH: kwasowość czynna wahała się w granicach od pH 4,86 do pH 6,12, a kwasowość<br />
wymienna – od pH 3,67 do pH 5,13. W poziomie próchnicznym odnotowano najwyższą<br />
kwasowość hydrolityczną (Hh), sumę zasadowych kationów wymiennych (S) oraz kationową<br />
pojemność wymienną (CEC), bez względu na sposób użytkowania gleb. Nieco większe nasycenie<br />
gleb kationami zasadowymi (V) stwierdzono w glebach poletek uprawnych. Poziomy<br />
powierzchniowe w profilach gleb w lasach (F1, F2) były sorpcyjne nienasycone.<br />
Wszystkie gleby były wytworzone z piasków o zróżnicowanym udziale poszczególnych<br />
frakcji. Piasek luźny stwierdzono w trzech poziomach genetycznych, w 14 poziomach był to<br />
piasek słabogliniasty a w 19 poziomach genetycznych piasek gliniasty (tab. 2). We wszystkich<br />
przypadkach były to piaski drobnoziarniste. Największą zawartość węgla organicznego<br />
odnotowano w poziomie próchnicznym gleb w lasach (19,2 i 23,2 g·kg -1 ). W specyficznych<br />
warunkach, jakie panują w warstwie próchnicy nadkładowej gleb leśnych, następuje nagromadzenie<br />
materii organicznej, która w procesie humifikacji przekształca się w swoistą substancję<br />
organiczną, jaką jest próchnica. Nieco odmienne warunki mogą występować w poziomie<br />
orno-próchnicznym gleb uprawnych, za sprawą przewagi procesu mineralizacji nad<br />
humifikacją materii organicznej [Haynes 2005]. Następuje wówczas zmniejszenie zasobów<br />
167
Mirosław Kobierski i in.<br />
Tabela 1. Wybrane właściwości gleb rdzawych<br />
Table 1. Selected properties of Arenosols<br />
Próbka Poziom Głębokość,<br />
cm<br />
Las<br />
F1<br />
Las<br />
F2<br />
Pole<br />
269j<br />
Pole<br />
263g<br />
Pole<br />
113c<br />
Pole<br />
84c<br />
Pole<br />
136-OHZ<br />
Pole<br />
32-OHZ<br />
Pole<br />
175-OHZ<br />
pH<br />
H 2<br />
O<br />
pH<br />
KCl<br />
Hh S CEC V<br />
mmol·kg -1 %<br />
A 0–18 4,51 3,55 78,5 42,3 120,8 35,0<br />
Bv 18–58 4,82 4,21 46,2 32,2 78,4 41,1<br />
BvC 58–76 5,15 4,42 21,5 40,2 61,7 65,2<br />
C 76–150 5,54 4,62 26,2 38,6 64,8 59,6<br />
A 0–20 4,41 3,35 84,2 38,2 122,4 31,2<br />
Bv 20–46 5,04 3,95 46,5 44,0 90,5 48,6<br />
BvC 46–75 4,86 4,12 19,5 38,4 57,9 66,3<br />
C 75–150 5,51 4,37 17,2 30,6 47,8 64,0<br />
Ap 0–34 4,86 3,67 48,5 <strong>49</strong>,2 97,7 50,4<br />
Bv 34–48 5,16 4,26 41,2 42,6 83,8 50,8<br />
BvC 48–88 4,89 4,29 22,5 35,4 57,9 61,1<br />
C 88–150 5,63 4,37 12,7 45,4 58,1 78,1<br />
Ap 0–29 5,20 4,30 35,2 60,0 95,2 63,0<br />
Bv 29–<strong>49</strong> 5,69 4,56 22,5 50,5 73,0 69,2<br />
BvC <strong>49</strong>–92 5,06 4,56 18,2 <strong>49</strong>,1 67,3 73,0<br />
C 92–150 6,12 4,76 12,7 53,5 66,2 80,8<br />
Ap 0–28 5,03 3,98 52,5 53,1 105,6 50,3<br />
ABv 28–67 5,40 4,45 27,0 47,1 74,1 63,6<br />
Bv 67–97 5,75 4,59 9,0 46,3 55,3 83,7<br />
C 97–150 5,68 4,45 6,0 <strong>49</strong>,7 55,7 89,2<br />
Ap 0–27 5,55 4,20 30,7 57,5 88,2 65,2<br />
Bv 27–44 5,40 4,02 33,0 47,4 80,4 59,0<br />
BvC 44–70 5,75 4,50 31,7 47,2 78,9 59,8<br />
Cgg 70–150 5,91 4,85 26,0 51,0 77,0 66,2<br />
Ap 0–28 4,97 3,98 45,7 62,6 108,3 57,8<br />
Bv 28–67 6,08 5,03 8,2 48,1 56,3 85,4<br />
BvC 67–77 6,02 5,01 5,5 45,8 51,3 89,3<br />
C 77–150 6,03 5,13 3,7 46,7 50,4 92,7<br />
Ap 0–27 5,55 4,22 30,7 35,4 66,1 53,6<br />
Bv 27–45 5,41 4,39 27,0 26,6 53,6 <strong>49</strong>,6<br />
BvC 45–76 5,57 4,39 15,2 27,0 42,2 64,0<br />
C 76–150 5,82 4,45 11,5 35,1 46,6 75,3<br />
Ap 0–28 5,91 4,45 26,5 63,4 89,9 70,5<br />
Bv 28–58 5,89 4,66 6,7 46,5 53,2 87,4<br />
BvC 58–86 5,77 4,59 7,5 47,2 54,7 86,3<br />
C 86–150 5,92 4,69 5,5 <strong>49</strong>,9 55,4 90,1<br />
Objaśnienia: Hh – kwasowość hydrolityczna, S – suma zasadowych kationów, CEC – pojemność<br />
sorpcyjna, V=(S/CEC)·100.<br />
168
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
Tabela 2. Zawartość węgla organicznego i uziarnienie gleb rdzawych<br />
Table 2. Content of organic carbon and texture of Arenosols<br />
Próbka Poziom C org.<br />
, g·kg -1 2-0,05 0,05-0,002
Mirosław Kobierski i in.<br />
próchnicy glebowej. Zarówno kierunek, jak i tempo przemian glebowej materii organicznej<br />
zależy od stopnia jej rozdrobnienia, ale także od stosunków powietrzno-wodnych, temperatury<br />
oraz rodzaju użytkowania [Hamza i Anderson 2005, Slepetiene i Slepetys 2005].<br />
Całkowita zawartość metali w badanych glebach rdzawych była typowa dla gleb niezanieczyszczonych<br />
metalami (tab. 3) [Czarnowska i Gworek 1990, Czarnowska 1996, Rozporządzenie...<br />
2002]. Średnia całkowita zawartość Zn, Cu, Mn oraz Fe określona jako zawartość<br />
tła geochemicznego (tab. 4) wynosiła w badanych glebach odpowiednio: 15,5; 2,9;<br />
152,2 mg·kg -1 oraz 8,5 g·kg -1 . W areale gleb uprawnych w Polsce aż 80% powierzchni zajmują<br />
gleby o naturalnej zawartości pierwiastków śladowych. Niewielkie ich nagromadzenie<br />
stwierdzono w 17% ogólnej powierzchni gleb uprawnych, natomiast zaledwie 3% to gleby<br />
zanieczyszczone metalami [Terelak i in. 2000]. Średnia zawartość Zn i Cu w glebach uprawnych<br />
w Polsce to 32,4 i 6,5 mg·kg -1 [Oleszek i in. 2003].<br />
Rozmieszczenie Fe w profilach badanych gleb należy tłumaczyć wpływem pedogenezy.<br />
W przypadku Zn, Cu i Mn zaobserwowano wyraźną tendencję do ich akumulacji w poziomie<br />
próchnicznym w wyniku antropogenicznego oddziaływania, na co wskazują wartości<br />
wskaźników dystrybucji DI i wzbogacenia EF (rys. 1–3). Rozpatrując rozmieszczenie żelaza<br />
w profilach badanych gleb zaobserwowano tendencję do nagromadzenia tego pierwiastka<br />
w poziomach wzbogacenia Bv (rys. 4). Na podstawie analizy statystycznej stwierdzono<br />
istotnie dodatnią korelację między węglem organicznym a całkowitą zawartością poszczególnych<br />
metali (tab. 5). Uwodnione tlenki żelaza wiążą w selektywny sposób Cu i Zn i wpływają<br />
na ich stężenie w roztworze glebowym. Pedogeniczny charakter nagromadzenia tlenków<br />
żelaza jest czynnikiem determinującym dystrybucję metali w profilu glebowym. Wyniki<br />
analizy korelacji potwierdzają interakcje między całkowitą zawartością Fe a poszczególnymi<br />
metalami oraz ich formami dostępnymi dla roślin (tab. 5).<br />
Sorpcja metali ciężkich przez związki humusowe w warstwie Oh próchnicy nadkładowej<br />
przyczynia się do spowolnienia obiegu pierwiastków. Zawartość metali w poziomie organicznym<br />
gleb leśnych jest zazwyczaj kilkakrotnie większa od koncentracji w poziomie mineralnym<br />
(próchnicznym) [Malczyk i Kędzia 1996]. Grupy fenolowe i karboksylowe związków<br />
humusowych decydują o ilości związanych w glebie metali [Coles i Yong 2006]. Związki humusowe<br />
odgrywają także kluczową rolę w transporcie tlenków żelaza [Kretzschmar i Sticher<br />
1997, Barral i in. 1998].<br />
Badane gleby rdzawe, należące do kategorii agronomicznej bardzo lekkich i lekkich, charakteryzowały<br />
się w poziomie orno-próchnicznym znaczną zasobnością w biodostępne formy<br />
cynku i miedzi (tab. 3), co należy wiązać z kwaśnym odczynem. Stwierdzono istotną dodatnią<br />
korelację między kwasowością hydrolityczną a zawartością form metali ekstrahowanych roztworem<br />
DTPA (tab. 5). Zawartości Zn DTPA<br />
oraz Cu DTPA<br />
oznaczone w poziomie orno-próchnicznym<br />
poletek łowieckich wynosiły odpowiednio 0,7–1,8 mg·kg -1 oraz 0,3–1,2 mg·kg -1 . Gleby<br />
o podobnym uziarnieniu i odczynie, znajdujące się w obrębie Wigierskiego Parku Narodowego,<br />
charakteryzowały się większą zawartością Zn i Cu dostępnych dla roślin [Komisarek 2008].<br />
170
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
Tabela 3. Całkowita zawartość metali oraz ich form ekstrahowanych DTPA<br />
Table 3. Total content of metals and their DTPA extractable forms<br />
Próbka<br />
Las<br />
F1<br />
Las<br />
F2<br />
Pole<br />
269j<br />
Pole<br />
263g<br />
Pole<br />
113c<br />
Pole<br />
84c<br />
Pole<br />
136-<br />
OHZ<br />
Pole<br />
32-OHZ<br />
Pole<br />
175-<br />
OHZ<br />
Poziom<br />
Zn t<br />
Zn DTPA<br />
Cu t<br />
Cu DTPA<br />
Mn t<br />
Mn DTPA<br />
Fe t<br />
Fe DTPA<br />
mg·kg -1 g·kg -1 mg·kg -1<br />
A 33,1 2,5 6,3 0,6 220,1 9,0 14,3 169,7<br />
Bv 28,7 0,9 4,8 0,2 170,2 0,4 16,2 66,7<br />
BvC 20,1 0,6 3,7
3,5<br />
Mirosław Kobierski i in.<br />
3,0<br />
3,5<br />
2,5<br />
3,0<br />
2,0<br />
2,5<br />
Zn t<br />
Zn t<br />
1,5<br />
1,0<br />
2,0<br />
1,5<br />
136 OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
136 OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
0,5<br />
DI<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c EF<br />
1,0<br />
EF<br />
0,0<br />
0,5<br />
DI<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c<br />
0,0<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Rys. 1. Wartości wskaźników dystrybucji DI oraz wzbogacenia EF dla Zn t<br />
Fig. 1. Value of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Zn t<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Rys. 1. Wartość wskaźników rozmieszczenia DI oraz wzbogacenia EF dla Zn t<br />
Fig. 1. Value of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Zn t<br />
Rys. 1. Wartość wskaźników rozmieszczenia DI oraz wzbogacenia EF dla Zn t<br />
Fig. 1. Value of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Zn t<br />
3,5<br />
3,0<br />
3,5<br />
2,5<br />
3,0<br />
2,0<br />
2,5<br />
Cu t<br />
Cu t<br />
1,5<br />
2,0<br />
1,0<br />
1,5<br />
0,5<br />
1,0<br />
DI<br />
EF<br />
0,0<br />
0,5<br />
DI<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 EF<br />
OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
0,0<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Rys. 2. Wartość Rys. 2. Wartości wskaźników: rozmieszczenia dystrybucji DI oraz wzbogacenia DI oraz wzbogacenia EF dla Cu t EF dla Cu t<br />
Fig. 1. Value<br />
Fig. 2.<br />
of<br />
Value<br />
factors:<br />
of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF<br />
EF<br />
of Cu<br />
of t Cu t<br />
Rys. 2. Wartość wskaźników: rozmieszczenia DI oraz wzbogacenia EF dla Cu t<br />
Fig. 1. Value 172 of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Cu t<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Ap<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
DI<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
3,5<br />
3,5<br />
3,0<br />
3,0<br />
2,5<br />
2,5<br />
2,0<br />
Mn t<br />
Mn t<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,5<br />
1,0<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,5<br />
0,0<br />
0,0<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Bv A<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
DI<br />
EF<br />
DI<br />
EF<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 OHZ<br />
32 OHZ 175 OHZ<br />
Rys. 3. Wartość wskaźników rozmieszczenia DI oraz wzbogacenia EF Mn t<br />
Fig. 1. Value Rys. of 3. factors: Wartości distribution wskaźników dystrybucji DI and e<strong>nr</strong>ichment DI oraz wzbogacenia EF of Mn EF dla t Mn<br />
ys. 3. Wartość wskaźników rozmieszczenia DI oraz wzbogacenia<br />
t<br />
EF Mn<br />
Fig. 3. Value of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Mn t<br />
t<br />
ig. 1. Value of factors: distribution DI and e<strong>nr</strong>ichment EF of Mn t<br />
3,5<br />
3,5<br />
3,0<br />
3,0 2,5<br />
2,5 2,0<br />
Fe t<br />
Fe t<br />
2,0 1,5<br />
1,5 1,0<br />
1,0 0,5<br />
0,5 0,0<br />
0,0<br />
A<br />
Bv<br />
BvC<br />
A<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 OHZ<br />
32 OHZ<br />
175 OHZ<br />
BvC<br />
DI<br />
DI<br />
A<br />
Bv<br />
BvC<br />
A<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Rys. 4. Wartość wskaźnika rozmieszczenia DI Fe t<br />
Ap<br />
ABv<br />
Bv<br />
Fig. 4. Value Fig. of 4. distribution Value of distribution factor factor DI of DI Fe of t<br />
Fe t<br />
ys. 4. Wartość wskaźnika rozmieszczenia DI Fe t<br />
ig. 4. Value of distribution factor DI of Fe t<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Ap<br />
Bv<br />
BvC<br />
Rys. 4. Wartości wskaźnika dystrybucji DI dla Fe t<br />
F1 F2 269j 263g 113c 84c 136 OHZ<br />
32 OHZ<br />
175 OHZ<br />
173
Mirosław Kobierski i in.<br />
Tabela 4. Całkowita zawartość metali i dane statystyczne dla poziomu C gleb rdzawych, n=9<br />
Table 4. Total metal content and selected statistics for C horizon of Arenosols, n=9<br />
Wyszczególnienie<br />
Zn Cu Mn Fe<br />
mg·kg -1 g·kg -1<br />
AM 15,5 2,9 152,2 8,5<br />
Med. 15,1 3,1 150,0 8,3<br />
SD 3,5 0,7 35,7 1,0<br />
Objaśnienia: AM – średnia arytmetyczna, Med. – mediana, SD – odchylenie standardowe.<br />
W badanych glebach rdzawych zawartość Zn, Cu, Mn i Fe ekstrahowanych roztworem<br />
DTPA nie stanowiła zagrożenia dla środowiska glebowego (tab. 3). W poziomie orno-próchnicznym<br />
większości poletek łowieckich zawartość ta była optymalna do prawidłowego rozwoju<br />
roślin, ale wyraźnie mniejszą (deficytową) zawartość odnotowano w poziomach rdzawienia<br />
i skale macierzystej. Z powodu niedoboru metali w glebie cierpią nie tylko rośliny, ale<br />
także zwierzęta, które są ich konsumentami. Z badań Gembarzewskiego [2000] wynika, że<br />
w Polsce wiele roślin zbożowych charakteryzuje się zbyt małą zawartością metali do prawidłowego,<br />
zbilansowanego żywienia zwierząt.<br />
Tabela 5. Współczynniki korelacji istotne przy p
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
tek łowieckich stwierdzono deficytową zawartość manganu oraz miedzi. Wyraźnie większą<br />
zawartość Fe DTPA<br />
stwierdzono w poziomie próchnicznym gleb w lasach w porównaniu z poziomem<br />
Ap poletek łowieckich. Dodatnia korelacja między zawartością węgla organicznego<br />
a zawartością form metali ekstrahowanych roztworem DTPA potwierdza istotną rolę próchnicy<br />
w wiązaniu metali [Livens 1991].<br />
Całkowita zawartość Zn i Cu w badanych glebach rdzawych była większa od zawartości,<br />
jaką zaobserwowano w glebach rdzawych Lubelszczyzny [Smal i in. 2000] oraz zbliżona<br />
do zawartości w glebach bielicowo-rdzawych Kotliny Toruńskiej [Malczyk i Kędzia 1996].<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Sposób użytkowania badanych gleb rdzawych nie wpłynął znacząco na zróżnicowanie<br />
całkowitej zawartości Zn, Cu, Mn i Fe. Badane gleby nie są zanieczyszczone metalami<br />
ciężkimi.<br />
2. Poziom orno-próchniczny gleb większości poletek łowieckich był zasobny w miedź<br />
i cynk dostępny dla roślin. Wyraźnie mniejszą (deficytową) zawartość odnotowano<br />
w poziomach rdzawienia i skale macierzystej. W poziomie próchnicznym gleb w lasach<br />
stwierdzono wyraźnie większą zawartość Fe DTPA<br />
niż w poziomie Ap gleb uprawnych.<br />
W glebie kilku poletek łowieckich w całym profilu glebowym stwierdzono bardzo małą<br />
zawartość Mn DTPA<br />
i Cu DTPA<br />
, świadczącą o deficycie tych metali.<br />
3. Rozmieszczenie Fe w profilach badanych gleb należy tłumaczyć wpływem pedogenezy,<br />
natomiast w poziomie próchnicznym zaobserwowano wyraźną tendencję do akumulacji<br />
Zn i Cu w wyniku antropogenicznego oddziaływania.<br />
4. Najwyższą całkowitą zawartość Zn, Cu oraz Mn oraz ich form ekstrahowanych roztworem<br />
DTPA stwierdzono w poziomie próchnicznym, co wskazuje na chelatującą rolę<br />
próchnicy w wiązaniu tych metali. Zależność tę potwierdziły wyniki analizy korelacji.<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
Adriano D. C. 1986. Trace elements in the terrestrial environment. Springer, New York: 533.<br />
Barral M. T., Arias M., Guérif J., 1998. Effects of iron and organic matter on the porosity<br />
and structural stability of soil aggregates. Soil Tillage Research. 46: 261–272.<br />
Basta N. T., Ryan J. A., Chaney R. L. 2005. Trace element chemistry in residual-treated<br />
soil: Key concept and metal bioavailability. Environ. Qual. J. 34: <strong>49</strong>–63.<br />
Blaser P., Zimmermann S., Luster J., Shotyk W. 2000. Critical examination of<br />
trace element e<strong>nr</strong>ichments and depletions in soils: As, Cr, Cu, Ni, Pb, and Zn in Swiss<br />
forest soils. Sci. Total Environ. 2<strong>49</strong>: 257–280.<br />
Coles C., Yong R. N. 2006. Humic acid preparation, properties and interaction with metals<br />
lead and cadmium. Engin. Geol. 85: 26–32.<br />
175
Mirosław Kobierski i in.<br />
Czarnowska K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako<br />
tło geochemiczne gleb. Rocz. Glebozn. T. XLVII SUPL: 43–50.<br />
Czarnowska K., Gworek B. 1990. Geochemical background values for trace elements<br />
in arable soils developed from sedimentary rocks of glacial origin. Evironmental Geochemistry<br />
and Health. 12: 289–290.<br />
Gałuszka A. 2007. A review of geochemical background concepts and an axamples using<br />
data from Poland. Environ. Geol. 52: 861–870.<br />
Gembarzewski H. 2000. Stan i tendencje zmian mikroelementów w glebach i roślinach<br />
z pól produkcyjnych w Polsce. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 471: 1711–179.<br />
Gorlach E., Gambuś F. 1997. Nawozy fosforowe i wieloskładnikowe jako źródła zanieczyszczenia<br />
gleb metalami ciężkimi. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 448a: 139–146.<br />
Hamza M. A., Anderson W. K. 2005. Soil compaction in croping systems. A review of the<br />
nature, causes and possible solutions. Soil Till. Res. 82: 121–145.<br />
Haynes R. J. 2005. Labile organic matter fractions as central components of the quality of<br />
agricultural soils: an overview. Adv. Agron. 85: 221–268.<br />
He Z. E., Yang X. E., Stoffella P. J. 2005. Trace elements in agroecosystems and impacts<br />
on the environment. J. Trace Elements in Medicine and Biology 19: 125–140.<br />
Henderson P. J., McMartin I., Hall G. E., Percival B. J., Walker D. A. 1998. The<br />
chemical and physical characteristics od heavy matals in humus and till in the vicinity of<br />
the base metal smelter at Flin Flon, Manitoba, Canada. Environ. Geology 34(1): 39–58.<br />
Horckmans L., Swennen R., Deckers J., Maquil R. 2005. Local background concentration<br />
of trace elements in soils: a case study in the Grand Duchy of Luxembourg.<br />
Catena. 59: 279–304.<br />
Kabata-Pendias A. 1993. Behavioural properties of trace metals in soils. Applied Geochem.<br />
Suppl. 2: 3–9.<br />
Kabata-Pendias A. 2004. Soil-plant transfer of trace elements – an environmental issue.<br />
Geoderma 122: 143–1<strong>49</strong>.<br />
Karamanos R. E., Goh T. B., Harapiak J. T. 2003. Detrmining wheat responses to copper<br />
in prairie soils. Can. J. Soil Sci. 83(2): 213–221.<br />
Komisarek J. 2008. Przestrzenna ocena zawartości miedzi i cynku w leśnych glebach<br />
płowych bielicowanych powierzchni testowej „Wigry Zintegrowanego Monitoringu Środowiska<br />
Przyrodniczego. Nauka Przyroda Technologie 2: 3–22.<br />
Kretzschmar R., Sticher H. 1997. Transport of humic-coated iron oxide colloids in<br />
a sandy soil: Influence of Ca 2+ and trace metals. Environ. Sci. Technol. 31: 3<strong>49</strong>7–3504.<br />
Lindsay W., Norvell W. 1978. Development of a DTPA soil test for zinc, iron, manganese,<br />
copper. Soil Sci. Soc. J. 42: 421–428.<br />
Lipiński W., Bednarek W. 1998. Występowanie łatwo rozpuszczalnych form metali<br />
w glebach Lubelszczyzny w zależności od odczynu i składu granulometrycznego. Zesz.<br />
Probl. Post. Nauk Roln. 456: 399–404.<br />
176
Wpływ rodzaju użytkowania gleb na zawartość metali ciężkich i ich dystrybucję...<br />
Livens F. 1991. Chemical reaction of metals with humic material. Environ. Pollut. 70:<br />
183–208.<br />
Malczyk P., Kędzia W. 1996. Metale ciężkie w glebach leśnych wzdłuż drogi wylotowej<br />
Bydgoszcz–Inowrocław. Roczn. Glebozn. XLVII 3/4: 203–211.<br />
Martinez C. E., Motto H. L. 2000. Solubility of lead, zinc and copper added to mineral<br />
soils. Environ. Pollution. 107: 153–158.<br />
McBride M. B., Spiers G. 2001. Trace element content of selected fertilizers and dairy<br />
manures as determined by ICP-MS. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 32 (1, 2): 139–156.<br />
Oleszek W., Terelak H., Maliszewska-Kordybach B., Kukuła S. 2003. Soil,<br />
food and agroproduct contamination monitoring in Poland. Polish J. Environ. Stud.<br />
12(3): 261–268.<br />
Reimann C., Filzmoser P., Garrett R. G. 2005. Background and threshold: critical<br />
comparison of methods of determination. Sci. Total Environ. 346: 1–16.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz jakości ziemi. Dz.U. 2002. Nr 165, poz. 1359.<br />
Salam A. K., Helmke P. A. 1998. The pH dependence of free ionic activities and total dissolved<br />
concentration of copper and cadmium in soil solution. Geoderma. 83: 281–291.<br />
Shumann L. M., Hargrove W. L. 1985. Effect of tillage on the distribution of manganese,<br />
copper, iron and zinc in soil fractions. Soil Sci. Soc. Am. J. <strong>49</strong>: 1117–1121.<br />
Slepetiene A., Slepetys J. 2005. Status of humus in soil under various long-term tillage<br />
systems. Geoderma 127: 207–215.<br />
Sims J. T., Johnson G. V. 1991. Micronutrient Soil Tests. W: Mortvedt J. J., Cox F. R.,<br />
Shuman L. M., Walch R. M. (eds) Micronutrients in Agriculture, 2 nd ed. Soil Science Society<br />
of America Book series No. 4, Madison, Wisconsin, USA: 427–477.<br />
Singh J. P., Karamanos R. E., Stewart J. W. B. 1987. The zinc fertility of Saskatchewan<br />
soils. Can. J. Soil Sci. 67: 103–116.<br />
Smal H., Ligęza S., Misztal M. 2000. Całkowita zawartość Zn, Cu, Pb, Cd w glebie i roztworze<br />
glebowym w profilach gleb uprawnych i leśnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.<br />
471: 1117–1124.<br />
Stankiewicz M., 1999. Las jako wielkie zbiorowisko roślinne. Łowiec Polski 8: 13–14.<br />
Tack F. M. G., Verloo M. G., Van Mechelen L., Van Ranst E. 1997. Baseline concentration<br />
of trace elements as a function of clay and organic carbon contents in soils<br />
in Flanders (Belgium). Sci. Total Environ. 201: 113–123.<br />
Terelak H., Motowicka-Terelak., Stuczyński T., Pietruch C. 2000. Trace elements<br />
(Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) in Polish farmland soils. Biblioteka Monitoringu Środowiska:<br />
69.<br />
Zhang J., Liu C. L. 2002. Riverine composition and estuarine geochemistry of particulate<br />
metals in China – Weathering features anthropogenic impact and chemical fluxes. Estuar.<br />
Coast. Shelf Sci. 54(6): 1051–1070.<br />
177
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Ewa Kucharczak*, Andrzej Moryl**<br />
WPŁYW ELEKTROWNI I KOPALNI „TURÓW” NA ZAWARTOŚĆ<br />
WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH W GLEBACH UPRAWNYCH<br />
INFLUENCE OF POWER STATION AND MINE „TURÓW”<br />
ON CONTENTS OF SELECTED HEAVY METALS IN CULTIVATED SOILS<br />
Słowa kluczowe: przemysł energetyczny, gleby, metale ciężkie.<br />
Key words: power industry, soils, heavy metals.<br />
The paper presents results of research works concerning the quality of soils, carried in two<br />
investigative areas. The first was situated near Power Station and Mine “Turów” (Bogatynia,<br />
Działoszyn, Wolanów, Bratków). The second, presenting check group, was situated in<br />
central and northern districts of Zgorzelec administrative district (Jerzmanki, Sławnikowice,<br />
Łagów, Gronów, Jagodzin). In samples of soils, collected from depth 0–30 cm and 30–60<br />
cm, reaction, organic parts content, granulometric composition and contents of some metals:<br />
lead, cadmium, copper and zinc were determined. Metals were determined after previous<br />
wet mineralization in HNO 3<br />
mixture, with applying of microware vacuum system, ICP-<br />
AES method, with plasma Varian Liberty 220 spectrofotometer using. Results of studies<br />
were analyzed depending on place of samples taking, kind of soil and depth of collection.<br />
Estimation of soil quality was made on basis decrees of Secretary of the Environment concerning<br />
standards of soil quality and standards of lands quality, as well as directions of<br />
IUNG to estimation of soil contamination degree by heavy metals.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Problem zanieczyszczenia metalami ciężkimi dotyczy wszystkich elementów środowiska<br />
przyrodniczego. W przypadku gleb ma najczęściej charakter lokalny i występuje<br />
* Dr med. wet. Ewa Kucharczak – Katedra Biochemii, Farmakologii i Toksykologii,<br />
Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Norwida 31, 50-375 Wrocław; tel.: 71 320 54 31;<br />
e-mail: ewa.kucharczak@up.wroc.pl<br />
** Dr Andrzej Moryl – <strong>Instytut</strong> Inżynierii Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu,<br />
pl. Grunwaldzki 24, 50-363 Wrocław; tel.: 71 320 55 48; e-mail: andrzej.moryl@up.wroc.pl<br />
178
Wpływ Elektrowni i Kopalni „Turów” na zawartość wybranych metali ciężkich...<br />
przede wszystkim na terenach uprzemysłowionych. Głównym źródłem metali, obok motoryzacji<br />
i rolnictwa, jest przemysł, w tym także energetyczny i wydobywczy [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999]. Jednym z takich rejonów jest region zgorzelecko-bogatyński. Źródłem<br />
zanieczyszczeń gazowych i pyłowych są dwa główne zakłady tego rejonu po stronie polskiej,<br />
tj. Kopalnia i Elektrownia „Turów”, ale przede wszystkim te, które są zlokalizowane<br />
po stronie czeskiej i, do niedawna, po stronie niemieckiej. Ocenia się bowiem, że aż 60%<br />
zanieczyszczeń napływa do tego rejonu spoza granic Polski. Rozpoczęte w połowie lat<br />
90. zintegrowane działania proekologiczne, realizowane w ramach programu regionalnego<br />
„Czarny trójkąt”, doprowadziły do zmniejszenia emisji zanieczyszczeń powietrza z elektrowni<br />
znajdujących się w tym rejonie o około 60–70%, co z pewnością znacząco wpłynęło<br />
na poprawę stanu środowiska [Mazurek i Zwoździak 1992, Program… 2004]. Zmniejszenie<br />
stężenia metali ciężkich w glebie jest jednak problemem wciąż aktualnym i niezwykle<br />
trudnym do rozwiązania. Kumulowane w glebie, przede wszystkim w jej warstwach<br />
wierzchnich, łatwo trafiają do kolejnych ogniw łańcucha pokarmowego, przyczyniając się<br />
w znacznym stopniu do spotęgowania geochemicznego obiegu wielu pierwiastków. Dodatkowo<br />
ich obecność w nadmiernych ilościach przyczynia się do zmniejszenia żyzności<br />
gleb, zmiany stanu zakwaszenia, wpływa szkodliwie na jej właściwości biologiczne, działa<br />
toksycznie na rośliny, jak również może być przyczyną skażenia wód gruntowych [Dziadek<br />
i Wacławek 2005, Węglarzy 2007].<br />
Celem przeprowadzonych badań było określenie całkowitej zawartości ołowiu, kadmu,<br />
miedzi i cynku w próbkach gleb, pobranych w rejonie oddziaływania Kopalni i Elektrowni<br />
„Turów” oraz rejonu będącego poza zasięgiem tych emiterów. Dodatkowo analiza właściwości<br />
fizykochemicznych oraz określenie składu granulometrycznego gleb umożliwiły ocenę<br />
ich jakości.<br />
2. METODYKA BADAŃ<br />
Badania zawartości metali (ołowiu, kadmu, miedzi i cynku) w próbkach gleb uprawnych<br />
przeprowadzono w latach 2008 i 2009. Pochodziły one z dwóch rejonów:<br />
a – gminy Bogatynia (miejscowości: Bogatynia, Działoszyn, Bratków, Ręczyn, Wyszków,<br />
Wolanów), leżącej w rejonie oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów”;<br />
b – centralnej i północnej części powiatu zgorzeleckiego (miejscowości: Jerzmanki, Łagów,<br />
Jagodzin, Gronów, Sławnikowice), usytuowanych poza zasięgiem bezpośredniego oddziaływania<br />
emiterów.<br />
Łącznie badaniom poddano 64 próbki gleb, pobrane z głębokości od 0 do 30 cm oraz<br />
od 30 do 60 cm. Przed analizą chemiczną materiał glebowy suszono w temperaturze pokojowej,<br />
następnie rozdrobniono i przesiano przez sito o wymiarach oczek 1 mm. We wszystkich<br />
próbkach oznaczono odczyn gleb w H 2<br />
O i 1N KCl (metodą potencjometryczną), procentową<br />
zawartość substancji organicznej (metodą wyprażania) oraz skład granulometrycz-<br />
179
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
ny (metodą sitową – cząstek powyżej 1 mm i metodą areometryczną Bouyoucosa w modyfikacji<br />
Casagrande´a i Prószyńskiego – cząstek poniżej 1 mm [Myślińska 2010]). W celu<br />
oznaczenia zawartości metali (ołowiu, kadmu, miedzi i cynku) 0,5 gramowe naważki gleb<br />
poddano mineralizacji na mokro w wodzie królewskiej, z zastosowaniem podciśnieniowego<br />
systemu mikrofalowego. Zawartość metali oznaczano metodą ICP-AES, za pomocą spektrometru<br />
plazmowego Varian Liberty 220. Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej,<br />
obliczając średnie zawartości metali i odchylenia standardowe.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
3.1. Odczyn gleb i zawartość substancji organicznej<br />
Na obszarach użytkowanych rolniczo w województwie dolnośląskim dominują gleby<br />
o odczynie kwaśnym i lekko kwaśnym. Zajmują one powierzchnię ponad 60% użytków rolnych.<br />
W powiecie zgorzeleckim udział gleb bardzo zakwaszonych i kwaśnych wynosi od<br />
66 do 71% [Kaszubkiewicz i Kawałko 2009]. Zarówno odczyn gleby, jak i zawartość materii<br />
organicznej mają ogromny wpływ na jakość zachodzących w niej procesów. Kształtuje<br />
to zachowanie się wielu substancji nieorganicznych w glebie, zwłaszcza metali ciężkich.<br />
Pod wpływem nadmiernej kwasowości może dochodzić do zwiększenia ich rozpuszczalności<br />
oraz ruchliwości, przez co są one łatwiej włączane do obiegu w ekosystemie. Dotyczy<br />
to przede wszystkim takich metali jak ołów, kadm, miedź czy cynk. Związki organiczne<br />
decydują z kolei o przebiegu procesu glebotwórczego i kształtowaniu profilu glebowego.<br />
Skutkiem nadmiernej kwasowości gleby jest ograniczenie wzrostu wielu roślin, co jest<br />
spowodowane zmniejszeniem dostępności pierwiastków niezbędnych, z jednoczesnym<br />
wzrostem dostępności pierwiastków potencjalnie toksycznych [Dziadek i Wacławek 2005,<br />
Kabata-Pendias i Pendias 1999, Węglarzy 2007]. Ze względu na silną zależność rozpuszczalności<br />
metali od odczynu gleb, podstawowym zabiegiem ograniczającym ruchliwość metali,<br />
szczególnie w glebach ciężkich, są zabiegi wapnowania. W powiecie zgorzeleckim, którego<br />
gleby są dodatkowo zakwaszane na skutek antropogenicznej działalności człowieka<br />
(obecność zakładów emitujących kwasotwórcze tlenki siarki i azotu), procesowi temu musi<br />
być poddanych około 73% gleb [Raport… 2009]. Związki organiczne w glebach odgrywają<br />
zasadniczą rolę w wiązaniu metali w proste i chelatowe związki kompleksowe oraz ich<br />
sole, a trwałość takich kompleksów również zależy od odczynu gleby i rodzaju jonu metalu.<br />
Badania gleb przeprowadzone w regionie zgorzelecko-bogatyńskim potwierdziły, że<br />
gleby tego rejonu mają odczyn kwaśny i to niezależnie od miejsca pochodzenia (tab. 1).<br />
Średnia procentowa zawartość substancji organicznej jest większa na głębokości od 0 do<br />
30 cm, co z pewnością jest korzystne dla neutralizacji metali, które na tej głębokości łatwo<br />
tworzą związki kompleksowe ze związkami humusowymi, a dotyczy to między innymi<br />
ołowiu, miedzi i cynku.<br />
180
Wpływ Elektrowni i Kopalni „Turów” na zawartość wybranych metali ciężkich...<br />
Tabela 1. Wyniki analiz właściwości fizykochemicznych próbek gleb<br />
Table 1. Results of analysis of physical and chemical properties of soil samples<br />
Rejon<br />
badań<br />
a<br />
b<br />
Głębokość pobrania,<br />
cm ppt<br />
0–30<br />
30–60<br />
0–30<br />
30–60<br />
Parametry<br />
H 2<br />
O<br />
pH<br />
Substancja organiczna,<br />
1N KCl<br />
%<br />
zakres 5,38–6,32 4,73–6,22 3,63–7,60<br />
średnia 5,80 5,46 5,76<br />
zakres 5,58–6,42 4,81–6,05 2,52–4,62<br />
średnia 6,02 5,46 3,79<br />
zakres 5,51–5,96 4,70–5,32 2,83–6,71<br />
średnia 5,63 5,02 5,30<br />
zakres 5,42–6,01 4,88–5,42 2,54–4,18<br />
średnia 5,65 5,15 3,53<br />
Objaśnienia: a – rejon oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów” i b – rejon poza zasięgiem oddziaływania<br />
tych emiterów.<br />
3.2. Skład granulometryczny<br />
Skład granulometryczny jest podstawową cechą gleby, kształtującą jej zdolności sorpcyjne,<br />
które ograniczają ruchliwość zarówno makro-, jak i mikropierwiastków, niezbędnych<br />
do pełnienia przez nią wielu funkcji biologicznych. Zdolności sorpcyjne gleb odgrywają bardzo<br />
ważną rolę m.in. w zatrzymywaniu metali ciężkich. Szczególne znaczenie ma zawartość<br />
frakcji spławialnej – jest zasadniczym czynnikiem decydującym o mobilności metali<br />
ciężkich w glebach i ich pobieraniu przez rośliny. Duża zawartość cząstek o średnicy mniejszej<br />
niż 0,02 mm powoduje zmniejszenie dostępności metali dla roślin, jednak jakakolwiek<br />
zmiana warunków fizykochemicznych, m.in. zakwaszenie gleb, może doprowadzić do ponownego<br />
uruchomienia toksycznych metali i włączenia ich do obiegu geochemicznego<br />
[Drozd i in. 2002, Dziadek i Wacławek 2005, Węglarzy 2007].<br />
W rejonie oddziaływania Kopalni i Elektrowni „Turów” występują gleby ciężkie o składzie<br />
granulometrycznym pyłu ilastego, gliny średniej pylastej i iłu pylastego. Zawartość frakcji<br />
spławialnych (
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
Tabela 2. Wyniki analizy składu granulometrycznego próbek gleb<br />
Table 2. Results of analysis of soil samples granulometric composition<br />
Głębokość<br />
Rejon<br />
pobrania, Parametr<br />
badań<br />
cm ppt<br />
a<br />
b<br />
0-30<br />
30-60<br />
0-30<br />
30-60<br />
piaskowych<br />
0,1÷1 mm<br />
Zawartość frakcji, %<br />
pyłowych spławialnianych<br />
0,02÷0,1mm
Wpływ Elektrowni i Kopalni „Turów” na zawartość wybranych metali ciężkich...<br />
wania elektrowni i kopalni, nie stwierdzono natomiast różnic zawartości kadmu w glebach<br />
obydwu rejonów (tab. 3). Według rozporządzenia Ministra Środowiska zawartość ołowiu<br />
i kadmu w żadnej z badanych próbek gleb nie przekroczyła wartości dopuszczalnej, tj. odpowiednio<br />
100 i 4 mg/kg [Rozporządzenie… 2002]. Na podstawie oceny zawartości tych<br />
metali według zaleceń IUNG [Kabata-Pendias i in.1995] wykazano, że zawartość kadmu<br />
jest naturalna (0º zanieczyszczenia) w 100% gleb, a ołowiu – w 83,5%. Podwyższoną zawartość<br />
ołowiu (Iº zanieczyszczenia) zanotowano w 16,5% wszystkich pobranych próbek<br />
gleb [Kabata-Pentias i in.1995].<br />
Tabela 3. Zawartość ołowiu i kadmu w glebach w mg/kg s.m.; zakresy i wartości średnie ± odchylenie<br />
standardowe (n= 64)<br />
Table 3. Content of lead and cadmium in soils; in mg/kg d.m. (range and mean ± standard deviation<br />
(n=64)<br />
Rejon badań<br />
a<br />
b<br />
Ołów<br />
Kadm<br />
Parametr<br />
głębokość pobrania, cm ppt<br />
0-30 30-60 0-30 30-60<br />
zakres 14,15 – 53,30 15,80 – 28,50 0,08 – 0,21 0,07 – 0,13<br />
średnia 33,47±16,02 21,53±5,25 0,12±0,06 0,11±0,03<br />
zakres 13,01– 29,65 9,20– 20,00 0,11–0,20 0,07–0,15<br />
średnia 19,69±5,63 14,800±3,83 0,16±0,04 0,100±0,04<br />
Objaśnienia: a – rejon oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów” i b – rejon poza zasięgiem<br />
oddziaływania tych emiterów.<br />
Miedź występuje w glebach w różnych formach. Jej połączenia węglanowe i siarczanowe<br />
są mało mobilne i jest z nich trudno uwalniana. Przyswajalność dla roślin jest związana<br />
z odczynem gleby – zmniejszenie pH powoduje zwiększenie dostępności i przyczynia się<br />
do prawidłowego wzrostu i rozwoju roślin. Łatwiej pobierana jest ze źródeł antropogenicznych<br />
niż z naturalnych zasobów glebowych [Dziadek i Wacławek 2005, Węglarzy 2007].<br />
Średnia zawartość tego metalu w glebach dolnośląskich to 21,5 mg/kg, a w okolicach Bogatyni<br />
– od 7,3 do 19,2 mg/kg [Raport…2009].<br />
Pierwiastkiem niezbędnym w regulacji wielu procesów metabolicznych w organizmach<br />
żywych jest cynk. Jego naturalna zawartość w glebach zależy od ich rodzaju i zawartości<br />
substancji organicznej. Związki tego metalu cechują się dużą rozpuszczalnością, a małe<br />
pH gleb sprzyja jego przemieszczaniu i zwiększa jego dostępność dla roślin [Dziadek i Wacławek<br />
2005, Węglarzy 2007]. Średnia zawartość cynku w glebach województwa dolnośląskiego<br />
to 59,8 mg/kg, natomiast w badaniach z rejonu Bogatyni stwierdzono nawet 207,7<br />
mg Zn/kg [Raport… 2009].<br />
Badania własne przeprowadzone w rejonie zgorzelecko-bogatyńskim wykazały 2-krotnie<br />
większą zawartość miedzi i cynku w próbkach gleb pochodzących z rejonu oddziaływania Kopalni<br />
i Elektrowni „Turów” (tab. 4). Nie stwierdzono, według rozporządzenia Ministra Środo-<br />
183
Ewa Kucharczak, Andrzej Moryl<br />
wiska, przekroczenia dopuszczalnej zawartości miedzi (150 mg/kg) oraz cynku (300 mg/kg)<br />
w żadnej badanej próbce [Rozporządzenie… 2002]. Ocena zawartości miedzi i cynku, dokonana<br />
według wytycznych Iung, wykazała naturalną (0º zanieczyszczenia) zawartość miedzi<br />
w 69% próbek gleb, a cynku – w 88%. Podwyższoną zawartość (Iº zanieczyszczenia) zanotowano<br />
w 31% gleb w przypadku miedzi i w 12% w przypadku cynku [Kabata-Pentias i in. 1995].<br />
Tabela 4. Zawartość miedzi i cynku w glebach w mg/kg s.m.; zakresy i wartości średnie ± odchylenie<br />
standardowe (n= 64)<br />
Table 4. Content of copper and zinc in soils in mg/kg d.m.; range and mean ± standard deviation<br />
(n=64)<br />
Rejon badań<br />
a<br />
b<br />
Miedź<br />
Cynk<br />
Parametr<br />
głębokość pobrania, cm ppt<br />
0-30 30-60 0-30 30-60<br />
zakres 11,52 –23,90 19,70–26,20 48,00–109,50 43,0–53,20<br />
średnia 16,42±5,37 22,86±2,65 68,57±28,94 47,23±4,34<br />
zakres 4,55–12,45 8,29 –11,70 12,01–60,01 9,44–46,20<br />
średnia 8,23±3,19 9,54±1,59 29,40±19,32 23,31±14,94<br />
Objaśnienia: a – rejon oddziaływania Elektrowni i Kopalni „Turów” i b – rejon poza zasięgiem<br />
oddziaływania tych emiterów.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Podwyższona zawartość ołowiu, miedzi i cynku w próbkach gleb pochodzących z rejonu<br />
oddziaływania Kopalni i Elektrowni „Turów” wskazuje na znaczny udział obu zakładów<br />
w emisji tych metali.<br />
2. Wszystkie próbki gleb spełniają normy zawartości metali wg rozporządzenia Ministra<br />
Środowiska z dnia 9 września 2002 roku [Rozporządzenie… 2002].<br />
3. Ocena zawartości metali w glebach rejonu zgorzelecko-bogatyńskiego według wytycznych<br />
IUNG wykazała podwyższoną zawartość ołowiu w 16,5%, miedzi w 31% i cynku<br />
w 12% próbek gleb.<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
Baran A., Spałek I., Jasiewicz Cz. 2007. Zawartość metali ciężkich w roślinach i gruntach<br />
przylegających do wybranych stacji paliw w Krakowie. Materiały II Krakowskiej<br />
Konferencji Młodych Uczonych, Kraków 2007: 265–272.<br />
Drozd J., Licznar M., Licznar S.E., Weber J. 2002. Gleboznawstwo z elementami<br />
mineralogii i petrografii. AR, Wrocław.<br />
Dziadek K., Wacławek W. 2005. Metale w środowisku. Cz.I. Metale ciężkie (Zn, Cu, Ni,<br />
Pb, Cd) w środowisku glebowym. Chem., Dydakt., Ekol. Metrol., 10 (1-2): 33–44.<br />
184
Wpływ Elektrowni i Kopalni „Turów” na zawartość wybranych metali ciężkich...<br />
Gondek K. Filipek-Mazur B. 2007. Oddziaływanie zanieczyszczeń komunikacyjnych<br />
wzdłuż drogi krajowej <strong>nr</strong> 4 (Bochnia–Sędziszów Małopolski) na zawartość pierwiastków<br />
śladowych w glebie i runi łąkowej. Część I. Zawartość pierwiastków śladowych w glebie.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Rol., 520: 47–54.<br />
Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Motowicka-Terelak B., Maliszewska-<br />
Kordybach B., Filipiak K., Krakowiak A., Pietruch Cz. 1995. Podstawy oceny<br />
chemicznego zanieczyszczenia gleb – metale ciężkie, siarka i WWA. Państwowa Inspekcja<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska. Bibliot. Monit. Środ., Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa.<br />
Kaszubkiewicz J., Kawałko D. 2009. Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach<br />
i roślinach na terenie powiatu jeleniogórskiego. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong><br />
40: 177 –189.<br />
Kostecki J. 2008. Zawartość metali ciężkich w glebie wsi Żukowice. Materiały III Krakowskiej<br />
Konferencji Młodych Uczonych, Kraków 2008: 263–268.<br />
Mazurek Cz., Zwoździak J. 1992. Zagrożenia ekologiczne regionu turoszowskiego.<br />
<strong>Ochrona</strong> Środowiska 1(45): 3–8.<br />
Myślińska E. 2010. Laboratoryjne badania gruntów i gleb. Wydawnictwa Uniwersytetu<br />
Warszawskiego, Warszawa.<br />
Program <strong>Ochrony</strong> Środowiska dla miasta i gminy Bogatynia. Cz. V. Analiza oraz ocena zasobów<br />
i składników środowiska przyrodniczego 2004. Abrys Technika Sp. z o.o.: 70–78.<br />
Raport o stanie środowiska w województwie dolnośląskim w 2008 roku. 2009. Inspekcja<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska, Wojewódzki Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska we Wrocławiu,<br />
Wrocław.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. (Dz.U. Nr 165 poz. 1359).<br />
Węglarzy K. 2007. Metale ciężkie – źródła zanieczyszczeń i wpływ na środowisko. Wiad.<br />
Zootech. 45(3): 31–38.<br />
185
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Jolanta Raczuk*<br />
KWASOWOŚĆ ORAZ WŁAŚCIWOŚCI BUFOROWE GLEB GMINY<br />
BIAŁA PODLASKA<br />
ACIDITY AND BUFFERING PROPERTIES OF SOILS OF THE BIAŁA<br />
PODLASKA COMMUNE<br />
Słowa kluczowe: właściwości buforowe gleb, grunty orne, sady, użytki zielone, grunty leśne.<br />
Key words: buffer properties of soils, arable land, orchards, grassland, forest land.<br />
The aim of the research was to determine the acidity and buffer properties of soil occurring<br />
within terrestrial (arable land, orchards, grassland, forest land) ecosystems of the Biała<br />
Podlaska Commune. The following determinations were made in the 30 soil samples taken<br />
from the humus horizons: granulometric composition, organic C content, pH, hydrolytic and<br />
exchangeable acidity, mobile aluminum and sum of exchangeable bases. The soil buffer<br />
capacity was determined using modified Arrhenius method. The date obtained were compared<br />
with some physical and chemical properties using statistical method. The results of<br />
the study indicate that grassland, orchards and arable soils showed considerably higher pH<br />
values (pH in 1M KCl 3,7-7,3) as compared to forest soils (pH in 1M KCl 3,2-4,7). Results<br />
obtained show that soils of Biała Podlaska Commune are more resistant to alkalization than<br />
to acidification. The greatest resistance to alkaline activity was noted for forest soils (P NaOH<br />
=<br />
13,95-29,22 cm 2 ), yet they showed little resistance to acid activity (P HCl<br />
= 1,22-4,91 cm 2 ).<br />
Buffer properties were found to be significantly correlated with physical and chemical properties<br />
of the soils investigated.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Gleby należą nie tylko do wyczerpywanych, lecz także do łatwo zanieczyszczanych<br />
i trudno odtwarzalnych zasobów przyrody. Różnią się podatnością na degradację, lecz nie<br />
* Dr inż. Jolanta Raczuk – Katedra Ekologii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, <strong>Instytut</strong> Biologii,<br />
Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul Prusa 12, 08-110 Siedlce;<br />
tel.: 25 6431215; e-mail: jraczuk@uph.edu.pl<br />
186
Kwasowość oraz właściwości buforowe gleb gminy Biała Podlaska<br />
ma gleb całkowicie na nią odpornych. Działalność gospodarcza człowieka powoduje głębokie<br />
zmiany we właściwościach fizycznych, biologicznych, chemicznych, a tym samym<br />
wpływa na kształtowanie się gleb. Jest to bardzo widoczne zarówno w glebach uprawnych,<br />
zmienionych w wyniku zabiegów agrotechnicznych, jak i w glebach występujących na terenach<br />
przemysłowych [Siuta, Żukowski 2008].<br />
Jedną z form chemicznej degradacji gleb jest zakwaszenie. Z danych GUS [2010] wynika,<br />
że w Polsce 77% wszystkich gleb użytkowanych rolniczo stanowią gleby o różnym stopniu<br />
zakwaszenia, a 23% – obojętne i zasadowe. Wśród gleb kwaśnych 19% to gleby bardzo<br />
kwaśne, 29% – kwaśne i 29% – lekko kwaśne. Wśród pozostałych gleb 15% stanowią gleby<br />
o odczynie obojętnym, a 8 % – gleby zasadowe.<br />
Intensywność zakwaszenia wiąże się z buforowością gleby, która zależy od jej rodzaju<br />
i gatunku [Baran i Turski 1996]. Właściwości buforowe gleb są rozumiane i definiowane<br />
jako ich zdolność do utrzymania względnie stałego pH, pomimo działania czynników<br />
zakwaszających lub alkalizujących [Bednarek i in. 2004]. Buforowość gleb zależy od ich<br />
właściwości fizycznych, chemicznych i biologicznych, procesów glebotwórczych, rodzaju<br />
i charakteru siedliska, klimatu oraz od wielu czynników antropogenicznych [Adamczyk<br />
i in.1983, Bartmański i in. 2010, Chodorowski i in. 2001, Hornbeck i Federer 1985, Malczyk<br />
1998, Malczyk i in. 2008, Miechówka i in. 1998, Porębska i Ostrowska 1992, Raczuk<br />
2001]. Poznanie zdolności buforowych gleb w zakresie zakwaszenia i alkalizacji umożliwia<br />
ocenę podatności, tempa i stopnia ich chemicznej degradacji [Bednarek i in. 2004, Jaworska<br />
i in. 2005].<br />
Celem podjętych badań była ocena odporności na zakwaszenie i alkalizację poziomów<br />
próchnicznych różnie użytkowanych gleb na terenie gminy Biała Podlaska oraz stwierdzenie<br />
od jakich właściwości fizyczno-chemicznych jest ona zależna.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Badania prowadzono na terenie następujących miejscowości gminy Biała Podlaska:<br />
Cicibór Duży, Rakowiska, Sitnik, Terebela, Czosnówka, Dokudów I, Ogrodniki, Ortel Książęcy<br />
I. Próbki glebowe do badań pobrano z poziomów próchnicznych A gleb ornych, sadów,<br />
użytków zielonych i lasów, jeśli ten rodzaj użytkowania był charakterystyczny dla danego<br />
terenu. Łącznie pobrano 30 próbek glebowych, w których oznaczono podstawowe<br />
właściwości fizyczno-chemiczne. Właściwości buforowe gleb oznaczono metodą Arrheniusa<br />
zmodyfikowaną przez Bremnera i Kappena [Ostrowska i in. 1991]. Pojemność buforową<br />
określono jako powierzchnię pola zawartego między krzywą buforową, wykreśloną dla<br />
poszczególnych poziomów próchnicznych gleb różnie użytkowanych a krzywą standardową.<br />
Powierzchnie buforowe w zakresie kwasowym (P HCl<br />
) i zasadowym (P NaOH<br />
) oznaczono<br />
metodą planimetrowania i wyrażono w cm 2 . Korzystając z komputerowego programu Statistica<br />
9,0 PL obliczono współczynniki korelacji liniowej Pearsona (r) między wielkością po-<br />
187
Jolanta Raczuk<br />
wierzchni buforowej w zakresie zakwaszenia i alkalizacji a zawartością frakcji iłu, pH w H 2<br />
O<br />
i w 1 M KCl, zawartością glinu ruchomego, kwasowością hydrolityczną, zawartością węgla<br />
organicznego i zasadowych kationów wymiennych oraz kationową pojemnością wymienną.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Analizowane gleby o składzie granulometrycznym piasków słabo gliniastych (3,3%) zaliczono,<br />
wg kategorii ciężkości [PTG 2009], do gleb bardzo lekkich, o składzie granulometrycznym<br />
piasków gliniastych (80,1%) – do gleb lekkich, natomiast o składzie granulometrycznym<br />
glin piaszczystych (13,3%) oraz pyłów gliniastych (3,3%) – do kategorii gleb średnich.<br />
Właściwości fizyczno-chemiczne badanych gleb były zróżnicowane. Odczyn badanych<br />
gleb kształtował się od bardzo kwaśnego w poziomach próchnicznych gleb leśnych (pH<br />
w 1M KCl 3,2) do alkalicznego w poziomach próchnicznych gleb ornych (pH w 1M KCl<br />
7,3) (tab. 1). Wśród gleb użytków rolnych dominowały gleby kwaśne, których udział wynosił<br />
90,8%. Udział gleb obojętnych i zasadowych wynosił po 4,6%. Nadmierne zakwaszenie<br />
gleb uprawnych stanowi poważny problem polskiego rolnictwa, ponieważ rośliny uprawne<br />
na ogół źle znoszą zakwaszenie gleb. Takie gleby należy wapnować. Wszystkie badane<br />
gleby leśne charakteryzowały się odczynem bardzo kwaśnym (pH w 1M KCl 3,2–4,7).<br />
Do zakwaszenia analizowanych gleb przyczyniły się zarówno czynniki naturalne (np. rodzaj<br />
skały macierzystej, klimat), jak i antropogeniczne (np. monokultury sosnowe, kwaśne deszcze,<br />
nawozy fizjologicznie kwaśne). W przypadku gleb pod sadami do zakwaszenia przyczynia<br />
się zapewne ich chemizacja.<br />
Tabela 1. Wybrane właściwości fizyczno-chemiczne badanych gleb<br />
Table 1. Selected of physical and chemical properties of the soils investigated<br />
Rodzaj<br />
użytkowania<br />
gleb<br />
pH w<br />
1M KCl<br />
Corg.<br />
g·kg -1 s.m.<br />
Frakcja<br />
Kwasowość oraz właściwości buforowe gleb gminy Biała Podlaska<br />
Wysycenie kompleksu sorpcyjnego poziomów próchnicznych gleb kationami zasadowymi<br />
(V) było dość zróżnicowane i wynosiło od 23,4% do 99,0% w glebach użytków rolnych<br />
oraz od 5,6% do 62,8% w glebach leśnych (tab. 2).<br />
Tabela 2. Właściwości sorpcyjne badanych gleb<br />
Table 2. Sorption properties of the soils investigated<br />
Rodzaj<br />
Hh S T=S+Hh V<br />
użytkowania<br />
gleb<br />
cmol(+)·kg -1 s.m. %<br />
Zakres<br />
Grunty orne 0,36–4,28 1,00–24,50 4,27–24,86 23,4–99,0<br />
Sady 1,90–4,02 2,40–8,40 6,30–10,30 37,4–81,6<br />
Użytki zielone 2,25–6,19 1,90–31,90 4,79–35,92 39,7–90,1<br />
Lasy 2,77–9,45 0,20–6,00 3,60–13,06 5,6–62,8<br />
Wartości średnie<br />
Grunty orne 2,27 6,01 8,28 59,8<br />
Sady 3,07 4,60 7,67 56,8<br />
Użytki zielone 3,72 11,15 14,58 68,4<br />
Lasy 4,<strong>49</strong> 2,16 6,65 25,4<br />
Objaśnienia: Hh – kwasowość hydrolityczna, S – suma zasadowych kationów wymiennych, T – kationowa<br />
pojemność wymienna, V – stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi.<br />
Większość analizowanych gleb charakteryzowała się kwasowością wymienną, o której<br />
decydowały głównie jony glinu ruchomego. Udział jonów glinu w kwasowości wymiennej<br />
wynosił od 51,2% w glebach użytków zielonych do 77,4% w glebach leśnych (tab.1). Duża<br />
zawartość jonów glinu ruchomego w poziomach próchnicznych gleb jest związana ze zdolnościami<br />
wiązania ich przez próchnicę. Tworzy on w wierzchnich warstwach gleby łatwo<br />
rozpuszczalne związki typu chylatów, jak również kompleksowe związki mniej ruchliwe, łatwiej<br />
ulegające strąceniu. Zmniejszenie pH sprzyja osłabieniu trwałości kompleksów glinowo-organicznych<br />
[Pokojska 1998].<br />
Zdolności sorpcyjne gleb wiążą się głównie z obecnością związków próchnicznych.<br />
Zawartość C org<br />
w glebach ornych wynosiła od 5,0 do 30,6 g·kg -1 , średnio 14,1 g·kg -1 , w glebach<br />
pod sadami – od 15,9–33,0 g·kg -1 , średnio 26,2 g·kg -1 , a w glebach użytków zielonych<br />
– od 7,8 do 65,1 g·kg -1 , średnio 30,4 g·kg -1 (tab. 1). W poziomach próchnicznych gleb<br />
leśnych zawartość C org<br />
wynosiła od 7,2 do 72,0 g·kg -1 , średnio 27,3 g·kg -1 . Najmniej związków<br />
próchnicznych stwierdzono w glebach ornych, co jest związane ze zmniejszającym się<br />
dopływem materii organicznej przez usuwanie jej z plonami roślin, jak również z mechaniczną<br />
uprawą, która – zwiększając aerację gleby – przyśpiesza tempo mineralizacji materii<br />
organicznej.<br />
Przebieg krzywych buforowych analizowanych poziomów próchnicznych gleb różnie<br />
użytkowanych był niejednakowy i związany z ich właściwościami fizyczno-chemicznymi.<br />
189
Jolanta Raczuk<br />
Odchylenie krzywych buforowych poziomów próchnicznych gleb ornych od krzywej<br />
wzorcowej było różne w zakresie zakwaszenia i alkalizacji. W przypadku ośmiu badanych<br />
gleb ornych stosunek P NaOH<br />
:P HCl<br />
wynosił 0,21–13,53 (tab. 3). Jedynie gleba orna<br />
z Wólki Plebańskiej wykazywała 5,9-krotnie większe zdolności buforowania kwasów niż<br />
zasad. Związane to było z jej odczynem (pH w 1M KCl 7,3) oraz dużym wysyceniem<br />
kompleksu sorpcyjnego zasadami (V = 99,0%). W przypadku gleb pod sadami i gleb<br />
użytków zielonych powierzchnia buforowania zasad była od 1,32 do 8,30 razy większa<br />
niż kwasów (tab. 3).<br />
Tabela 3. Powierzchnie buforowania badanych gleb w zakresie alkalizacji (P NaOH<br />
) i w zakresie<br />
zakwaszenia (P HCl<br />
)<br />
Table 3. Buffering areas in alkaline range (P NaOH<br />
) and acidic range (P HCl<br />
) of the soils investigated<br />
Rodzaj<br />
użytkowania pH w H 2<br />
O P NaOH<br />
, cm 2 P HCl<br />
, cm 2 P NaOH<br />
:P HCl<br />
P HCl<br />
:P NaOH<br />
gleb<br />
Zakres<br />
Grunty orne 4,4–7,6 3,40–19,31 1,10–20,12 0,21–13,53 0,10–5,91<br />
Sady 4,4–6,0 9,72–15,82 2,91–7,63 1,32–8,30 0,10–0,82<br />
Użytki zielone 5,2–6,2 12,73–24,23 2,55–13,51 1,81–5,13 0,22–0,63<br />
Lasy 3,8–5,2 13,95–29,22 1,22–4,91 3,62–18,53 0,12–0,33<br />
Wartości średnie<br />
Grunty orne 5,6 12,71 6,37 5,30 0,80<br />
Sady 5,1 13,81 4,00 4,73 0,33<br />
Użytki zielone 5,6 17,32 7,32 2,80 0,43<br />
Lasy 4,5 19,78 2,44 10,00 0,16<br />
Odchylenie krzywych buforowych poziomów próchnicznych gleb leśnych od krzywej<br />
standardowej w zakresie zasadowym było duże (P NaOH<br />
od 13,95 do 29,22 cm 2 ), a w zakresie<br />
kwasowym – bardzo małe (P HCl<br />
od 1,22 do 4,91 cm 2 ) (tab. 3). Świadczy to o bardzo dużej<br />
zdolności próchnicy gleb leśnych do przeciwstawiania się wzrostowi pH. Ten rodzaj zdolności<br />
buforowych wynikał z wybitnie nienasyconego charakteru próchnicy z przewagą kationów<br />
o charakterze kwasowym. W glebach leśnych wodór związany z grupami kwasowymi<br />
oraz glin wymienny były w stanie zobojętnić znaczną pulę zasad. Małe możliwości zobojętniania<br />
kwasów wynikały z mniejszej puli kationów zasadowych (średnio V=25,4%) (tab. 2),<br />
co także stwierdziła Pokojska [1986], badając zdolności buforowe próchnic leśnych.<br />
Analiza statystyczna wykazała, że powierzchnia buforowa poziomów próchnicznych<br />
gleb gminy Biała Podlaska względem NaOH była skorelowana dodatnio z kwasowością<br />
hydrolityczną (r = 0,8345; p < 0,001), zawartością C org<br />
(r = 0,6321; p < 0,001), kwasowością<br />
wymienną (r = 0,6353; p < 0,001), zawartością glinu ruchomego (r = 0,6034; p < 0,001),<br />
zawartością iłu koloidalnego ( r = 0,4601; p < 0,05), a ujemnie – z pH w KCl (r = -0,6644;<br />
p < 0,001) i pH w H 2<br />
O (r = -0,6568; p < 0,001). Powierzchnia buforowa badanych gleb<br />
190
Kwasowość oraz właściwości buforowe gleb gminy Biała Podlaska<br />
względem HCl była skorelowana dodatnio z pH w KCl (r = 0,8899; p < 0,001), pH w H 2<br />
O<br />
(r = 0,8<strong>49</strong>8; p < 0,001), kationową pojemnością wymienną (r = 0,8080; p < 0,001), sumą<br />
zasad wymiennych (r = 0,8804; p < 0,001), a ujemnie – z glinem ruchomym (r = -0,5243;<br />
p < 0,05), kwasowością wymienną (r = -0,5316; p < 0,01) i kwasowością hydrolityczną<br />
(r = -0,3973; p < 0,05). Współzależności między zdolnościami buforowymi a właściwościami<br />
fizyczno-chemicznymi gleb wykazali także Miechówka i in. [1995], Malczyk [1998], Malczyk<br />
i in.[2008], Raczuk [2001], Walenczak i in. [2009], badając gleby różnych ekosystemów.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Analizowane poziomy próchniczne gleb różnie użytkowanych gminy Biała Podlaska to<br />
w większości przypadków piaski gliniaste.<br />
2. Odczyn badanych gleb zmienia się w szerokich granicach, od bardzo kwaśnego w glebach<br />
leśnych do alkalicznego w glebach ornych.<br />
3. Na terenie gminy Biała Podlaska dominują gleby mało odporne na zakwaszenie, w których<br />
nawet mała ilość dopływającej substancji zakwaszającej może spowodować zmianę<br />
odczynu.<br />
4. Odporność poziomów próchnicznych gleb na działanie kwasów, według obliczonych<br />
współczynników korelacji, zależała od: pH w 1M KCl > pH w H 2<br />
O > T > S > Al 3+ > Kw > Hh<br />
5. Odporność poziomów próchnicznych gleb na działanie zasad, według obliczonych współczynników<br />
korelacji, zależała od: Hh > C org<br />
> pH w 1M KCl > pH w H 2<br />
O > K w<br />
> Al 3+ > iłu<br />
koloidalnego.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ADAMCZYK B., OLEKSYNOWA K., NIEMYSKA-ŁUKASZUK J., DROŻDŻ-HARA M., MIE-<br />
CHÓWKA A., KOZŁOWSKA E., FAJTO A. 1983. Zbuforowanie gleb puszczy Niepołomickiej.<br />
Rocz. Glebozn. 34(4): 81–92.<br />
BARAN ST., TURSKI R. 1996. Degradacja, ochrona i rekultywacja gleb. Wyd. AR w Lublinie,<br />
Lublin.<br />
BARTMAŃSKI P., PLAK A., DĘBICKI R. 2010. Odporność na degradację gleb leśnych Lublina.<br />
Proceedings of ECOpole 4(1): 99–102.<br />
BEDNAREK R., DZIADOWIEC H., POKOJSKA U., PRUSINKIEWICZ Z. 2004. Badania<br />
ekologiczno-gleboznawcze. PWN, Warszawa.<br />
CHODOROWSKI J., DĘBICKI R., SMALEJ M. 2001. Acidity and buffering properties of selected<br />
soil types of the Lasy Janowskie Landscape Park. Acta Agrophysica 50: 59–70.<br />
GUS 2010. <strong>Ochrona</strong> Środowiska. Warszawa.<br />
HORNBECK J.W., FEDERER C.A. 1985. Estimating the buffer capacity of forest soils.<br />
J. Forestry 83: 690–691.<br />
191
Jolanta Raczuk<br />
JAWORSKA H., DĄBROWSKA-NASKRĘT H., MALCZYK P. 2005. Buffer properties of soils<br />
with regard to their vulnerability to degradation. Ecol. Chem. Eng. 12 (3): 231–239.<br />
MALCZYK P. 1998. Właściwości buforowe gleb wybranych ekosystemów leśnych. Zesz.<br />
Probl. Post. Nauk Roln. 456: 469–475.<br />
MALCZYK P., KOBIERSKI M., JAWORSKA H., DĄBKOWSKA-NASKRĘT H. 2008. Zależności<br />
między wybranymi właściwościami gleb i pojemnością buforową w glebach<br />
uprawnych regionu Kujaw i Pomorza. Rocz. Glebozn. 59 (3/4): 1<strong>49</strong>–154.<br />
MIECHÓWKA A., MAZUREK R., CIARKOWSKA K. 1995. Odporność gleb południowej Polski<br />
na zmiany odczynu. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 421a: 285–294.<br />
OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości<br />
i roślin. Katalog. IOŚ, Warszawa: 83–85.<br />
POKOJSKA U.1986. Rola próchnicy w kształtowaniu odczynu, właściwości buforowych<br />
i pojemności jonowymiennej gleb leśnych. Rocz. Glebozn. 37 (2–3): 2<strong>49</strong>–263.<br />
POKOJSKA U.1998. Zakwaszenie gleb leśnych, stan wiedzy i perspektywy badań. Zesz.<br />
Prob. Post. Nauk Rol. 456: 63–70.<br />
PTG 2009. Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych – PTG 2008. Rocz. Glebozn.<br />
60(2): 5–16.<br />
PORĘBSKA G. OSTROWSKA A.1992. Buforowość gleb w stacjach kompleksowego monitoringu<br />
Puszcza Borecka – Diabla Góra i Bory Tucholskie – Swornegacie. Ochr. Środ.<br />
i Zasob. Nat. 4: 63–66.<br />
RACZUK J. 2001. Południowopodlaska Lowland ecosystem soil buffer capacity. EJPAU.<br />
4(1): http://www.ejpau.media.pl.<br />
SIUTA J., ŻUKOWSKI B. 2008. Degradacja i rekultywacja powierzchni ziemi w Polsce. IOŚ,<br />
Warszawa.<br />
STRATEGIA ROZWOJU GMINY BIAŁA PODLASKA NA LATA 2008–2015. http://www.<br />
ugbiałapodlaska.bip.lublin.pl<br />
WALENCZAK K., LICZNAR ST. E., LICZNAR M. 2009. Rola materii organicznej i iłu koloidalnego<br />
w kształtowaniu właściwości buforowych gleb Parku Szczytnickiego. Rocz.<br />
Glebozn. 60 (2): 102–107.<br />
ZBYSŁAW B., DEPUTAT T. 1979. Warunki przyrodnicze produkcji rolnej woj. bialskopodlaskiego.<br />
IUNG, Puławy.<br />
192
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Szymon Różański*, Halina Dąbkowska-Naskręt*<br />
PRZESTRZENNE I PROFILOWE ROZMIESZCZENIE RTĘCI<br />
W URBANOZIEMACH MIASTA BYDGOSZCZ<br />
SPATIAL AND PROFILE DISTRIBUTION OF MERCURY<br />
IN URBANOZEMS OF BYDGOSZCZ CITY<br />
Słowa kluczowe: rtęć, rozmieszczenie w profilach, gleby antropogeniczne.<br />
Key words: mercury, profile distribution, anthropogenic soils.<br />
Development of civilization, mainly by urbanization and industrialization, caused among others<br />
increase in environment contamination. Mercury as a one of its components, is inextricably<br />
linked with this process. Because of its sources (fossil fuels) this metal may become<br />
a serious problem on the area of city agglomerations. In spite of decrease of mercury emission<br />
to the environment in recent years in well developed countries, global emission of Hg<br />
is still increasing. From the research of Slemr and Langer [1992] it appears that the amount<br />
of Hg 0 in atmosphere increase 1.5 % per year on northern hemisphere and 1.2 % on southern<br />
hemisphere.<br />
The aim of the research was to determine the spatial and profile distribution of mercury in<br />
urbanozems on basis of their physico-chemical properties.<br />
The research was conducted on the area of squares and parks of the Bydgoszcz city. Samples<br />
were collected from the following depths: 0–20, 40–60 and 90–110 cm.<br />
In soils samples the following properties were determined: texture, content of organic carbon,<br />
active, exchangeable and hydrolytical acidity, cation exchange capacity. Total content<br />
of mercury was determined in solid samples using AMA 254 mercury analyser.<br />
Profile structure and physico-chemical parameters of analysed soils were characterised for<br />
urbanozems. The total content of mercury ranged between 0,01 and 1,31 mg·kg -1 (with the<br />
exception of one sample – 4,03 mg·kg -1 ), which classifies investigated soils as soils of natural<br />
and slightly increased concentration of this metal. In profile distribution there was no<br />
* Dr inż. Szymon Różański, prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt – Katedra<br />
Gleboznawstwa i <strong>Ochrony</strong> Gleb, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy,<br />
85-029 Bydgoszcz, ul. Bernardyńska 6; tel.: 52 374 95 26; e-mail: szymi@utp.edu.pl<br />
193
Szymon Różański, Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
tendency observed, and the influence of determined soil parameters was not statistically<br />
confirmed. Significant influence on spatial distribution of mercury were distance from main<br />
roads and the topography of the land.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Industrializacja spowodowała napływ ludności wiejskiej do ośrodków miejskich, co wywołało<br />
nasilenie się procesu urbanizacji obszarów miejskich i podmiejskich. Powstawanie<br />
wielkich aglomeracji, skupiających dużą liczbę mieszkańców na stosunkowo małych obszarach,<br />
oraz wiążąca się z tym ich działalność bytowa i gospodarcza (w tym rozwój komunikacji,<br />
budownictwa, energetyki, ciepłownictwa) niesie za sobą zanieczyszczenie środowiska,<br />
w tym gleby. Działalność człowieka, z powodu wzrastającego zużycia pierwiastków śladowych,<br />
prowadzi do zachwiania równowagi między ich wprowadzeniem do środowiska (wydobycie<br />
i przetwarzanie), a ponownym odkładaniem we współczesnych utworach geologicznych.<br />
Na podstawie bilansu tych dwóch procesów, Bowen [1979] wyznaczył współczynniki<br />
kumulacji poszczególnych pierwiastków śladowych. Zgodnie z tym podziałem, do grupy<br />
o największym współczynniku kumulacji w środowisku należy rtęć. Aktualnie zawartość<br />
rtęci w środowisku jest 2–3-krotnie większa niż w okresie „przedprzemysłowym” [Monteiro<br />
i Furness 1995].<br />
Rtęć, pomimo dużych ograniczeń emisji spowodowanych rygorami technologicznymi,<br />
prawnymi i realizacją zaleceń Unii Europejskiej, występuje w środowisku we wszystkich<br />
jego elementach. W wyniku rozwoju przemysłu rtęć była używana w wielu procesach<br />
technologicznych, co spowodowało jej większą emisję do środowiska. Z powodu specyficznych<br />
właściwości, zmienności postaci występowania oraz aktywności chemicznej i biologicznej<br />
pierwiastek ten stanowi element o dużej potencjalnej toksyczności, zagrażającej<br />
środowisku, dlatego zachodzi konieczność kontrolowania jego stężenia w wodzie, powietrzu,<br />
a przede wszystkim w glebie.<br />
Celem niniejszej pracy była ocena przestrzennego i profilowego rozmieszczenia rtęci<br />
w urbanoziemach miasta Bydgoszcz, na tle ich właściwości fizykochemicznych oraz czynników<br />
związanych z lokalizacją i oddziaływaniem antropogenicznym. Obszary badań to tereny<br />
potencjalnie zagrożone emisją rtęci.<br />
2. Materiał i metody badań<br />
Do badań posłużyły próbki glebowe pobrane z trzech obszarów na terenie miasta Bydgoszcz,<br />
po trzy profile z trzech głębokości: 0–20, 40–60 oraz 90–110 cm. Wszystkie powierzchnie<br />
badawcze, z których pobrano próbki do badań to tereny zielone miasta – skwery,<br />
parki, zieleńce (rys. 1). Wybrane powierzchnie różnią się między sobą powierzchnią, szatą<br />
roślinną, nachyleniem terenu oraz wystawą i odległością od ulic.<br />
194
Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszcz<br />
Rys. 1. Lokalizacja badanych obszarów: 1 – skwer przy ul. Kujawskiej, 2 – park na Wzgórzu Wolności,<br />
3 – skwer nad Brdą – Babia Wieś<br />
Fig. 1. Localisation of investigated areas: 1 – square on Kujawska st., 2 – park on Wzgórze<br />
Wolności, 3 – square on Brdą river – Babia Wieś<br />
Pierwszy obszar to skwer zlokalizowany w bezpośrednim sąsiedztwie ulicy Kujawskiej,<br />
drogi o dużym natężeniu ruchu. Roślinność to głównie trawy. Rejon ten ma zachodnią wystawę<br />
oraz spadek wynoszący ok. 3°.<br />
Drugim obszarem jest park na Wzgórzu Wolności (ok. 6,9 ha), położony równolegle<br />
między ulicą Toruńską (ok. 150 metrów) i Wojska Polskiego (ok. 250 metrów). Od strony<br />
zachodniej graniczy ze skwerem przy ulicy Kujawskiej. Znajduje się tu zadbany, przystrzyżony<br />
trawnik, poprzecinany ścieżkami dla spacerujących. W parku dominują drzewa (buki<br />
i klony), które chronią wnętrza parkowe przed wiatrem ze wszystkich stron. Obszar ten ma<br />
południowo-zachodnią wystawę o spadku względem ulicy Toruńskiej ok. 8°, a ulicy Kujawskiej<br />
– ok. 3°.<br />
Trzeci obszar to tereny zielone okolic rzeki Brda (Babia Wieś). Roślinność to krzewy<br />
wraz z paroma drzewami oraz zadbany trawnik. Spadek wynosi ok. 3°, a wystawa jest południowa.<br />
Analizy materiału badawczego, oparte na powszechnie stosowanych w gleboznawstwie<br />
metodach, obejmowały oznaczenie składu granulometrycznego (interpretacja wyników<br />
wg PTG [2009], zawartości węgla organicznego (C org<br />
), kwasowości czynnej (pH H 2<br />
O<br />
w stosunku 1:2,5), kwasowości wymiennej (pH KCl w stosunku 1:2,5), kwasowości hydrolitycznej<br />
(Hh) oraz sumy zasadowych kationów wymiennych (S). Kationową pojemność sorpcyjną<br />
(T) oraz stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V), obliczono<br />
z sumy kationów wymiennych.<br />
Zawartość całkowitą rtęci oznaczono w próbkach stałych za pomocą analizatora rtęci<br />
AMA 254, w trzech powtórzeniach, z których obliczono średnią arytmetyczną, przy odchyleniu<br />
standardowym nieprzekraczającym 5%. Walidację wyników wykonano z zastosowaniem<br />
materiału certyfikowanego (tab. 1.).<br />
195
Szymon Różański, Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
Tabela 1. Wartości oznaczone w materiale certyfikowanym<br />
Table 1. Values determined in certified material<br />
Wartość certyfikowana, Wartość oznaczona**,<br />
Materiał certyfikowany<br />
Liczba powtórzeń<br />
mg·kg -1<br />
mg·kg -1<br />
TILL-3* 0,107 0,107338 ± 0,000167 5<br />
Objaśnienia: * Certificate of Analysis 2003 Reference soil sample TILL-3. Canada Center for Mineral<br />
and Energy Technology.<br />
** Średnia arytmetyczna z powtórzeń.<br />
3. Wyniki badań i dyskusja<br />
Badania składu granulometrycznego wskazują na niewielkie zróżnicowanie w uziarnieniu,<br />
odpowiadające piaskom luźnym, słabogliniastym, gliniastym oraz glinom piaszczystym<br />
[PTG 2009]. Gleby o podobnym uziarnieniu są charakterystyczne dla obszarów zielonych<br />
Bydgoszczy [Dąbkowska-Naskręt i Różański 2002, 2006, 2009, Malczyk i in. 1996].<br />
Kwasowość wymienna badanych gleb, mierzona w roztworze 1M KCl, wynosiła od 5,20<br />
do 7,81 pH. Największe wartości pH (odczyn obojętny i lekko zasadowy) stwierdzono w próbkach<br />
pobranych z obszaru skweru przy ulicy Kujawskiej (7,07–7,33 pH; obszar <strong>nr</strong> 1), najmniejsze<br />
natomiast (odczyn lekko kwaśny i kwaśny) – w próbkach z parku na Wzgórzu Wolności<br />
(5,20–6,61 pH; obszar <strong>nr</strong> 2). Obojętny i zasadowy odczyn stwierdzony w próbkach ze skweru<br />
przy ulicy Kujawskiej oraz Babiej Wsi (obszar <strong>nr</strong> 3) był najprawdopodobniej wynikiem obecności<br />
w tych glebach kruszyw, cegieł i kamieni wapiennych (stwierdzonych w badanych profilach),<br />
pozostałych po rozbiórce budynków lub stosowanych do utwardzania jezdni, jak również<br />
zdeponowanych pyłów komunikacyjnych i przemysłowych [Czarnowska 1980]. Kwasowość<br />
hydrolityczna (Hh) badanych gleb była zróżnicowana od 0,75 do 28,50 mmol(+)·kg -1 (tab. 2).<br />
Zawartość węgla organicznego w analizowanych próbkach wynosiła od 1,0 do 119,7<br />
g·kg -1 (tab. 2). Duże zróżnicowanie zawartości węgla organicznego w glebach badanych<br />
obszarów może być wywołane nierównomiernym ich wzbogacaniem w materię organiczną<br />
w postaci torfu, kompostu oraz stosowaniem innego rodzaju nawozów pochodzenia organicznego<br />
[Czarnowska 1978]. Jednocześnie wpływ na to mogą mieć zabiegi odkrywkowe,<br />
związane z urządzaniem terenów miejskich.<br />
Zawartość całkowita rtęci w badanych glebach wynosiła od 0,01 do 4,03 mg·kg -1 (tab.<br />
2). Największą zawartość tego metalu stwierdzono w glebach skweru przy ulicy Kujawskiej<br />
(0,25–4,03 mg·kg -1 ), natomiast najmniejszą – w próbkach pobranych z parku na Wzgórzu<br />
Wolności (0,01–0,16 mg·kg -1 ). W glebach skweru na Babiej Wsi zawartość całkowita rtęci<br />
wynosiła od 0,02 do 1,22 mg·kg -1 .<br />
Mała zawartość rtęci w glebach parku na Wzgórzu Wolności jest prawdopodobnie wynikiem<br />
jego położenia w znacznym oddaleniu od głównych szlaków komunikacyjnych, znacznie<br />
wyższego usytuowania oraz obecności licznych, wysokich drzew, które wyhamowują na<br />
skraju parku masy powietrza niosące zanieczyszczenia. Zapobiega to migracji rtęci do jego<br />
196
Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszcz<br />
Tabela 2. Właściwości fizykochemiczne oraz zawartość rtęci w badanych glebach<br />
Table 2. Physico-chemical properties and total content of mercury in analysed soils<br />
Frakcje, mm C org<br />
pH<br />
H 2<br />
O<br />
Hh S T V Hg<br />
Nr próbki<br />
Głębokość<br />
2-0,05<br />
0,05-0,002<br />
Szymon Różański, Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
wnętrza. Zanieczyszczenia te akumulują się zazwyczaj na obrzeżach takich terenów, przyczyniając<br />
się do zwiększenia tam zawartości rtęci [Godbold 1991]. Większa zawartość rtęci<br />
w glebach dwóch pozostałych regionów jest prawdopodobnie spowodowana bezpośrednim<br />
sąsiedztwem dróg o dużym natężeniu ruchu.<br />
Największą zawartość Hg stwierdzono na głębokości 90–110 cm w jednym z profili przy<br />
ulicy Kujawskiej – 4,03 mg·kg -1 (próbka <strong>nr</strong> 6). Najprawdopodobniej było to związane z punktowym<br />
zanieczyszczeniem gleby przez wprowadzenie materiałów zawierających Hg (np.<br />
substancje ropopochodne, stłuczka z lamp wyładowczych, uszkodzone przyrządy pomiarowe<br />
– termometry, barmotery) [Kozak 1998; Pacyna i Pacyna 2002].<br />
Rozmieszczenie rtęci w profilach badanych gleb było zróżnicowane. Większą zawartość<br />
rtęci w poziomach powierzchniowych (0–20 cm) niż w podpowierzchniowych (40–60<br />
i 90–110 cm) zaobserwowano w profilach gleb na obszarze parku na Wzgórzu Wolności<br />
i skweru na Babiej Wsi. Może to świadczyć o długim braku ingerencji człowieka w budowę<br />
profilu glebowego tych obszarów i jednocześnie o dopływie zanieczyszczeń pochodzących<br />
z atmosfery [Gworek i Czarnowska 1996, Lindqvist i in. 1991]. Może to również być zdeterminowane<br />
specyficzną właściwością rtęci, jaką jest powinowactwo do glebowej materii organicznej<br />
i związków siarki. Zdolność do wiązania rtęci przez materię organiczną potwierdzają<br />
badania Wallschlägera i in. [1998a, 1998b], które wykazały, że spośród wszystkich<br />
składników glebowych wiążących rtęć najważniejszą rolę odgrywa próchnica glebowa. Zależność<br />
ta nie została jednak statystycznie potwierdzona w glebach badanych obszarów.<br />
Odmienne rozmieszczenie rtęci zaobserwowano w profilach gleb skweru przy ulicy Kujawskiej<br />
(tab. 2). Stężenie rtęci w poziomach podpowierzchniowych (40–60 i 90–110 cm)<br />
było znacznie większe niż w poziomach powierzchniowych (0–20 cm), co można tłumaczyć<br />
często wykonywanymi na tym terenie zabiegami mechanicznego przemieszania profili glebowych<br />
(wykopy remontowe, przebudowy dróg, zabiegi pielęgnacyjne trawników i skwerów)<br />
[Czarnowska 1978].<br />
Pomimo nieistotnego współczynnika korelacji między zawartością iłu koloidalnego,<br />
a zawartością całkowitą rtęci, zaobserwowano tendencję zwiększania się ilości tego metalu<br />
wraz ze wzrostem udziału frakcji drobnych w składzie granulometrycznym badanych<br />
gleb. Uziarnienie gleby jest jednym z czynników determinujących wiązanie rtęci, co potwierdza<br />
największa koncentracja tego pierwiastka w glebach ciężkich (glinach ciężkich<br />
i iłach) [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Jest to ściśle związane z zawartością iłu koloidalnego,<br />
ale przede wszystkim ze składem mineralogicznym gleby. Od uziarnienia między innymi<br />
zależą warunki wodno-powietrzne, które w znaczący sposób mogą wpływać na zdolność<br />
wiązania rtęci w glebie [Boszke i in. 2004, Fang 1981, Sarkar i in. 2000]. Uważa się,<br />
że w warunkach kwaśnego odczynu podstawowym adsorbentem rtęci jest materia organiczna<br />
[Schlüter 1995]. Zmiana warunków glebowych, szczególnie w wyniku zmniejszenia<br />
wartości pH, może prowadzić do uruchomienia związków rtęci, pierwotnie występujących<br />
w postaci nieprzyswajalnej [O`Neill 1998]. W glebach o odczynie obojętnym i lekko alkalicz-<br />
198
Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszcz<br />
nym lepsze zdolności sorpcyjne wykazują minerały ilaste oraz tlenki Fe, Mn i Al [Schlüter<br />
1995]. W glebach o dużej wartości pH i dużej pojemności wymiennej kationów, występuje<br />
skłonność do immobilizacji (unieruchamiania) większości dostarczanych metali, w tym rtęci<br />
[O`Neill 1998]. Wraz ze zwiększaniem wartości pH zwiększa się ilość rozpuszczalnych<br />
związków humusowych i jednocześnie maleje sorpcja Hg(II). W glebach o małej zawartości<br />
rozpuszczalnych kwasów humusowych w zakresie pH od 3,0 do 5,0, dominujący wpływ na<br />
sorpcję rtęci ma powierzchnia właściwa gleby [Yin i in. 1996].<br />
Według rozporządzenia Ministra Środowiska [2002] w sprawie standardów jakości gleb<br />
oraz standardów jakości ziemi dopuszczalne stężenie rtęci w glebach nie może przekroczyć<br />
2 mg·kg -1 na głębokości 0–0,3 m i 3 mg·kg -1 na głębokości 0,3–15 m. Porównując całkowitą<br />
zawartość rtęci oznaczoną w glebach badanych rejonów miasta Bydgoszcz z wartościami<br />
dopuszczalnymi wg rozporządzenia MŚ należy stwierdzić, że wszystkie badane próbki<br />
(z wyjątkiem próbki <strong>nr</strong> 6) można zakwalifikować do gleb niezanieczyszczonych rtęcią. Przyjmując<br />
za naturalną zawartość rtęci w glebach w zakresie 0,05–0,3 mg·kg -1 [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999], badane gleby można zaliczyć do gleb o naturalnej i podwyższonej zawartości<br />
tego metalu. Podobne wartości zaobserwowano w glebach ogródków działkowych na terenie<br />
Bydgoszczy (21,<strong>49</strong>–1876,0 μg·kg -1 ), które z racji odmiennego użytkowania charakteryzują<br />
się większą zawartością materii organicznej i często odmiennymi warunkami fizycznymi<br />
[Dąbkowska-Naskręt i Różański 2007].<br />
4. Wnioski<br />
1. Całkowita zawartość rtęci wynosiła od 0,01 do 1,31 mg·kg -1 (za wyjątkiem jednej próbki<br />
– 4,03 mg·kg -1 ). Nie stwierdzono dominującego wpływu żadnego z badanych parametrów<br />
fizykochemicznych na zawartość i rozmieszczenie Hg w profilach badanych gleb.<br />
2. Zróżnicowanie zawartości rtęci na badanych obszarach było spowodowane głównie odległością<br />
od źródeł zanieczyszczenia, wysokością względną położenia oraz rodzajem<br />
szaty roślinnej.<br />
3. Ze względu na całkowitą zawartość rtęci, badane gleby należy zaklasyfikować do gleb<br />
o naturalnej i podwyższonej zawartości tego metalu. Wyjątek stanowi jedna próbka,<br />
którą na mocy obowiązującego prawa sklasyfikowano jako zanieczyszczoną tym metalem<br />
(powyżej 3 mg·kg -1 ).<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
Boszke L., Kowalski A., Siepak J. 2004. Grain size partitioning of mercury in sediments<br />
of the middle Odra River (Germany/Poland). Water Air Soil Pollut. 159: 125–138.<br />
Bowen H. J. M. 1979. Environmental chemistry of the elements. Academic Press, London:<br />
333.<br />
199
Szymon Różański, Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
Czarnowska K. 1980. Akumulacja metali ciężkich w glebach, roślinach i niektórych zwierzętach<br />
na terenie Warszawy. Roczniki Gleboznawcze 31(1): 77–115.<br />
Czarnowska L. 1978. Występowanie metali ciężkich w glebach zieleńców Warszawy.<br />
Roczn. Nauk. Roln. Seria A <strong>nr</strong> 101/1: 159–164.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Różański Sz. 2002. Accumulation of heavy metals and physico-chemical<br />
properties of urbanozems from Bydgoszcz agglomeration. Chemia i Inżynieria<br />
Ekologiczna 9(11): 1313–1318.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Różański Sz. 2006. Distribution of heavy metals in urban<br />
soils from park area of Bydgoszcz. Poland. Mengen und Spurenelemente 23: 343–348.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Różański Sz. 2007. Mercury content in garden soils of<br />
urban agglomeration. Global NEST Journal 9(3): 237–241.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Różański Sz. 2009. Formy połączeń Pb i Zn w glebach<br />
urbanoziemnych miasta Bydgoszczy. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41:<br />
478–485.<br />
Fang S. C. 1981. Studies on the sorption of elemental Hg vapor by soil. Arch. Environ. Contan.<br />
Toxicol 10: 193–201.<br />
Godbold D. L. 1991. Mercury-induced root damage in spruce seedlings. Water Air Soil<br />
Pollut. 56: 823-831.<br />
Gworek B., Czarnowska K. 1996. Metale ciężkie w glebach wytworzonych z utworów<br />
aluwialnych i eolicznych okolic Warszawy. Roczniki Gleboznawcze 47 Supl: 65–73.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa: 23–26, 171–83.<br />
Kozak E. 1998. Skutki ekologiczne działalności likwidowanych Rzeszowskich Zakładów<br />
Lamp Wyładowczych „POLAM-RZESZÓW” w Pogwizdowie Nowym. W: Odpady, zagrożenia<br />
dla środowiska. WIOŚ, Rzeszów: 45–62.<br />
Lindqvist O., Johansson K., Aastrup M., Andersson A., Bringmark L., Hovsenius<br />
G., Håkanson L., Iverfeldt Å., Meili M., Timm B. 1991. Mercury in the<br />
Swedish environment. Recent research on causes, consequences and corrective methods.<br />
Water Air Soil Pollut. 55: 1–261.<br />
Malczyk P., Kędzia W., Nowak M. 1996. Metale ciężkie w glebach miasta Bydgoszczy.<br />
Roczniki Gleboznawcze 47(3/4): 195–202.<br />
Monteiro L., Furness R. 1995. Seabirds as monitors of mercury in the Marine environment.<br />
Water Air Soil Pollut. 80: 851–870.<br />
O’Neill P. 1998. Chemia Środowiska. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa – Wrocław:<br />
244–254.<br />
Pacyna E.G., Pacyna J.M. 2002. Global emission of mercury from anthropogenic sources<br />
in 1995. Water Air Soil. Pollut. 137: 1<strong>49</strong>–165.<br />
Polskie Towarzystwo Gleboznawcze 2009. Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych<br />
– PTG 2008. Rocz. Glebozn. 60(2): 5–16.<br />
200
Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszcz<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów<br />
jakości ziemi z dnia 9 września 2002 r. Dz. U. Nr 165, poz. 1359.<br />
Sarkar D., Essington M. E., Mistra K. C. 2000. Adsorption of mercury II by kaolinite.<br />
Soil. Sci. Soc. Am. J. 64: 1968–1975.<br />
Schlüter K. 1995. Mercury translocation in and evaporation from soil: II Evaporation of<br />
mercury from podzolised soil profiles treated with HgCl 2 and CH 3<br />
HgCl. J. Soil Contan.<br />
4: 269–299.<br />
Slemr F., Langer E. 1992. Increase in global atmospheric concentration of mercury inferred<br />
from measurements over the Atlantic Ocean. Nature 335: 434–457.<br />
Wallschläger D., Desai M. V. M., Spengler M., Wilken R. 1998a. Mercury speciation<br />
in floodplain soil and sediments along a contaminated river transect. J. Environ.<br />
Qual. 27: 1034–1044.<br />
Wallschläger D., Desai M. V. M., Spengler M., Windmöller C. C., Wilken R.<br />
1998b. How humic substances dominate mercury geochemistry in contaminated floodplain<br />
soils and sediments. J. Environ. Qual. 27: 1044–1054.<br />
Yin Y., Allen H. E., Li Y., Huang C. P., Sanders P. F. 1996. Adsorption of mercury(II) by<br />
soil: effect of pH, chloride, and organic matter. J. Environ. Qual. 25: 837–844.<br />
201
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Beata Smolik*, Arkadiusz Telesiński*, Justyna Szymczak*,<br />
Helena Zakrzewska*<br />
OCENA PRZYDATNOŚCI HUMUSU W OGRANICZENIU ZAWARTOŚCI<br />
FORMY ROZPUSZCZALNEJ FLUORU W GLEBIE<br />
ASSESSING OF HUMUS USEFULNESS IN LIMITING OF SOLUBLE<br />
FLUORIDE CONTENT IN SOIL<br />
Słowa kluczowe: fluor, humus, gleba.<br />
Key words: fluoride, humus, soil.<br />
The aim of study was assessing of humus usefulness in limiting of soluble fluoride content in<br />
soil. Laboratory experiment was carried out on light silty clay (C org<br />
content 1,095) from Gumieniecka<br />
Plain. Into the 1 kg soil samples introduced aqueous solutions of NaF in doses<br />
10, 30 and 50 mM·kg -1 and humus in concentration 1.5 and 10%.<br />
On day 1, 7, 14, 28 and 56 soluble fluoride (extracted by 0.01 M CaCl 2<br />
) content in soil was<br />
measured by potentiometry metod pH/ionometer Orion 920A with fluoride electrode. Obtained<br />
results showed, that humus introduction in soil significantly influenced on the soluble<br />
fluoride content in soil, especially at higher contamination with this element.<br />
The optimum dose to limit the concentration of fluoride available to the plants seem to add<br />
humus in the amount of 5–10%.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Fluor jest niezmiennym składnikiem biosfery. Jego głównym naturalnym źródłem w środowisku<br />
są minerały, a zwłaszcza fluoryt, kriolit, muskowit, biotyt, apatyt i hornblenda. Dostaje<br />
się on do otoczenia człowieka w wyniku zachodzących w przyrodzie procesów wietrzenia<br />
skał, jak również w wyniku wymywania przez opady atmosferyczne i wybuchów wulkanów.<br />
* Dr inż. Beata Smolik, dr inż. Arkadiusz Telesiński, dr inż. Justyna Szymczak, dr hab inż.<br />
Helena Zakrzewska, prof. nadzw. – Zakład Biochemii, Zachodniopomorski Uniwersytet<br />
Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17, 71-434 Szczecin; tel.: 91 4<strong>49</strong> 62 84;<br />
e-mail: beata.smolik@zut.edu.pl<br />
202
Ocena przydatności humusu w ograniczeniu zawartości formy rozpuszczalnej fluoru w glebie<br />
Do gleby pierwiastek ten może dostawać się w wyniku opadu pyłu i z wodami opadowymi,<br />
a także wraz ze szczątkami roślinnymi, rosnących blisko źródła antropogenicznych emisji<br />
tego pierwiastka, które zawierają znaczne jego ilości. Gałązka [1996] podaje, że związki fluoru<br />
są zatrzymywane w glebie głównie w poziomie próchnicznym. Pierwiastek ten charakteryzuje<br />
się wąskim marginesem bezpieczeństwa, trudno jest określić różnicę pomiędzy jego<br />
korzystnym a szkodliwym stężeniem [Kłódka i in. 2008], stąd też uważany jest jako związek<br />
szczególnie niebezpieczny w oddziaływaniu na środowisko [Telesiński i in. 2008].<br />
Fluor występuje w glebie w postaci zarówno rozpuszczalnej, jak i ogólnej. Zawartość<br />
ogólna fluoru w glebie jest jednak mało przydatna, jeżeli chodzi o jego dostępność dla roślin.<br />
W glebach nienarażonych na zanieczyszczenie przemysłowe przeważająca część fluoru<br />
występuje w formie trudno rozpuszczalnej, a obecność form rozpuszczalnych może<br />
świadczyć o przekroczeniu granicy mechanizmów, które go unieruchamiają. Rozpuszczalna<br />
i unieruchomiona postać fluoru niszcząco oddziałuje zarówno na biologiczne, jak i fizykochemiczne<br />
właściwości gleby [Telesiński, Śnioszek 2009]. Należy jednak pamiętać, że<br />
zawartość fluoru w glebie jest uzależniona w znacznym stopniu od rodzaju skały macierzystej,<br />
a także składu granulometrycznego gleby oraz zawartości związków organicznych.<br />
W ostatnich latach są prowadzone badania nad wykorzystaniem związków humusowych<br />
do ograniczenia toksyczności związków chemicznych [Kwiatkowska-Malina, Maciejewska<br />
2009; Szymczak i in. 2009].<br />
Celem podjętych badań było określenie możliwości wykorzystania humusu w celu ograniczenia<br />
zawartości fluoru rozpuszczalnego w roztworze glebowym.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Badania przeprowadzano w warunkach laboratoryjnych, na próbkach glebowych pobranych<br />
z poziomu ornopróchnicznego czarnych ziem Równiny Gumienieckiej. Gleby te<br />
charakteryzował skład granulometryczny gliny lekkiej pylastej, mała zawartość węgla organicznego<br />
(1,09%), odczyn lekko kwaśny lub obojętny, wysoka zasobność w przyswajalny<br />
fosfor oraz średnia do wysokiej zasobność w przyswajalny potas i magnez. Pobraną z pola<br />
glebę przesiano przez sito o średnicy oczek 2 mm i podzielono na próbki o masie 1 kg.<br />
Do przygotowanych próbek glebowych dodano wodne roztwory NaF. Dawki wprowadzonego<br />
do gleby fluoru wynosiły odpowiednio 10, 30 i 50 mM F·kg -1 s.m. gleby (190, 570<br />
i 950 mg·kg -1 s.m. gleby). Dodano również humus w ilości 1, 5 i 10% wagowych (producent<br />
Przedsiębiorstwo Gospodarki Komunalnej i Mieszkaniowej w Pyrzycach). W trakcie<br />
doświadczenia próbki przechowywano w workach polietylenowych.<br />
W 1., 7., 14., 28. i 56. dniu trwania eksperymentu inkubacyjnego oznaczono potencjometrycznie<br />
z zastosowaniem jonoselektywnej elektrody fluorkowej, pH-jonometrem Orion<br />
920A, zawartość fluoru rozpuszczalnego w roztworze glebowym (ekstrahowanego 0,01 M<br />
CaCl 2<br />
), zgodnie z metodą Larsena i Widdowsona [1971].<br />
203
Beata Smolik i in.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Zawartość fluoru rozpuszczalnego w glebie kontrolnej w 1. dniu doświadczenia wynosiła<br />
2,01 mg·kg -1 s.m. gleby(tab. 1). W glebach znajdujących się na terenie objętym emisją<br />
związków fluoru koncentracja tego pierwiastka w formie rozpuszczalnej w trakcie sezonu<br />
wegetacyjnego wahała się od 1,13 do 10,27 mg·kg -1 s.m. gleby [Telesiński i in. 2010]. Kulczycki<br />
i in. [2006] podają, że zawartość fluoru rozpuszczalnego w próbkach gleb pobranych<br />
w pobliżu Zakładów Chemicznych „Wizów” wynosiła 5,7 mg F - · kg -1 s.m. gleby.<br />
Otrzymane wyniki wykazały, że zarówno w glebie kontrolnej, jak zanieczyszczonej<br />
NaF, zawartość fluoru rozpuszczalnego w roztworze glebowym zmniejszała się w trakcie<br />
doświadczenia.<br />
Jak podaje Meinhardt [1994], w glebach nienarażonych na zanieczyszczenie przemysłowe<br />
przeważająca część fluoru występuje w formie trudno rozpuszczalnej, a obecność<br />
form rozpuszczalnych, może świadczyć o przekroczeniu granicy mechanizmów, które go<br />
unieruchamiają. Rozpuszczalna postać fluoru oddziałuje niszcząco zarówno na biologiczne,<br />
jak i fizykochemiczne właściwości gleby [Telesiński i in. 2010].<br />
Sorpcyjne i jonowymienne zdolności niektórych składników mineralnych i organicznych<br />
gleby, stanowią o buforowych właściwościach gleby, które zapewniają ekosystemom<br />
stabilność w razie silnej presji czynników zewnętrznych [Prusinkiewicz 1985]. Jak podaje<br />
Gałązka [1996], związki fluoru są zatrzymywane głównie w poziomie próchnicznym gleby.<br />
Możliwość wykorzystania związków humusowych budzi więc duże nadzieje na unieszkodliwianie<br />
związków fluoru w glebach narażonych na zanieczyszczenie tymi związkami<br />
[Smolik i in. 2009].<br />
W celu zobrazowania możliwości wykorzystania humusu w ograniczeniu zawartości<br />
fluoru rozpuszczalnego obliczono różnicę między zawartością tego pierwiastka w glebie<br />
zanieczyszczonej NaF a koncentracją w glebie kontrolnej. Następnie otrzymane wartości<br />
przeliczono, podano jako procent wprowadzonego do gleby fluoru i przedstawiono w postaci<br />
wykresów powierzchniowych na rysunku 1.<br />
Otrzymaną powierzchnię trójwymiarową dopasowano zgodnie z procedurą wygładzania<br />
najmniejszych kwadratów ważonych odległością. Kolor ciemnoszary na wykresach<br />
(różnice procentowe większe od 0) wskazuje większą koncentrację fluoru rozpuszczalnego<br />
w glebie z dodatkiem humusu niż w glebie bez humusu. Barwa jasnoszara (różnice procentowe<br />
poniżej 0) natomiast przedstawia korzystny wpływ humusu na zmniejszanie zawartości<br />
fluoru rozpuszczalnego w glebie.<br />
204
Ocena przydatności humusu w ograniczeniu zawartości formy rozpuszczalnej fluoru w glebie<br />
Tabela 1. Zawartość fluoru rozpuszczalnego w glebie [mg·kg -1 s.m. gleby] po wprowadzeniu różnych<br />
dawek NaF i humusu<br />
Table 1. Soluble fluoride content in soil [mg·kg -1 d.w. soil], after treatment with different doses of<br />
NaF and humus<br />
Dawka NaF<br />
Dawka humusu<br />
[mg·kg -1 s.m.<br />
gleby]<br />
0 1% 5% 10%<br />
1 dzień<br />
0 2,01 ± 0,12 1,86 ± 0,23 1,67 ± 0,16 1,54 ± 0,14<br />
190 (10 mM) 18,80 ± 1,02 16,70 ± 0,63 16,79 ± 0,37 12,22 ± 0,34<br />
570 (30 mM) 33,58 ± 1,12 31,25 ± 0,84 33,50 ± 1,03 31,75 ± 0,59<br />
950 (50 mM) 47,91 ± 1,45 45,42 ± 1,62 43,66 ± 1,04 43,65 ± 1,22<br />
7 dzień<br />
0 2,39 ± 0,24 2,13 ± 0,31 1,88 ± 0,26 1,66 ± 0,21<br />
190 (10 mM) 12,83 ± 0,68 12,52 ± 0,77 12,83 ± 0,64 15,04 ± 1,01<br />
570 (30 mM) 25,16 ± 1,32 26,50 ± 1,21 25,83 ± 0,89 25,58 ± 1,12<br />
950 (50 mM) 40,75 ± 0,53 38,58 ± 1,32 39,41 ± 0,34 42,25 ± 0,65<br />
14 dzień<br />
0 2,17 ± 0,21 2,06 ± 0,31 1,78 ± 0,22 1,62 ± 0,19<br />
190 (10 mM) 10,90 ± 0,45 11,72 ± 0,38 11,21 ± 0,61 12,02 ± 0,35<br />
570 (30 mM) 23,93 ± 0,78 22,90 ± 0,89 22,90 ± 1,03 23,30 ± 0,29<br />
950 (50 mM) 29,91 ± 1,21 27,33 ± 0,75 26,66 ± 0,47 26,29 ± 0,77<br />
28 dzień<br />
0 1,90 ± 0,21 1,90 ± 0,17 1,66 ± 0,20 1,48 ± 0,17<br />
190 (10 mM) 9,18 ± 0,34 9,63 ± 0,40 9,35 ± 0,28 7,06 ± 0,33<br />
570 (30 mM) 21,41 ± 0,56 22,74 ± 0,59 22,09 ± 0,71 21,90 ± 0,93<br />
950 (50 mM) 28,58 ± 0,36 27,75 ± 0,75 26,66 ± 0,55 28,41 ± 0,42<br />
56 dzień<br />
0 1,79 ± 0,22 1,89 ± 0,17 1,84 ± 0,30 1,81 ± 0,14<br />
190 (10 mM) 11,45 ± 0,35 11,95 ± 0,53 11,27 ± 0,39 12,30 ± 0,42<br />
570 (30 mM) 16,71 ± 0,57 15,99 ± 0,47 15,94 ± 0,84 15,69 ± 0,<strong>49</strong><br />
950 (50 mM) 25,25 ± 0,44 24,00 ± 0,61 24,23 ± 0,39 27,50 ± 0,83<br />
W glebie niezanieczyszczonej NaF wprowadzenie humusu we wszystkich dawkach<br />
w trakcie trwania prawie całego doświadczenia spowodowało zmniejszanie zawartości fluoru<br />
rozpuszczalnego o około 0,12–0,73% (rys. 1A). Jedynie w ostatnim dniu doświadczenia<br />
odnotowano większą koncentrację fluoru rozpuszczalnego w glebie z dodatkiem humusu<br />
niż w glebie bez dodatków.<br />
W glebie zanieczyszczonej NaF w dawce 10 mM·kg -1 s.m. gleby jedynie w początkowym<br />
okresie doświadczenia zaobserwowano, po wprowadzeniu wszystkich ilości humusu,<br />
zmniejszenie zawartości fluoru rozpuszczalnego o około 1–3% (rys. 1B). Po dwóch tygodniach<br />
trwania doświadczenia dodatek 1% humusu nie ograniczał już koncentracji fluoru<br />
rozpuszczalnego, natomiast wprowadzenie humusu w ilości 5% w końcowym czasie doświadczenia<br />
ponownie spowodowało zmniejszenie zawartości fluoru rozpuszczalnego.<br />
205
Beata Smolik i in.<br />
Rys. 1. Procentowe różnice zawartości fluoru rozpuszczalnego w glebie z dodatkiem humusu: A –<br />
gleba kontrolna (bez dodatku NaF), B – 10 mM F -·kg-1 s.m. gleby, C – 30 mM F -·kg-1 s.m.<br />
gleby, D – 50 mM F -·kg-1 s.m. gleby<br />
Fig. 2. Percentage chan ges of soluble fluoride content in soil with humus: A – control soil (without<br />
NaF addition), B – 10 mM F -·kg-1 f.w. soil, C – 30 mM F -·kg-1 f.w. soil, D – 50 mM F -·kg-1 f.w. soil<br />
Dodanie humusu we wszystkich wymienionych ilościach do gleby zanieczyszczonej<br />
NaF w ilości 30 mM·kg -1 s.m. gleby wywołało zmniejszenie zawartości fluoru rozpuszczalnego<br />
w pierwszym tygodniu doświadczenia oraz w ostatnim terminie pomiaru (rys. 1C). Największy<br />
efekt zaobserwowano po wprowadzeniu humusu w ilości stanowiącej 10%.<br />
W glebie natomiast, do której dodano NaF w ilości 50 mM·kg -1 s.m. gleby, podobnie<br />
jak w glebie niezanieczyszczonej wprowadzenie humusu we wszystkich ilościach praktycznie<br />
przez cały czas trwania doświadczenia spowodowało zmniejszenie zawartości<br />
fluoru rozpuszczalnego (rys. 1D). Jedynie w ostatnim terminie pomiaru w glebie z dodat-<br />
206
Ocena przydatności humusu w ograniczeniu zawartości formy rozpuszczalnej fluoru w glebie<br />
kiem 10% humusu koncentracja fluoru rozpuszczalnego była o około 0,25% większa niż<br />
w glebie bez humusu.<br />
Zastosowanie humusu zatem głównie ograniczało zawartość fluoru rozpuszczalnego<br />
w roztworze glebowym. Prawdopodobnie spowodowane to było sorpcją tego pierwiastka na<br />
powierzchni kwasów humusowych [Evdokimova 2001]. To unieruchomienie fluoru niweluje<br />
wywołane przez ten pierwiastek szkodliwe zmiany, powodujące degradację gleby [Franzaring<br />
i in. 2006].<br />
Wykazano, że wprowadzenie do gleby humusu w znacznym stopniu niweluje toksyczne<br />
działanie fluoru na aktywność enzymów glebowych [Smolik i in. 2009]. Wielu autorów wskazuje<br />
również, że zastosowanie humusu może zmniejszyć toksyczne oddziaływanie metali<br />
ciężkich [Szymczak i in. 2009] lub związków ropopochodnych [Nowak i in. 2008] na środowisko<br />
glebowe.<br />
4. PODSUMOWANIE<br />
Zastosowanie humusu w znacznym stopniu wpływało na zawartość fluoru rozpuszczalnego<br />
w glebie, zwłaszcza przy większym zanieczyszczeniu podłoża tym pierwiastkiem.<br />
Optymalną dawką, możliwą do zastosowania w celu ograniczenia koncentracji fluoru<br />
dostępnego dla roślin, wydaje się dodatek humusu w ilości 5–10%.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
EVDOKIMOVA G.A. 2001. Fluorine in the soil of the White Sea Basin and bioindication of<br />
pollution. Chemosphere 42: 35–43.<br />
FRANZARING I., HRENN H., SCHUMM C., KLUMPP A., FRANGMEIER A. 2006. Environmental<br />
monitoring of fluoride emissions using precipitation, dust, plant and soil<br />
samples. Environ. Poll. 144: 158–165.<br />
GAŁĄZKA S. 1996. Dynamika fluoru w glebach objętych wpływem emisji przemysłowych.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 434: 837–841.<br />
KŁÓDKA D., MUSIK D., WÓJCIK K., TELESINSKI A. 2008. Zawartość fluoru w glebie<br />
i wybranych warzywach uprawianych w zasięgu emisji tego pierwiastka przez Zakłady<br />
Chemiczne „Police” S.A. Bromat. Chem. Toksykol. 41 (4): 964–969.<br />
KULCZYCKI G., SPIAK Z., KAMIŃSKA A. 2006. Wpływ oddziaływania Zakładów Chemicznych<br />
„Wizów” na zawartość fluoru w glebie i roślinach. Zesz. Nauk. Uniw. Przyr.<br />
Wroc. ser. Rol. 546(89): 243–248.<br />
KWIATKOWSKA-MALINA J., MACIEJEWSKA A. 2009. Wpływ materii organicznej na pobieranie<br />
metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię. Ochr. Środ. Zas. Nat. 40: 217–223.<br />
LARSEN S., WIDDOWSON A.E. 1971. Soil fluorine. J. Soil Sci. 22: 210–221.<br />
MEINHARDT B. 1994. Flour rozpuszczalny w glebie. Aura 1: 27–28.<br />
207
Beata Smolik i in.<br />
NOWAK A., NOWAK J., TELESIŃSKI A., HAWROT-PAW M., BŁASZAK M., KŁÓDKA D.,<br />
PRZYBULEWSKA K., SMOLIK B., SZYMCZAK J. 2008. Biodegradation of diesel fuel<br />
in soils modified with compost or bentonite and with optimized strains of bacteria. Part<br />
I. Residues of diesel fuel components in soil and changes in microflora activity, Ecol.<br />
Chem. Engin. A, 15 (6). 483–503.<br />
PRUSINKIEWICZ Z. 1985: Teoretyczne i dyskusyjne problemy naukowej systematyki gleb.<br />
Rocz. Glebozn. 46 (4): 89–112.<br />
SMOLIK B., NOWAK J., KŁÓDKA D., SZYMCZAK J., TELESIŃSKI A. 2009. Ocena przydatności<br />
humusu w zmniejszeniu niekorzystnego oddziaływania jonów fluoru na aktywność<br />
hydrolaz glebowych w doświadczeniu laboratoryjnym. Zesz. Probl. Post.<br />
Nauk Rol. 537: 337–344.<br />
SZYMCZAK J., TELESIŃSKI A., NOWAK J., KŁÓDKA D. 2009. Rola bentonitu i humusu<br />
w zmniejszeniu toksyczności metali ciężkich w stosunku do wybranych enzymów glebowych.<br />
Ochr. Środ. Zas. Nat. 41: 456–461.<br />
TELESIŃSKI A., MUSIK D., SMOLIK B., KŁÓDKA D., ŚNIOSZEK M., SZYMCZAK J.,<br />
GRABCZYŃSKA E., ZAKRZEWSKA H. 2008. Próba określenia zależności pomiędzy<br />
aktywnością enzymatyczną a zawartością fluoru w glebach leśnych w strefie oddziaływania<br />
emisji z Zakładów Chemicznych „Police” S.A. w: Ekotoksykologia w ochronie środowiska<br />
[red. B. Kołwzan, K. Grabas] Wyd. Politechniki Wrocławskiej, Wrocław: 421–<br />
426.<br />
TELESIŃSKI A., ŚNIOSZEK M. 2009. Bioindykatory zanieczyszczenia środowiska naturalnego<br />
fluorem. Bromat. Chem. Toksykol. 42 (4): 1148–1154.<br />
TELESIŃSKI A., SMOLIK B., GRABCZYŃSKA E. 2010. Formation of adenylate energy<br />
charge (AEC) versus the fluorine content in soil in the area affected be emission from<br />
Police Chemical Plant. J. Elementol. 15 (2): 355–362.<br />
208
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Agnieszka Jeske*, Barbara Gworek*<br />
PRZEGLĄD METOD OZNACZANIA BIODOSTĘPNOŚCI I MOBILNOŚCI<br />
METALI CIĘŻKICH W GLEBACH<br />
METHODS USED TO ASSESS BIOAVAILABILITY AND MOBILITY OF<br />
HEAVY METALS IN SOILS<br />
Słowa kluczowe: analiza sekwencyjna, frakcje, metale ciężkie, gleba, biodostępność.<br />
Key words: sequential extraction, fractions, heavy metals, soil.<br />
There are various sequential extractions methods used to assess bioavailability and mobility<br />
of trace elements. This methods differs from each other: type of reagents, order of used<br />
reagents, time of extraction, type of determined fractions. The aim of this paper is to discuss<br />
commonly used methods for determining fractions of heavy metals, with particular emphasis<br />
on the bioavailability and mobility of heavy metals. In the paper for example Tessier<br />
and BCR methods which are widely used in the laboratories of environmental monitoring<br />
are presented.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W ostatnich latach wzrasta znaczenie analityki związanej z oznaczaniem mikroilości<br />
substancji czy pierwiastków w glebie, wodzie, powietrzu i roślinach. W chemii analitycznej<br />
można wyróżnić metody badawcze, które pozwalają na wnikliwe i wszechstronne<br />
opisywanie zjawisk zachodzących w środowisku przyrodniczym. Jedną z takich<br />
metod jest analiza specjacyjna, dzięki której możliwe jest określenie potencjalnego<br />
zagrożenia dla środowiska wynikającego z obecności bądź akumulacji w glebie metali<br />
ciężkich na terenach objętych presją antropogeniczną. Także dzięki działaniu selektywnych<br />
ekstrahentów możliwe jest wnioskowanie o biodostępności i mobilności metali<br />
ciężkich w glebach. Metodyka Tessiera i in. jest od lat znana i najczęściej stosowana<br />
* Mgr inż. Agnieszka Jeske, prof. dr hab. Barbara Gworek – <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska<br />
– Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy, ul. Krucza 5/11, 00-548 Warszawa; tel.: 22 625 10 05 w. 34,<br />
22 621 36 70; e-mail: agnieszka.jeske@ios.edu.pl, barbara.gworek@ios.edu.pl<br />
209
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek<br />
[Tessier i in. 1979, Škvarla 1998, Kalembkiewicz i Sočo 2005, Everhart i in. 2006, Rogan<br />
i in. 2008] o czym świadczy ilość publikowanych wyników badań ekstrakcji sekwencyjnej,<br />
przez co możliwe jest szczegółowe porównanie wyników pomiędzy metodami.<br />
Z powodu różnorodności stosowanych metod, odczynników i procedury podjęto<br />
próbę ujednolicenia metod analizy sekwencyjnej oraz skrócenia często wieloetapowej<br />
czasochłonnej procedury. W 1987 r. Measurements and Testing Programme Komisji<br />
Europejskiej dawniej BCR (Środowiskowe Biuro Normalizacji) rozpoczęła projekt mający<br />
na celu zharmonizowanie metod używanych w badaniach gleb i osadów. Projekt<br />
rozpoczął się badaniami międzylaboratoryjnymi w celu rozwinięcia 3-etapowej metody.<br />
Stosowanie metody BCR ma także aspekt ekonomiczny – możliwość zastosowania<br />
mniejszej ilości odczynników, a także skrócenie czasu trwania procedury analitycznej.<br />
Metody ekstrakcji sekwencyjnej wykorzystuje się najczęściej do badań gleb [Tessier<br />
i in. 1979, Fujikawa i Fukui 2000, Karczewska 2002, Charlesworth i in. 2011], osadów<br />
dennych, wody czy osadów ściekowych [Pérez-Cid i in. 1999, Carapeto i Purchase<br />
2000, Szumska i Gworek 2009].<br />
2. ZARYS METODYKI<br />
W opracowaniu porównano dwie metody: Tessiera i in. [1979] i BCR.<br />
Metodyka Tessiera pozwala na wyodrębnienie pięciu frakcji:<br />
1) wymiennej F1 (ekstrahowana chlorkiem magnezu);<br />
2) związanej z węglanami F2 (ekstrahowana octanem sodu);<br />
3) związanej z tlenkami żelaza i manganu F3 (ekstrahowana chlorowodorkiem hydroksyloaminy<br />
rozpuszczonym w kwasie octowym);<br />
4) związanej z materią organiczną F4 (ekstrahowana nadtlenkiem wodoru w obecności<br />
kwasu azotowego);<br />
5) pozostałości (residuum) F5 [HCl+HNO 3<br />
(1:3)].<br />
Metodyka BCR pozwala na wyodrębnienie trzech frakcji oraz frakcji pozostałości (sposób<br />
jej oznaczenia nie jest jednoznacznie sprecyzowany):<br />
1) łatwo rozpuszczalnej w środowisku kwaśnym F1 (ekstrahowana kwasem octowym)<br />
(odpowiadająca w metodzie Tessiera frakcji jonowymiennej i związanej z węglanami);<br />
2) podatną na redukcję F2 (ekstrahowana chlorowodorkiem hydroksyloaminy) (odpowiadająca<br />
w metodzie Tessiera frakcji związanej z tlenkami żelaza i manganu);<br />
3) podatną na utlenianie F3 (ekstrahowana nadtlenkiem wodoru w obecności octanu amonu)<br />
(odpowiadająca w metodzie Tessiera frakcji związanej z materią organiczną);<br />
4) pozostałości F4 (6M HCl+14M HNO 3<br />
) (odpowiadająca w metodzie Tessiera frakcji rezydualnej)<br />
[Ure i in. 1995, Fernandez i in. 2000, Tokalioğlu i in. 2003, Davidson i in. 1998,<br />
Quevauviller 2003, Rao i in. 2008,].<br />
Szczegółowe porównanie obu metod przedstawiono w tabeli.<br />
210
Przegląd metod oznaczania biodostępności i mobilności metali ciężkich w glebach<br />
Tabela. Schemat ekstrakcji sekwencyjnej metodą BCR i Tessiera i in. [1979]<br />
Table. Scheme of sequential extraction BCR and Tessier methods [1979]<br />
BCR<br />
F1<br />
Frakcja jonowymienna i węglanowa<br />
16 godz. 22°C±5°C<br />
Ciągłe mieszanie<br />
40 ml<br />
0,11 M CH 3<br />
COOH<br />
F2 Frakcja tlenkowa<br />
16 godz. 22°C ± 5°C<br />
Ciągłe mieszanie<br />
40 ml<br />
0,1 M NH 2<br />
OH . HCl<br />
pH=2<br />
(pH=2, doprowadzano HNO 3<br />
)<br />
F3 Frakcja organiczna<br />
1) 2 godz. łaźnia wodna 85 ± 2°C<br />
10 ml H 2<br />
O 2<br />
(8,8 mol/dm 3 ) (x2)<br />
pH=2 lub pH=3<br />
2) 16 h 22°C ± 5°C<br />
Ciągłe mieszanie<br />
50 ml 1 M NH 4<br />
OAc<br />
pH=2<br />
(pH=2, doprowadzane HNO 3<br />
)<br />
F4 Frakcja rezydualna<br />
np.: mineralizacja mieszaniną stężonych kwasów<br />
HF, HNO 3<br />
, HClO 4<br />
1 g próbka gleby<br />
Tessier i wsp.<br />
F1 Frakcja jonowymienna<br />
2 x 0,5 godz. ciągłe mieszanie<br />
8 ml 0,1 M MgCl 2<br />
pH=7<br />
F2 Frakcja węglanowa<br />
ciągłe mieszanie 5 godz.<br />
8 ml 1 M NaOAc<br />
pH=5<br />
F3 Frakcja związana z tlenkami żelaza<br />
i manganu<br />
ogrzewano 96 ± 3°C przez 5 godz.<br />
20 ml 0,04 M NH 2<br />
OH . HCl w 25%NOAc<br />
pH=2<br />
F4 Frakcja organiczna<br />
1) 2 godz. łaźnia wodna 85 ± 2°C<br />
3 ml 0,02 M HNO 3<br />
+5 ml 30% H 2<br />
O 2<br />
pH=2<br />
2) 3h łaźnia wodna 85 ± 2°C<br />
3 ml 30%H 2<br />
O 2<br />
3) po schłodzeniu 0,5 godz. ciągłe mieszanie<br />
5 ml 3,2 M NH 4<br />
OAc rozpuszczonego w 20%<br />
HNO 3<br />
F5 Frakcja rezydualna<br />
HCl+HNO 3<br />
(1:3)<br />
3. FRAKCJE METALI CIĘŻKICH OZNACZANE METODĄ ANALIZY SEKWENCYJNEJ<br />
Pierwiastki śladowe nie występują w glebach, wodach czy osadach w tylko jednej formie<br />
chemicznej. Wiadomo, że w wymienionych komponentach środowiska mogą one występować,<br />
w tym samym czasie, w różnych fizykochemicznych połączeniach. W zależności od<br />
występowania w poszczególnych formach są one mniej lub bardziej mobilne a zatem biodostępne.<br />
Ocena zachowania metali ciężkich w glebach nie jest już oparta jedynie na całkowitej<br />
zawartości metali ciężkich, a na rozpoznaniu i charakterystyce poszczególnych form/<br />
frakcji danego pierwiastka. Większość norm dotyczących granicznych zawartości dla metali<br />
ciężkich zarówno w glebach, jak i wodach nadal ujmuje jedynie ich całkowitą zawartość, co<br />
jednak z punktu widzenia oceny ich aktywności, a także toksyczności nie jest wystarczające.<br />
Do oznaczenia frakcji metali ciężkich i pierwiastków śladowych w glebach od mniej więcej<br />
trzech dekad używa się metod ekstrakcji sekwencyjnej. Najogólniej metody badań spe-<br />
211
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek<br />
cjacyjnych można podzielić na teoretyczne i doświadczalne [Świetlik i Trojanowska 2008,<br />
Szumska i Gworek 2009].<br />
Metody teoretyczne obejmują modelowanie, symulacje – oparte na obliczeniach termodynamicznych,<br />
uwzględniających wzajemne oddziaływanie poszczególnych postaci<br />
metalu. W metodach tych trudnością jest modelowanie procesów adsorpcji i jednoczesne<br />
uwzględnienie kinetyki procesów. Ograniczeniem – jak podaje Del Castilho [1983] – jest<br />
powolny przebieg procesów oraz istnienie bliżej niepoznanych elementów zakłócających.<br />
Metody doświadczalne obejmują obserwacje zachowania frakcji metali i znajomość ich<br />
wiązania przez matrycę. W analizie specjacyjnej używa się roztworów ekstrahujących, selektywnie<br />
działających odczynników, które powodują uwalnianie kolejno, poszczególnych<br />
frakcji [Tessier i in. 1979, Fernandez i in. 2000, Świetlik i Trojanowska 2008].<br />
Metody doświadczalne oznaczania frakcji pierwiastków w glebie (ale też w innych próbkach<br />
o charakterze stałym) można podzielić na:<br />
1) ekstrakcję pojedynczą, w której używa się roztworu symulującego naturalne w środowisku<br />
przechodzenie pierwiastków do roztworu glebowego i pobieranie przez rośliny;<br />
2) ekstrakcję wieloetapową, w której używa się kilku roztworów, o zwiększającej się agresywności<br />
do ekstrakcji tej samej próbki.<br />
Jednak rzadko używane są pojedyncze roztwory ekstrahujące, gdyż są niewystarczająco<br />
specyficzne – można nimi wyizolować i oznaczyć tylko jedną frakcję. Jak podają Ure<br />
i in. [1995], najlepsze wyniki osiąga się przez połączenie pojedynczych roztworów ekstrahujących<br />
w sekwencyjne systemy, najczęściej 5–9-stopniowe. Metody analizy sekwencyjnej<br />
różnią się kolejnością dodawania poszczególnych odczynników bądź samymi odczynnikami.<br />
Generalnie procedury są podobne dla wszystkich stosowanych metod. Dzięki stosowaniu<br />
kolejnych, coraz silniej działających na tę samą próbkę odczynników, otrzymujemy informacje<br />
o biodostępności i mobilności badanych metali ciężkich na podstawie ich rozpuszczalności<br />
i wiązania [Tessier i in. 1979, Li i in. 2009].<br />
W procedurach ekstrakcji jednoetapowej ekstrahenty najczęściej stosowane są w następującej<br />
kolejności:<br />
1) niezbuforowane roztwory soli (CaCl 2<br />
, NaNO 3<br />
, NH 4<br />
NO 3<br />
, BaCl 2<br />
);<br />
2) roztwory buforowe lub roztwory słabych kwasów (NH 4<br />
OAc/AcOH);<br />
3) roztwory związków kompleksujących (EDTA, EDTA-AcOH/NH 4<br />
OAc).<br />
Natomiast w procedurach ekstrakcji sekwencyjnej wieloetapowej ekstrahenty stosuje<br />
się najczęściej w kolejności:<br />
1) niezbuforowane roztwory soli (CaCl 2<br />
, NaNO 3<br />
, NH 4<br />
NO 3<br />
, BaCl 2<br />
);<br />
2) roztwory buforowe lub roztwory słabych kwasów (NH 4<br />
OAc/AcOH);<br />
3) ekstrahenty redukujące; ekstrahenty utleniające;<br />
4) mocne kwasy [Tessier i in. 1979, Salomons i Förstner 1980].<br />
Metodyka Tessiera i in., ulegając licznym modyfikacjom przyczyniła się do opracowania<br />
nowych metod. Bez względu na użytą metodę można ilościowo oznaczyć różne frakcje.<br />
212
Przegląd metod oznaczania biodostępności i mobilności metali ciężkich w glebach<br />
Frakcja wymienna – obejmuje metale labilnie związane w roztworze glebowym oraz<br />
związane z frakcją stałą gleby na zasadzie fizycznej i chemicznej adsorpcji oraz sorpcji jonowymiennej.<br />
We frakcji tej znajdują się metale słabo sorbowane głównie te, które są zatrzymywane<br />
na powierzchni gleby przez stosunkowo słabe siły elektrostatyczne i te, które<br />
mogą być uwalniane podczas wymiany jonowej. Frakcja ta stanowi najczęściej około 2%<br />
całkowitej zawartości występujących w glebie pierwiastków – wyjątek stanowią makroelementy,<br />
takie jak: K, Ca, Mn [Emmerson i in. 2000, Rao i in. 2008].<br />
Odczynniki używane w celu oznaczenia frakcji wymiennej to roztwory zdolne do przewodzenia<br />
prądu elektrycznego dzięki obecności swobodnie poruszających się jonów. Na<br />
przykład mogą to być: sole mocnych kwasów i zasad lub sole słabych kwasów i zasad.<br />
Dodatkowo stosowane najczęściej ekstrahenty to głównie sole obojętne: azotany, chlorki,<br />
octany: wapnia, magnezu czy amonu. Roztwory soli mają dość wysokie stężenia molowe<br />
0,5–1,0 M, co powoduje przesunięcie równowagi jonowej między fazą stałą a roztworem<br />
w kierunku desorpcji.<br />
Najpowszechniej używanym do oznaczenia frakcji pierwszej (F1 – jonowymiennej) odczynnikiem<br />
jest 1,0 M MgCl 2<br />
, którego działanie polega na silnym wiązaniu i wymianie jonowej<br />
jonu Mg 2+ , przy jednoczesnej niskiej zdolności do kompleksowania jonu Cl - . Podczas<br />
gdy kationy ulegają zatrzymaniu, chlor przechodzi do przesączu i jest wypłukiwany przez<br />
wodę w naturalnym środowisku glebowym. Ten odczynnik nie ma niekorzystnego wpływu<br />
na materię organiczną, krzemiany czy siarczki metali. Zdarza się, iż wyniki otrzymane wskazują<br />
na przeszacowanie wyników frakcji wymiennej, np. w przypadku Cd. Obniżanie odczynu,<br />
co niekiedy zdarza się podczas ekstrakcji, może prowadzić do częściowego rozkładu<br />
węglanów i frakcji związanej z tlenkami żelaza i manganu, dlatego też tak ważna jest jego<br />
kontrola i utrzymywanie pH na stałym poziomie.<br />
Do ekstrakcji frakcji jonowymiennej używa się soli, w których dwuwartościowe kationy<br />
powinny, generalnie, być – w wypieraniu jonów z roztworu – bardziej efektywne niż jednowartościowe.<br />
Na przykład jon: NH 4+ (wchodzący w skład (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
używany do ekstrakcji<br />
frakcji jonowymiennej w metodzie Wenzla) przyspiesza wymianę jonów między powierzchnią<br />
niektórych minerałów ilastych (wermikulitu). Metaliczne kompleksy utworzone z jonami<br />
amonu są nieco bardziej stabilne. Dzięki pojemności buforowej roztworu zmiany pH są<br />
zredukowane do minimum. Inne odczynniki wykazują podobne właściwości, ale są rzadko<br />
używane, np.: sole azotanowe (by uniknąć kompleksowania, które jest zbyt silne) lub sole<br />
wapniowe (Ca 2+ mogą być bardziej efektywne niż Mg 2+ +<br />
lub NH 4<br />
w usuwaniu jonów wymiennych)<br />
[Rao i in. 2008].<br />
Frakcja węglanowa – obejmuje węglany metali ciężkich oraz formy zaadsorbowane<br />
lub współstrącone z węglanem wapniowym, siarczanami i fosforanami. Frakcja ta jest bardzo<br />
wrażliwa na zmiany pH, dlatego ważne jest, aby ekstrakcja na tym etapie była przeprowadzana<br />
przy pH=5. W metodzie Tessiera do ekstrakcji używany jest bufor octanu sodu.<br />
Część metali ekstrahowanych w tych warunkach może być strącona z węglanami, ale także<br />
213
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek<br />
może być specyficznie zasorbowana przez powierzchnie (ziaren) gleby, materię organiczną<br />
lub wodorotlenki żelaza i manganu. Octan sodu (NaOAc) rozpuszcza węglany wapnia,<br />
ale rozpuszczanie na przykład węglanów magnezu nie jest kompletne. Nie zbuforowanych<br />
roztworów kwasu octowego także używano do ekstrakcji frakcji F2, ale były one mniej specyficzne<br />
i działały także na krzemiany. Warunki metody są akceptowalne dla gleb i osadów<br />
o niskiej zawartości węglanów. Niekompletne wyparcie z tej fazy frakcji związanej z węglanami<br />
może zachodzić w osadach o wysokiej zawartości węglanów (16% CaCO 3<br />
), dla których<br />
należałoby wybrać inną metodę ekstrakcji sekwencyjnej, stosując inny czynnik wypierający.<br />
Wyparcie węglanów jest kontynuowane podczas następnego kroku, co może powodować<br />
przeszacowanie wyników frakcji F3. Czasami na tym etapie jest używane także<br />
EDTA, np. w metodzie Rudda i in. [1988]. Dzięki zdolności tego odczynnika do kompleksowania<br />
jest on mniej specyficzny niż kwas octowy czy octan sodu. Przyczynia się także do<br />
ekstrakcji jonów metali związanych z materią organiczną. Jest głównie używany do oznaczania<br />
frakcji czwartej, w której imituje warunki przebiegu utleniania materii organicznej.<br />
Należy także podkreślić, że skuteczność wypierania jonów związanych z węglanami zależy<br />
od takich czynników, jak: uziarnienie, rodzaj węglanów, wielkości próbki [Rao i in. 2008].<br />
Frakcja związana z tlenkami żelaza i manganu – obejmuje metale zabsorbowane na<br />
uwodnionych tlenkach żelaza i manganu oraz w postaci cienkich warstw otaczających minerały<br />
(frakcja ta jest niestabilna przy deficycie tlenu lub zmianie potencjału oksydoredukcyjnego).<br />
Tlenki żelaza i manganu mogą bardzo silnie wiązać metale. Są także jedną ze<br />
składowych kompleksu sorpcyjnego. Najskuteczniejsze odczynniki mogące przyczynić się<br />
do wychwycenia całkowitej zawartości metalu związanego z tlenkami żelaza i manganu zawierają<br />
zarówno redukujący odczynnik, jak i ligand zdolny do utrzymania uwolnionych jonów<br />
w formie rozpuszczonej. Skuteczność odczynnika jest uzależniona od jego potencjału<br />
redukcyjnego. Wyparcie może być jedno- lub kilkuetapowe, polegające na oddzieleniu<br />
amorficznych lub krystalicznych form tlenków Fe i Mn.<br />
Do najpowszechniej używanych odczynników należy: hydroksyloamina, kwas szczawiowy<br />
czy hydrochinon. Ten ostatni odczynnik mniej skutecznie redukuje tlenki Mn w porównaniu<br />
z hydroksyloaminą stosowaną w metodyce Tessiera i in. Do ekstrakcji metali ciężkich<br />
związanych z tlenkami Mn w tym etapie można użyć także nadtlenku wodoru przy równoczesnym<br />
zakwaszeniu próbki. Użycie tego typu odczynników może być zasadne tylko<br />
przy wcześniejszym usunięciu z próbki substancji organicznej podatnej na utlenianie [Świetlik<br />
i Trojanowska 2008, Rao 2008, Carapeto 2000].<br />
Bardzo często w metodach analizy sekwencyjnej frakcja metali związanych z tlenkami<br />
żelaza i manganu jest oznaczana wspólnie. Wtedy też używane są odczynniki o silnie redukującym<br />
właściwościach, ponieważ większość metod roztwarzania tlenków żelaza jest też<br />
skuteczna do roztwarzania tlenków manganu.<br />
Frakcja związana z materią organiczną – obejmuje metale związane z różnymi formami<br />
materii organicznej, głównie kwasami humusowymi i fulwowymi oraz siarczkami.<br />
214
Przegląd metod oznaczania biodostępności i mobilności metali ciężkich w glebach<br />
Pierwiastki mogą wchodzić w skład rożnych form materii organicznej, w tym żywych organizmów,<br />
powłok organicznych na nieorganicznych cząsteczkach czy osadów ściekowych.<br />
W glebach materia organiczna składa się z kompleksu polimerów znanych jako substancje<br />
humusowe oraz – w mniejszym stopniu – innych produktów takich, jak: węglowodany, aminokwasy,<br />
białka tłuszcze, woski i żywice.<br />
W warunkach utleniających materia organiczna ma tendencję do rozkładania się, prowadzącego<br />
do uwolnienia zasorbowanych jonów. Dlatego też takie utleniacze, jak np. H 2<br />
O 2<br />
lub NaClO są powszechnie używane do oznaczenia frakcji związanej z materią organiczną.<br />
Niektóre środki utleniające mają także zdolność do jednoczesnego utleniania siarczków, dlatego<br />
też czasem frakcję związaną z materią organiczną nazywa się frakcją utleniającą. Nadtlenek<br />
wodoru (woda utleniona), którym w metodzie Tessiera i in. [1979] ekstrahuje się frakcję<br />
czwartą jest stosowany z rozcieńczonym kwasem azotowym w celu zapobieżenia strącania<br />
poprzez łączenie się z wodorotlenkami żelaza przy wyższych wartościach pH. Frakcja<br />
związana z materią organiczną jest ekstrahowana nadtlenkiem wodoru przy jednoczesnym<br />
ogrzewaniu próbek przez kilka godzin. Następnie na próbkę działa się odczynnikiem kompleksującym,<br />
w tym wypadku octanem amonu (NH 4<br />
OAc) uprzednio rozpuszczonym w kwasie<br />
azotowym. Działając na próbkę nadtlenkiem wodoru w środowisku kwaśnym, może także<br />
przyczynić się do utlenienia frakcji manganowej oraz spowodować powstanie wtórnych<br />
szczawianów działających na frakcję związaną z tlenkami żelaza. Dlatego tak ważne jest zachowanie<br />
odpowiedniej kolejności i ścisłe przestrzeganie warunków metody. Na przykład<br />
w innych metodach mogą być użyte takie odczyniki, jak: Na 4<br />
P 2<br />
O 7<br />
[Rudd i in. 1988, Świetlik<br />
i in. 2008] czy roztwory silnych zasad, np. NaOH. Pirofosforan tetrasodowy (synonim: tetra<br />
sodu dwufosforan) przyspiesza dyspersję koloidów organicznych w podstawowym roztworze.<br />
Jednakże przy pH=10 amorficzne tlenki metali także mogą zostać wyekstrahowane na<br />
tym etapie. Jedną z korzyści stosowania pirofosforanu jest brak oddziaływania na siarczki.<br />
Wodorotlenek sodu powoduje roztwarzanie substancji próchnicznych. Ten odczynnik powoduje<br />
także wytrącanie wodorotlenków i jest odczynnikiem najczęściej używanym przy ekstrakcji<br />
pierwiastków w osadach o wysokiej zawartości materii organicznej.<br />
W innych metodach używane są także związki chelatujące, takie jak EDTA, dwuetylenotrójaminopentaoctan<br />
(DTPA) czy octan miedzi. Skutecznym utleniaczem niemającym<br />
wpływu na materię organiczną jest podchloryn sodu NaOCl, którego używa się w środowisku<br />
zasadowym. Niestety ten odczynnik przy niskich wartościach pH może powodować<br />
wtórne wytrącenie niektórych metali z roztworu.<br />
Frakcja rezydualna – obejmuje metale trwale związane ze składnikami mineralnymi<br />
gleby zarówno minerałami pierwotnymi, jak i wtórnymi wbudowanymi do sieci krystalograficznej<br />
minerałów. Frakcję tę oznacza się zawsze jako ostatnią. Oznaczenie frakcji rezydualnej<br />
osiąga się poprzez działanie na próbkę glebową silnymi kwasami, np.: HF, HClO 4<br />
, HCl,<br />
HNO 3<br />
. Niestety HF jest silnie toksyczny, a HClO 4<br />
wykazuje właściwości silnie wybuchowe.<br />
Z tego względu często zamiast wymienionych związków próbkę gleby mineralizuje się przy<br />
215
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek<br />
użyciu wody królewskiej (HNO 3<br />
+3HCl). Niektórzy autorzy uznają zawartość frakcji F5 jako<br />
różnicę pomiędzy całkowitą zawartością metalu a sumą frakcji F1–F4. Ale taka szacunkowa<br />
metoda nie daje wiarygodnych wyników.<br />
W metodyce BCR warunki panujące podczas doświadczenia zostały szczegółowo<br />
opisane, aby uniknąć jakichkolwiek różnic w oznaczaniu oraz by zachować powtarzalność<br />
procedury [Tokalioğlu 2003]. W celu określenia głównych powodów, dla których<br />
wyniki analizy sekwencyjnej mogą być rozbieżne, sprawdzono szereg parametrów na<br />
nie wpływających: pH, temperaturę, czas ekstrakcji, typ odczynnika i jego koncentrację.<br />
Skupiono się głównie na przeanalizowaniu kroku 2., w którym używa się NH 2<br />
OH . Cl przy<br />
udziale kwasu azotowego. Badania wykazały, że głównym czynnikiem mającym istotny<br />
wpływ na ostateczne wyniki analizy był odczyn. Metodyka BCR została porównana<br />
z metodyką Tessiera przy użyciu próbek osadu oczyszczalni ścieków [Fernandez i in.<br />
2000]. Brano pod uwagę głównie skuteczność obu metod. Okazało się, że frakcjonowanie<br />
frakcji związanej z tlenkami żelaza i manganu jest bardziej efektywne w metodzie BCR<br />
niż metodzie Tessiera. Metoda ta nie precyzuje warunków ługowania frakcji pozostałości.<br />
Można je oznaczyć tak jak w metodyce Tessiera i in. [1979] po ekstrakcji mieszaniną stężonych<br />
kwasów (HNO 3<br />
, czy HClO 4<br />
). Metoda ta (BCR) znajduje zastosowanie nie tylko przy<br />
oznaczaniu frakcji pierwiastków/metali ciężkich w glebach, ale także w osadach dennych<br />
i ściekowych, pyłach i popiołach [Świetlik i in. 2008, Fernandez i in. 2000, Rao i in. 2008,<br />
Davidson 1998].<br />
4. PODSUMOWANIE<br />
Wprowadzane modyfikacje metodyki Tessiera są związane z właściwościami, kolejnością<br />
stosowanych odczynników oraz sposobem ekstrakcji frakcji metali w glebach. Nie<br />
można jednoznacznie stwierdzić, która z istniejących metod jest najwłaściwsza do oceny<br />
biodostępności i mobilności pierwiastków śladowych w glebach bez zweryfikowania<br />
wyników wskaźnikiem biologicznym, przez co rozumie się ilość metali ciężkich oznaczonych<br />
w materiale roślinnym. Rzadko wykonuje się badania korelacji pomiędzy ilością<br />
pierwiastków w wyekstrahowanych frakcjach a ich ilością w roślinach. Wyniki badań<br />
nie wskazują jednoznacznie na istnienie silnych zależności pomiędzy występowaniem frakcji<br />
biodostępnych metali i zawartością pierwiastków w roślinach, a obliczone korelacje najczęściej<br />
nie występują bądź są statystycznie nieistotne.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
CARAPETO C., PURCHASE D. 2000. Use of Sequential Extraction Procedures for the Analysis<br />
of Cadmium and Lead in Sediment Samples from a Constructed Wetland Bull.<br />
Environ. Contam. Toxicol. 64: 51–58.<br />
216
Przegląd metod oznaczania biodostępności i mobilności metali ciężkich w glebach<br />
CHARLESWORTH A., MIGUEL E.D., ORDONEZ A. 2011. A review of the distribution of particulate<br />
elements in urban terrestrial environments and its application to considerations<br />
of risk. Environ. Geochem. Health 33: 103–123.<br />
DAVIDSON C.A., DUNCAN A.L., LITTLEJOHN D., URE A.M., GARDEN L.M.1998. A critical<br />
evaluation of the tree-stage BCR extraction procedure to assess the potential mobility<br />
and toxicity of heavy metals in industrially-contaminated land. Analytica Chimica<br />
Acta 363: 45–55.<br />
DEL CASTILHO P. 1983. Ammonium Acetic Extraction for soil heavy metals speciation; Model<br />
Aide Soil Test Interpretation. Intern. J. Environ. Anal. Chem. 51: 59–65.<br />
EVERHART J.L., McNEAR D., PELTIER E., VAN DER LELIE D., Chaney R.L., SPARKS<br />
D.L. 2006. Assessing nickel bioavailability in smelter-contaminated soils. Sci. Total<br />
Environ. 367: 732–744.<br />
EMMERSON R.H.C., BIRKETT J.W., SCRIMSHAW M., LESTER J.N. 2000. Solid phase<br />
partitioning of metals in manged retreat soils: Field changes over the first year of tidal<br />
inundation. Sci. Total Environ. 254(1): 75–92.<br />
FERNANDEZ ALBOREZ A.F., PEREZ-CID B., FERNANDEZ GOMEZ E., FALQUE LOPEZ<br />
E. 2000. Comparsion between sequential extraction procedures and single extraction<br />
for metal partitioning in sewage sludge samples. Analyst 125: 1353–1357.<br />
FÖRSTNER U. 1995. Land contamination by metals global scope and magnitude of problem.<br />
Metal speciation and contamination of soil: 1–33.<br />
FUJIKAWA Y., FUKUI M. 2000. Vertical distribution of trace metals in natural soil horizons from Japan.<br />
Part 2: Effect of organic components in soil. Water, Air and Soil Pollution 131: 305–328.<br />
KALEMBKIEWICZ J., SOČO E. 2005. Investigations of chemical fraction of Cr in soil. Pol. J.<br />
Environ. Stud.14 (5): 593–598.<br />
Karczewska A. 2002. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi-formy<br />
i rozpuszczalność. Zeszyty naukowe Akademii Rolniczej we Wrocławiu Rozprawy<br />
CLXXXIV, 432.<br />
LI J., HE M., HAN W., GU Y. 2009. Availability and mobility of heavy metal fractions related<br />
to the characteristics of coastal coils developed from alluvial deposits. Environ. Monit.<br />
Assess. 158: 459–469.<br />
PEREZ-CID B., LAVILLA I., BENDICHO C. 1999. Comparsion between conventional and<br />
ultrasound accelerated Tessier sequential extraction schemes for metal fractionation in<br />
sewage sludge. Fresenius J. Anal. Chem. 363: 667–672.<br />
RAO C.R.M., ASHUQUILLO A., LOPEZ SANCHEZ J.F. 2008. Review of the different methods<br />
applied in environmental geochemistry for single and sequential extraction of trace<br />
elements in soils and related materials. Water Air Soil Pollut. 189: 291–333.<br />
ROGAN N., DOLENEC T., SERAFIMOVSKI, T., TASEV G., DOLENEC M. 2008. Determination<br />
of heavy metals in paddy soils (Kočani Field Macedonia) by a sequential extraction<br />
procedure. Materials and Geoenvironment. 55(4): 444–455.<br />
217
Agnieszka Jeske, Barbara Gworek<br />
RUDD T., LAKE D.L, MEHROTRA I., STERRITT R.M., KIRK P.W.W., CAMPBELL J.A., LES-<br />
TER J.N. 1988. Characterization of metal forms in sewage sludge by chemical extraction<br />
and progressive acidification. Sci. Total Environ. 74: 1<strong>49</strong>–175.<br />
SALOMONS W., FÖRSTNER U. 1980. Trace metal analysis on polluted sediments, Part<br />
II:Evaluation of environment impact. Environ. Techno. Lett, 1: 506-517.<br />
ŚWIETLIK R., TROJANOWSKA M. 2008. Metody frakcjonowania chemicznego stosowane<br />
w badaniach środowiskowych. Monitoring Środowiska Przyrodniczego 9: 29–36.<br />
ŠKVARLA J, A. 1998. Study on the trace metal speciation in the Ružin reservoir sediment.<br />
Acta Montanistica Slovaca, Ročnik 3, 2: 172–182.<br />
SZUMSKA M., GWOREK B. 2009. Metody oznaczania frakcji metali ciężkich w osadach<br />
ściekowych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska I Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41: 42-63.<br />
TESSIER A., CAMPBELL P.G.C., BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for the<br />
speciation of particular trace elements. Analizy chemiczne 5: 884–850.<br />
TOKALIOĞLU Ş., KARTAL Ş., BIROL G. 2003. Application of the three stage sequential extraction<br />
procedure for the determination of extractable metal contents in highway soils.<br />
Turk. J. Chem. 27: 333–346.<br />
URE A.M., DAVIDSON C.M., THOMAS R.P. 1995. Single and sequential extraction schemes<br />
for trace metal speciation in soil and sediments, Techniques and Instrumentation in Analytical<br />
Chemistry 17: 505–523.<br />
QUEVAUVILLER P., Book Review. 2003. Methodologies for soil and sediment fractionation<br />
studies. Sci. Total Environ. 303: 263–264.<br />
218
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Tomasz Ciesielczuk*, Grzegorz Kusza*, Anna Nemś*<br />
NAWOŻENIE POPIOŁAMI Z TERMICZNEGO PRZEKSZTAŁCANIA<br />
BIOMASY ŹRÓDŁEM PIERWIASTKÓW ŚLADOWYCH DLA GLEB<br />
FERTILIZATION WITH BIOMASS ASHES AS A SOURCE<br />
OF TRACE ELEMENTS FOR SOILS<br />
Słowa kluczowe: metale ciężkie, popiół, biomasa, nawożenie.<br />
Key words: heavy metals, ash, biomass, fertilization.<br />
In order to progressively reducte consumption of fossil fuels as coal, natural gas and oil<br />
there are increasingly used renewable energy sources, including biomass. The recovery of<br />
energy contained in the waste biomass is the most common way of incineration. Biomass<br />
burning can save fossil fuels what is a realization of the rules of sustainable development.<br />
Ash is formed as a result of biomass combustion, which due to its chemical composition<br />
may be used for soils fertilization. In the time of increasing interest in biomass use as a fuel,<br />
both in the industrial sector as well as farms, we will find a growing number of emerging ashes.<br />
The aim of this study was to assess the content of trace elements in ashes from various<br />
types of biomass. We analyzed five types of fly ashes from biomass burning in the laboratory<br />
conditions. In the studied materials were determined main quality parameters and content<br />
of heavy metals (Zn, Cu, Pb, Ni, Cd, Cr and Mn). The highest metal content was observed in<br />
the case of fly ash derived from pine and beech. Particularly low amounts of the studied elements<br />
(except zinc) was noted in ash from straw of triticale. Except ash from pine wood (due<br />
to high lead content), all investigated samples could be used as fertilizers in agruculture.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Bilans energetyczny Polski zakłada na najbliższe lata stały wzrost udziału energii wytwarzanej<br />
ze źródeł odnawialnych. Wszystkie procesy i technologie zmierzają do ograniczenia wy-<br />
* Dr inż. Tomasz Ciesielczuk, dr Grzegorz Kusza, Anna Nemś – Samodzielna Katedra<br />
<strong>Ochrony</strong> Powierzchni Ziemi, Uniwersytet Opolski, ul. Oleska 22, 45-052 Opole;<br />
tel: 77 401 60 27; e-mail: tciesielczuk@uni.opole.pl<br />
219
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza, Anna Nemś<br />
korzystania nieodnawialnych źródeł energii – ropy naftowej i węgla, pokrywających odpowiednio:<br />
35 i 25,3% światowego zapotrzebowania na energię pierwotną [Heinimo, Junginger 2009].<br />
Wymusza to wdrażanie nowych technologii oraz pozyskiwanie nowych terenów inwestycyjnych.<br />
Jednym z obiecujących źródeł energii odnawialnej w warunkach Polskich jest biomasa.<br />
Paliwo to, pochodzące z terenów leśnych lub specjalnych upraw roślin energetycznych, jest<br />
w coraz szerszym stopniu wykorzystywane, zatem powstają coraz większe ilości odpadów<br />
z procesu termicznego przekształcania – głównie w postaci popiołów.<br />
Odpady pochodzenia rolniczego (np. resztki pożniwne) i przemysłowego, w szczególności<br />
zaś odpady z przemysłu drzewnego, mogą być bezpośrednio wykorzystywane jako<br />
paliwo alternatywne [Domańska, Zacharz 2008]. Odpady drzewne w postaci zrębków mogą<br />
być wykorzystywane nie tylko w procesie spalania, ale także zgazowania z wytworzeniem<br />
gazu procesowego stosowanego jako paliwo.<br />
Odpady drzewne w postaci heblowin oraz pyły szlifierskie poddane procesowi peletowania<br />
lub brykietowania są cennym, coraz powszechniej stosowanym paliwem nie tylko<br />
w gospodarstwach domowych, ale także w małych firmach, a nawet dużych zakładach do<br />
ogrzewania hal produkcyjnych. Paliwo to jest produktem uniwersalnym o zawartości popiołu<br />
w granicach 0,8–1,5%, łatwym zapłonie i stosunkowo wysokiej wartości opałowej porównywalnej<br />
z zawartością węgla niskiej jakości [Komorowicz i in. 2009].<br />
Brykietowaniu i peletowaniu może być poddana biomasa pochodząca z przemysłu, rolnictwa<br />
czy nawet gospodarstw domowych. Duże nadzieje wiąże się z wykorzystaniem biomasy<br />
do kogeneracji energii w cyklach ORC i EFGT [Kautz, Hansen 2007].<br />
Na szczególną uwagę jako potencjalne źródło popiołu zasługuje słoma. Sektor rolniczy<br />
w Polsce wytwarza 200–300 mln Mg biomasy, w tym około 25 mln Mg słomy [Bzdawka-Piątkowska<br />
2007, Kwaśniewski 2008]. Średnio otrzymać można 740 tys. Mg popiołu do zastosowania<br />
nawozowego w rolnictwie.<br />
Podczas spalania samej biomasy powstaje uboczny produkt spalania – popiół, którego<br />
właściwości, jeśli są dobrze poznane, umożliwiają skierowanie go do wykorzystania w przemyśle<br />
lub – co szczególnie cenne – rozpatrzenie możliwości rolniczego wykorzystania. Podobne<br />
próby były podejmowane z wykorzystaniem popiołów paleniskowych [Antonkiewicz<br />
2009, Roszyk i in. 2004]. W związku z tym, istotnym problemem staje się analiza i opracowanie<br />
technologii zagospodarowania tych popiołów. Z jednej strony, popioły są źródłem<br />
składników pokarmowych dla roślin, mają także właściwości odkwaszające, stanowią alternatywę<br />
dla nawozów mineralnych, natomiast z drugiej – zauważa się pewne niedogodności<br />
związane z zastosowaniem tych odpadów, a także zawartością w nich substancji szkodliwych,<br />
takich jak metale ciężkie.<br />
Szczególnej kontroli wymaga popiół uzyskany ze spalania roślin energetycznych nawożonych<br />
ściekami lub osadami ściekowymi [Bielicka i in. 2007].<br />
Istnieją przesłanki o znacznych korzyściach wynikających z pozyskania składników nawozowych<br />
z produktów odpadowych pochodzących ze spalania biomasy. Błędem środowi-<br />
220
Nawożenie popiołami z termicznego przekształcania biomasy źródłem pierwiastków...<br />
skowym byłoby zatem kierowanie popiołów na składowiska odpadów w sytuacji, gdy cenne<br />
składniki mogą być wykorzystane do nawożenia roślin i poprawy właściwości glebowych.<br />
2. Podstawy prawne<br />
Prawo polskie definiuje nawozy zapisem ustawy z dnia 10 lipca 2007 r. o nawozach<br />
i nawożeniu (Dz.U. Nr 147 poz. 1033) jako produkty przeznaczone do dostarczania roślinom<br />
składników pokarmowych lub zwiększenia żyzności gleb albo zwiększania żyzności<br />
stawów rybnych, w postaci nawozów mineralnych, nawozów naturalnych, nawozów organicznych<br />
oraz nawozów organiczno-mineralnych. Podstawowe parametry (w tym zawartość<br />
metali ciężkich) określające jakość nawozów zawarte są w rozporządzeniu Ministra Rolnictwa<br />
i Rozwoju Wsi z dnia 21 grudnia 2009 r. w sprawie wykonywania niektórych przepisów<br />
ustawy o nawozach i nawożeniu (Dz.U. z 2009 r. Nr 224 poz. 1804).<br />
Definicja biomasy zawarta jest w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 20 grudnia<br />
2005 r. w sprawie standardów emisyjnych z instalacji (Dz.U. Nr 260 poz. 2181). W świetle<br />
tego rozporządzenia biomasę stanowi produkt składający się w całości lub części z substancji<br />
roślinnych, które pochodzą z rolnictwa, leśnictwa, a są spalane w celu odzyskania<br />
zawartej w nich energii.<br />
Jako biomasa traktowane są także odpady pochodzące z rolnictwa, leśnictwa, roślinne<br />
z przemysłu spożywczego. Zgodnie z tymi przepisami także drewno jest uznawane jako<br />
biomasa, jednak odpady drewniane pokryte lub nasączone impregnatami lub środkami<br />
ochrony drewna nie stanowią już biomasy w rozumieniu ww. rozporządzenia.<br />
Za biomasę nie będzie uznawane drewno pełnowartościowe. Zapis taki (§ 7 pkt 6) znalazł<br />
się w przygotowywanym rozporządzeniu Ministra Gospodarki w celu ochrony surowca<br />
dobrej jakości. Biomasa zdefiniowana jest również w rozporządzeniu Ministra Gospodarki<br />
z dnia 19 grudnia 2005 r. w sprawie szczegółowego zakresu obowiązków uzyskania i przedstawienia<br />
do umorzenia świadectw pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej oraz zakupu<br />
energii elektrycznej i ciepła wytworzonych w odnawialnych źródłach energii (Dz.U. Nr 261,<br />
poz. 2187, z późn. zm.). Według tego rozporządzenia biomasa definiowana jest jako: stałe<br />
lub ciekłe substancje pochodzenia roślinnego lub zwierzęcego, które ulegają biodegradacji,<br />
i które pochodzą z produktów, odpadów i pozostałości z produkcji rolnej oraz leśnej, a także<br />
części pozostałych odpadów, które ulegają biodegradacji. Zastosowanie odpadowej biomasy<br />
drzewnej do termicznego przekształcania (jako paliwa alternatywnego) jest zgodne z wytycznymi<br />
Europejskiego Komitetu Standaryzacji CEN [Alakangas i in. 2006].<br />
3. Materiał i metody<br />
Do badań jako prób użyto pięciu popiołów pochodzących z termicznego przekształcania<br />
biomasy. Wykorzystano popioły z: sosny, świerka, buka, dębu oraz słomy z pszenżyta.<br />
221
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza, Anna Nemś<br />
Drewno dębowe spalane było wraz z korą. W celu oznaczenia ilości popiołu w poszczególnych<br />
typach paliwa biomasę spalano w temperaturze 600 o C przez 3 godziny w piecu muflowym,<br />
a następnie dopalano w tej temperaturze przez 1 godzinę [Xiao i in. 2011]. W tak uzyskanych<br />
popiołach oznaczono: odczyn (pH), przewodność elektrolityczną właściwą (EC)<br />
metodami elektrometrycznymi, gęstość nasypową metodą wagową oraz zawartość węgla<br />
organicznego metodą Thiurina. Zawartość sodu, potasu i wapnia oznaczono w mineralizatach<br />
mokrych metodą FES za pomocą aparatu BWB XP. Zawartość magnezu oraz metali<br />
ciężkich, takich jak: cynk, miedź, ołów, nikiel, chrom, kadm oznaczono metodą spektroskopii<br />
absorpcji atomowej za pomocą aparatu Philips Unicam PU 9100X po mikrofalowej mineralizacji<br />
na mokro z wodą królewską w aparacie Mars-X.<br />
4. Dyskusja wyników<br />
Wszystkie badane popioły charakteryzowały zabarwienie od jasnoszarego do jasnobrązowego<br />
oraz niewielki ciężar nasypowy. Wartości podstawowych parametrów charakteryzujących<br />
badane materiały przedstawiono w tabeli 1.<br />
Tabela 1. Charakterystyka badanych popiołów z biomasy<br />
Table 1. Basic characteristics of biomass ashes<br />
Wyszczególnienie Sosna Świerk Buk Dąb Pszenżyto<br />
Popiół, % 0,41 1,78 0,52 0,34 2,96<br />
Odczyn (pH) 11,11 10,78 11,47 11,71 11,03<br />
EC, mS/cm 4,10 16,29 12,13 3,85 11,63<br />
Ciężar nasypowy, g/cm 3 0,064 0,120 0,071 0,270 0,088<br />
Węgiel organiczny, % 0,05 1,62 0,02 0,70 1,41<br />
CaO 38,9 14,9 20,1 50,9 7,2<br />
MgO 10,6 3,9 14,6 5,9 7,5<br />
Na 2<br />
O 1,1 0,6 0,4 0,5 0,6<br />
K 2<br />
O 22,0 69,3 33,2 12,2 42,0<br />
P 2<br />
O 5<br />
7,0 3,7 4,8 3,8 9,2<br />
Zawartość popiołu była niska, chociaż po prażeniu słomy zanotowano niemal 3% pozostałości.<br />
Dane literaturowe wskazują na jeszcze wyższe zawartości popiołu w biomasie osiągające<br />
dla słomy ryżowej niemal 10%, pszennej – 7,9%, rzepakowej – 4,37%, a dla drewna<br />
sosnowego – od 0,60 do 3,25%. Paliwo tradycyjne (węgiel brunatny) zawiera 7,6% popiołu<br />
[Bakisgan i wsp. 2009, Komorowicz i wsp. 2009, Wielgosiński 2009, Xiao i wsp. 2011].<br />
Odczyn badanych popiołów (tab. 1) we wszystkich przypadkach był silnie zasadowy.<br />
Jak podają Arvidsson, Lundkvist [2003], Park i inni [2005] popiół drzewny alkalizuje glebę,<br />
zwiększa pojemność wymienną i stopień wysycenia kationami zasadowymi. Wysoki odczyn<br />
(pH>13) może być czynnikiem decydującym o zastosowaniu popiołu do higienizacji osadów<br />
222
Nawożenie popiołami z termicznego przekształcania biomasy źródłem pierwiastków...<br />
ściekowych, co dodatkowo skutkuje znaczną redukcją przyswajalnych dla roślin ilości metali<br />
ciężkich [Hermann i Harasimowicz-Hermann 2005, Su i Wong 2003]. Alkalizacja gleb po<br />
zastosowaniu popiołu (wzrost o jednostkę pH) może wpływać na zmniejszenie mobilności<br />
metali (w tym obniżenie aktywności glinu wymiennego) szczególnie w glebach podatnych<br />
na zakwaszanie [Ciba i in. 2007].<br />
Analizując dane przewodności elektrolitycznej, zauważono znaczne różnice pomiędzy<br />
badanymi próbami. Najwyższe wartości zanotowano w popiele z drewna świerkowego<br />
(16,29 mS/cm), natomiast najniższe – w popiele uzyskanym z drewna dębowego (3,85mS/cm).<br />
Zawartość węgla organicznego w popiele z biomasy była niewielka. Najwięcej stwierdzono<br />
go w popiele świerkowym (1,62%), najmniejszą zaś – w pozostałości po spaleniu<br />
drewna bukowego (0,02%). Według Winnickiej i in. [2005] w temperaturze 600 o C następuje<br />
całkowite spopielenie biomasy, a zatem brak jest węgla organicznego w popiele uzyskanym<br />
w tych warunkach.<br />
W niniejszym eksperymencie, pomimo zastosowanego godzinnego dopalania, notuje<br />
się jednak pozostałości węgla, będące zapewne efektem braku dostępu tlenu do dolnych<br />
warstw spalanej biomasy. Jednak popiół uzyskany w warunkach rzeczywistych może<br />
zawierać większe ilości niespalonego węgla, w zależności od rodzaju spalanej biomasy<br />
(szczapy, pelety) oraz od typu kotła, a w szczególności konstrukcji rusztu.<br />
W skład chemiczny popiołów wchodzą zarówno metale alkaliczne, jak i pierwiastki mogące<br />
kumulować się w tkankach organizmów roślinnych i zwierzęcych, w tym metale ciężkie.<br />
Zawartość Cr, Cd, Cu, Ni czy Pb w popiele drzewnym jest zróżnicowana w zależności<br />
od rodzaju drewna i miejsca jego pozyskiwania [Szyszlak-Bargłowicz, Piekarski 2009].<br />
Jest ona jednak znacznie niższa niż w popiołach powstałych po spaleniu węgla kamiennego<br />
[Demeyer i in. 2001, Zimmermann, Frey 2002]. W szczególnych przypadkach, popioły<br />
paleniskowe pochodzące z termicznego przekształcania węgla kamiennego zawierają<br />
niewielkie ilości metali, porównywalne z ich zawartością w popiołach z biomasy [Antonkiewicz<br />
2009].<br />
Wyniki badań zawartości metali ciężkich różnych rodzajów biomasy przedstawiono<br />
w tabeli 2.<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w badanych popiołach, mg/kg s.m.<br />
Table 2. Heavy metals content in biomass ashes, mg/kg d.w.<br />
Wyszczególnienie Sosna Świerk Buk Dąb Pszenżyto<br />
Zn 3937 1430,6 1284,2 1737,9 2777,8<br />
Cu 206,8 277,6 231,8 112,8 56,0<br />
Ni 36,98 26,31 187,2 13,98 5,03<br />
Pb 186,6 60,77 52,40 25,64 18,44<br />
Cd 25,55 2,59 1,30 1,38 5,03<br />
Cr 21,3 7,81 24,45 15,36 11,42<br />
Mn 30845 7630 45197 5462 3024<br />
223
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza, Anna Nemś<br />
Wyniki badań metali ciężkich w popiołach wykazały duże zróżnicowanie w zależności<br />
od rodzaju biomasy, z której je uzyskano. Popiół z drewna bukowego charakteryzowała bardzo<br />
wysoka zawartość Ni (187,2 mg/kg s.m.), a także Mn (45 197 mg/kg s.m.), odpowiednio<br />
ponad 40- i 14-stokrotnie wyższa niż w popiele uzyskanym z pszenżyta. Zanotowano<br />
również wysoką zawartość manganu w popiele z drewna sosnowego (30 845 mg/kg s.m.).<br />
Porównując zawartość kadmu w popiołach z różnych gatunków biomasy zauważono,<br />
iż najwyższe stężenie tego pierwiastka znajdowało się w popiele sosnowym – na poziomie<br />
25,55 mg/kg s.m., w pozostałych popiołach jego zawartość była znacznie niższa (1,30–5,03<br />
mg/kg s.m.) i utrzymywała się na podobnym poziomie.<br />
Zawartość cynku we wszystkich analizowanych popiołach była wysoka. Zawartość ołowiu<br />
w badanych próbach była bardzo zróżnicowana. Najniższe stężenie zanotowano w popiele<br />
ze słomy (18,44 mg/kg s.m.), natomiast najwyższe przypadło na popiół z pochodzący<br />
ze spalania drewna sosnowego (186,6 mg/kg s.m.).<br />
Chrom we wszystkich próbach utrzymuje się na dosyć niskim poziomie i nie przekroczył<br />
poziomu 25 mg/kg s.m. Biorąc pod uwagę zawartość miedzi w badanych próbach, to<br />
w popiele z drewna sosnowego, świerkowego oraz bukowego była na podobnym poziomie.<br />
Dwukrotnie mniej tego pierwiastka zanotowano w popiele dębowym, najniższe stężenie,<br />
nieco ponad 5 mg/kg s.m. wykryto w popiele ze słomy pszenżyta. Według danych literaturowych<br />
popioły z drewna mieszanego i sosnowego były także zasobne w Mn, Cd, Cu, Ni i Pb.<br />
Popiół z drewna mieszanego odznaczał się większą niż popiół sosnowy zawartością Cr, Cd<br />
i Mn [Kucharski, Jastrzębska 2005].<br />
Popiół drzewny może zawierać niewielkie ilości metali ciężkich, takich jak ołów, kobalt<br />
i kadm. Mogą być one szkodliwe jedynie w dużych ilościach.<br />
Dane literaturowe pokazują wyższą zawartość chromu (30,8–133,3 mg/kg s.m.),<br />
a znacznie niższą manganu (68,7–398,0 mg/kg s.m.) w popiele z brykietu drzewnego. Odnotowano<br />
również niższą zawartość Zn – na poziomie 9,75-47–7 mg/kg s.m. [Wirsz i Matwiejew<br />
2005].<br />
Zapisy rozporządzenia Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 21 grudnia 2009 r.<br />
w sprawie wykonywania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawożeniu (Dz.U.<br />
z 2009 r. Nr 224, poz. 1804) precyzują dla nawozów mineralnych maksymalną zawartość<br />
arsenu, kadmu, ołowiu i rtęci.<br />
Spośród analizowanych popiołów z zastosowania nawozowego należy wykluczyć popiół<br />
sosnowy ze względu na ponadnormatywną zawartość ołowiu. Pozostałe popioły są<br />
zgodne z zapisami wymienionego rozporządzenia.<br />
Duże spalarnie biomasy dostarczają dziennie 100–170 kg popiołu (który zajmuje około<br />
1 m 3 ), tj. ponad 36 Mg rocznie. Przy zastosowaniu niewielkiej dawki nawozowej, wynoszącej<br />
1 Mg/ha, ilości wprowadzonych do gleby metali wynoszą 1,3–25,6 g Cd/ha oraz<br />
18,4–186,6 g Pb/ha. Jednak w odniesieniu do dopuszczalnych poziomów zawartości metali,<br />
podanych w rozporządzeniu Ministra Rolnictwa z dnia 9 września 2002 r. w sprawie stan-<br />
224
Nawożenie popiołami z termicznego przekształcania biomasy źródłem pierwiastków...<br />
dardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359), popioły<br />
z biomasy będą donorem głównie manganu, cynku i miedzi. Taka dawka nawozowa<br />
dostarczy na 1 m 2 0,30–4,52 g Mn, 0,13–0,39 g Zn i 0,006–0,028 g Cu.<br />
5. Wnioski<br />
Coraz powszechniejszy proces termicznego przekształcania biomasy generuje powstawanie<br />
znacznych ilości popiołów, chociaż ilość stałej pozostałości po spalaniu uzyskana<br />
w niniejszych badaniach była niewielka i wynosiła 0,34–2,96%. Badane popioły charakteryzuje<br />
silnie alkaliczny odczyn oraz niewielka zawartość pozostałego węgla organicznego. Ich<br />
zastosowanie do nawożenia może przyczynić się do alkalizacji gleb, szczególnie gleb podatnych<br />
na zakwaszanie, oraz zmniejszyć ilość glinu wymiennego. W badanych popiołach<br />
zanotowano także znacznie zróżnicowaną zawartość metali ciężkich. Zanotowano szczególnie<br />
wysokie zawartości manganu, cynku i miedzi, co może być czynnikiem warunkującym<br />
wykorzystanie popiołów jako źródła tych pierwiastków dla gleb, jednak w świetle obowiązujących<br />
przepisów z zastosowania rolniczego należałoby wyeliminować tylko popiół<br />
uzyskany z drewna sosnowego, ze względu na ponadnormatywną zawartość ołowiu.<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
Alakangas E., Valtanen J., Levlin J.E. 2006. CEN technical specification for solid<br />
biofuels—Fuel specification and classes. Biomass Bioenergy 30: 908–914.<br />
ANTONKIEWICZ j. 2009. Wykorzystanie popiołów paleniskowych do wiązania metali ciężkich<br />
występujących w glebie. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41: 398–405.<br />
ARVIDSSON H., LUNDKVIST H. 2003. Effects of crushed wood ash on soil chemistry in<br />
young Norway spruce stands. For. Ecol. Manage. 176: 121–132.<br />
Bakisgan C., Dumanli A.G., Yürüm Y. 2009. Trace elements in Turkish biomass fuels:<br />
Ashes of wheat straw, olive bagasse and hazelnut shell. Fuel 88: 1842–1851.<br />
Bielicka A., Bojanowska I., Krupa A., Schuetz P., Leszczyński J. 2007. Biomasa<br />
– produkt II stopnia oczyszczania ścieków jako źródło energii odnawialnej. <strong>Ochrona</strong><br />
Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 31: 296–301.<br />
bZDAWKA-PIĄTKOWSKA K. 2007. Stan obecny i perspektywy rozwoju energetyki odnawialnej<br />
w Polsce. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 33: 20–26.<br />
Ciba J., Skwira M., Zołotajkin M. 2007. Wpływ wybranych substancji chemicznych<br />
na zawartość glinu wymiennego i pH gleb leśnych – przegląd literaturowy. <strong>Ochrona</strong><br />
Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 31: 63–67.<br />
DEMEYER A., VOUNDI NKANA J.C., VERLOO M.G. 2001. Characteristics of wood ash<br />
and influence on soil properties and nutrient uptake: on overview. Bioresource Technol.<br />
77: 287–295.<br />
225
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza, Anna Nemś<br />
DomaŃska D., Zacharz T. 2008. Biomass wastes as source of alternative energy. Archives<br />
of Environmental Protection 34: 39–54.<br />
Heinimo J., Junginger M. 2009. Production and trading of biomass for energy – An<br />
overview of the global status. Biomass Bioenerg. 33: 1310–1320.<br />
Hermann J., Harasimowicz-Hermann G. 2005. Przydatność popiołów ze spalania<br />
biomasy do stosowania w rolnictwie i rekultywacji gruntów. Inżynieria Ekologiczna 12:<br />
195–196.<br />
Kautz M., Hansen U. 2007. The externally-fired gas-turbine (EFGT-Cycle) for decentralized<br />
use of biomass. Appl Energ 84: 795–805.<br />
Komorowicz M., Wróblewska H., Pawłowski J. 2009 Skład chemiczny i właściwości<br />
energetyczne biomasy z wybranych surowców odnawialnych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska<br />
i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 40: 402–410.<br />
KUCHARSKI J., JASTRZĘBSKA E. 2005. Liczebność drobnoustrojów i właściwości fizykochemiczne<br />
gleby zanieczyszczonej popiołem drzewnym. J. Elementol. 10(3): 513–525.<br />
KWAŚNIEWSKI D. 2008. Ocena produkcji i potencjalnych możliwości wykorzystania słomy do<br />
celów grzewczych na przykładzie powiatu żywieckiego. Inżynieria Rolnicza 6: 113–119.<br />
PARK B.B., RUTH D.Y., JAMES M.S, DON K.L., LAWRENCE P.A. 2005. Wood ash effects<br />
on plant and soil in a willow bioenergy plantation. Biomass Bioenerg. 28(4): 355–365.<br />
ROSZYK J., NOWOSIELSKI O., KOMOSA A. 2004. Przydatność ekstraktów z popiołu węgla<br />
brunatnego do nawożenia dolistnego kalafiora. Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu<br />
– CCCLVI: 189–197.<br />
Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 21 grudnia 2009 r. w sprawie<br />
wykonywania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawożeniu (Dz.U.<br />
z 2009 r. Nr 224, poz. 1804).<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 grudnia 2005 r. w sprawie standardów<br />
emisyjnych z instalacji (Dz.U. z 2005 r. Nr 260, poz. 2181).<br />
Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 19 grudnia 2005 r. w sprawie szczegółowego<br />
zakresu obowiązków uzyskania i przedstawiania do umorzenia świadectw<br />
pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej oraz zakupu energii elektrycznej i ciepła<br />
wytworzonych w odnawialnych źródłach energii (Dz.U. z 2005 r. Nr 261, poz.<br />
2187, z późn. zm.).<br />
Rozporządzenie Ministra Rolnictwa z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359).<br />
Su D.C., Wong J.W.C. 2003. Chemical speciation and phytoavailability of Zn, Cu, Ni and<br />
Cd in soil amended with fly ash-stabilized sewage sludge. Environment International<br />
29: 895– 900.<br />
Szyszlak-Bargłowicz J., Piekarski W. 2009. Zawartość wybranych pierwiastków<br />
metali ciężkich w biomasie ślazowca pensylwańskiego (Sida hermaphrodita Rusby).<br />
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 40: 357–364.<br />
226
Nawożenie popiołami z termicznego przekształcania biomasy źródłem pierwiastków...<br />
Ustawa z dnia 10 lipca 2007 r. o nawozach i nawożeniu (Dz.U. z 2007 r., Nr 147, poz.<br />
1033).<br />
WIELGOSIŃSKI G. 2009. Czy biomasa jest paliwem ekologicznym? Polska Inżynieria Środowiska<br />
pięć lat po wstąpieniu do Unii Europejskiej 1: 347–356.<br />
WINNICKA G., TRAMER A, ŚWIECA G. 2005. Researches for solid biomass utilized in<br />
power and heat industry. Karbo 2: 141–147.<br />
WIRSZ J., MATWIEJEW A., 2005. Biomasa – badania w laboratorium w aspekcie przydatności<br />
do energetycznego spalania, Energetyka 9: 615.<br />
Xiao R., Chen X., Wang F., Yu G. 2011. The physicochemical properties of different biomass<br />
ashes at different ashing temperature. Renewable Energy 36: 244–2<strong>49</strong>.<br />
ZIMMERMANN S., FREY B. 2002. Soil respiration and microbial properties in an amid forest<br />
soil: effects of wood ash. Soil Biol. Biochem., 34: 1727–1737.<br />
227
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Beata Smolińska*, Katarzyna Król*<br />
WYMYWALNOŚĆ NIKLU Z PRÓB GLEBOWYCH AGLOMERACJI<br />
ŁÓDZKIEJ<br />
LEACHING OF NICKEL FROM SOIL SAMPLES OF THE ŁÓDŹ<br />
AGGLOMERATION<br />
Słowa kluczowe: nikiel, wymywalność, zanieczyszczona gleba, środowisko.<br />
Key words: nickel, leaching, contaminated soil, environment.<br />
Heavy metals are one of the major pollutants in soil which can cause a lot of biological<br />
effects. Nickel is one of them. At the present time nickel became popular in many manufacturing<br />
process so there is possibility to find higher concentration of this element in environment.<br />
Therefore research are needed.<br />
The aim of this work was estimation of nickel contamination degree in soil in Łódź city.<br />
This article describes also the results of the research on the nickel leaching process depend<br />
on soil pH. The samples were taken from surface layer of the soil (0–30 cm) from centre<br />
and suburb of the city. The content of nickel was measured by the AAS method. The<br />
study showed that there is no high concentration of nickel in soil in Łódź. As expected the<br />
higher concentration of this metal was found in soil samples from city centre. Investigations<br />
showed that the leaching of nickel is the most effective in pH=5. In this condition nickel<br />
forms were the most soluble.<br />
In conclusion the results presented in this paper show that the nickel concentration<br />
in analysed soils is quite low so from the agricultural and environmental point of view this<br />
chemical element is not any significant factor limiting the usefulness of soil for the production<br />
of plant materials with high quality characteristics in Łódź agglomeration.<br />
* Dr inż. Beata Smolińska, mgr inż. Katarzyna Król – <strong>Instytut</strong> Podstaw Chemii Żywności,<br />
Wydział Biotechnologii i Nauk o Żywności, Politechnika Łódzka; ul. Stefanowskiego 4/10,<br />
90-924 Łódź; tel.: 42 631 34 10, e-mail: katarzyna.krol@op.pl<br />
228
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Zwiększająca się współcześnie świadomość zagrożeń, jakie wynikają z zanieczyszczenia<br />
środowiska naturalnego powoduje, że koniecznością stała się regularna kontrola poziomu<br />
zawartości pierwiastków i substancji toksycznych zarówno w powietrzu, wodzie, jak<br />
również w glebie [Kocjan i in. 2002]. Wśród substancji wykazujących negatywny wpływ na<br />
środowisko coraz większe zainteresowanie budzą metale ciężkie [Sady 2001]. Skutki zdrowotne<br />
wywołane spożywaniem nawet śladowych ilości tych substancji mogą pojawić się po<br />
wielu miesiącach, a nawet latach. Szczególnie wrażliwi na toksyczne działanie metali ciężkich<br />
są ludzie chorzy i dzieci [Domagała, Sady 2001]. Metale ciężkie stanowią bardzo specyficzną<br />
grupę zanieczyszczeń obecnych w glebie. Ich specyfika wynika z chemicznego<br />
charakteru tych zanieczyszczeń – są to pierwiastki, a więc nie podlegają biodegradacji i rozkładowi<br />
do związków prostych. Ponadto metale te występują we wszystkich glebach, nawet<br />
tych uznanych za nieskażone. W większości gleb ilości te są śladowe – nie przekraczają kilkunastu<br />
ppm, a w niektórych wypadkach nawet ich dziesiątych bądź setnych części. Są jednak<br />
gleby, w których obserwuje się naturalnie wysokie stężenia niektórych metali ciężkich,<br />
ze względu na ich duże stężenie w skałach macierzystych i rudach metali. Obecnie, w wyniku<br />
rozwoju cywilizacyjnego, w wielu rejonach obserwuje się silne skażenie gleb metalami<br />
ciężkimi. Ich źródłem są między innymi pyły pochodzące ze spalania paliw stałych oraz<br />
wydobycia i przetwarzania rud metali [Buszewski, Kosobucki 2003, Grześ, Klimek 2008].<br />
Występowanie niklu w glebach jest wyraźnie związane z zasadowymi skałami magmowymi<br />
oraz z ilastymi skałami osadowymi. Nikiel najczęściej towarzyszy skałotwórczym<br />
krzemianom magnezowo-żelazowym. Duże koncentracje tego pierwiastka występują również<br />
w glebach wykształconych na podłożu serpentynitowym. Zbadano, że średnia zawartość<br />
niklu w powierzchniowych poziomach różnych gleb wynosi 4–50 mg/kg s.m. Mniejsze<br />
stężenia – w lekkich glebach piaszczystych wynoszą około 15 mg/kg s.m., natomiast większe<br />
stężenia – około 30 mg/kg s.m.– przypadają na gleby gliniaste. W glebach Ni przeważa<br />
w formie związanej z substancją organiczną. Często jednak, zwłaszcza w glebach mineralnych,<br />
metal ten jest sorbowany przez wodorotlenki żelaza i manganu, ale także pozostaje<br />
w formach łatwo rozpuszczalnych. Rozpuszczalność niklu w glebach wzrasta wraz z kwasowością,<br />
a jego sorpcja przez wodorotlenki Fe i Mn zwiększa się w miarę spadku kwasowości<br />
[Karaś i in. 2000, Lis, Pasieczna 1995].<br />
Nikiel nie należy do pierwiastków, które są niezbędne do funkcjonowania wszystkich organizmów<br />
żywych [Wolak i in.1995, Terelak i in. 2000]. Jednak wiele badań udowodniło, że<br />
jest on mikroelementem wymaganym do prawidłowego przebiegu procesów fizjologicznych<br />
u roślin, zwierząt, a nawet mikroorganizmów, ale nadmiar może być kancerogenny [Fu i in.<br />
1996, Trupschuh i in. 1997 a,b, Anke i in. 1995]. Wysokie koncentracje niklu w organizmach<br />
żywych mogą przyczyniać się do obniżenia pobierania magnezu, manganu oraz cynku [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999].<br />
229
Beata Smolińska, Katarzyna Król<br />
Współcześnie nikiel jest bardzo ważnym elementem nowoczesnego przemysłu,<br />
w szczególności elektronicznego [Garrett 2000, Shin, Kim 2001]. Wykorzystywany jest<br />
w produkcji sprzętu elektrycznego, narzędzi, baterii, protez medycznych, stali nierdzewnej<br />
oraz biżuterii [Garrett 2000]. Bardzo często pierwiastek ten pełni również funkcję katalizatora<br />
w procesach, takich jak na przykład utwardzanie tłuszczu [Thomas 1970]. Ze względu na<br />
powszechność użycia niklu w wielu gałęziach przemysłu, może on być stosunkowo łatwo<br />
deponowany w glebie. Wielu autorów podkreśla, że na dostępność i mobilność niklu w glebie<br />
wpływ ma bardzo wiele czynników, takich jak: zawartość materii organicznej, koncentracja<br />
związków żelaza oraz pH samej gleby [Wallace i in. 1977; Sauerbeck 1991; Weng i in.<br />
2004; McBride i in.1999]. Wielu badaczy dowiodło w swoich doświadczeniach, że znacznie<br />
lepsze wiązanie jonów niklu następowało w glebie bogatej w materię organiczną [Weng<br />
i in. 2004; Toribio, Romanja 2006]. Niektórzy zauważyli jednak, że wiązanie to nie jest tak<br />
silne, jak u innych pierwiastków, m.in. miedzi i cynku [Kaschl i in. 2002; Ashworth, Alloway<br />
2004]. Wielu autorów wykazało, że czynnikiem decydującym o mobilności niklu w glebie<br />
jest jej odczyn [Weng i in. 2004]. Być może związane jest to z faktem, iż pojemność sorpcyjna<br />
materii organicznej gleby w stosunku do metali jest silnie zależna od pH [Rooney i in.<br />
2007]. Dodatek rozpuszczalnych soli metali do gleby powoduje wzrost siły jonowej w roztworze<br />
glebowym, a co za tym idzie – prowadzi do obniżenia pH tego roztworu, co w rezultacie<br />
zwiększa rozpuszczalność metali [Stevens i in. 2003]. W wielu doświadczeniach udowodniono,<br />
że największa rozpuszczalność niklu występuje w glebach kwaśnych [Rooney<br />
i in. 2007; Toribio, Romanja 2006]. Jest to o tyle niebezpieczne, że zakwaszenie gleb jest<br />
obecnie zjawiskiem niezwykle powszechnym wywołanym wieloma czynnikami, do których<br />
należą między innymi kwaśne deszcze. Wywołuje to potrzebę badania i kontroli gleby nie<br />
tylko pod względem zawartości konkretnych pierwiastków, ale również ich wymywalności<br />
i zachowania w różnych warunkach środowiskowych.<br />
2. METODYKA<br />
2.1. Badany materiał<br />
Materiał, który posłużył do wykonania badań i analiz, stanowiły dwie gleby pobrane<br />
w różnych miejscach na terenie miasta Łodzi. Próbka gleby <strong>nr</strong> 1 pobrana została na obrzeżach<br />
miasta, natomiast próbka <strong>nr</strong> 2 pochodziła z centrum miasta (w dalszym opisie doświadczenia<br />
dla uproszczenia zastosowano numeracje gleb: 1 i 2). Próby glebowe do badań<br />
zostały pobrane zgodnie z normą PN-R-04031:1997 (Analiza chemiczno-rolnicza gleby.<br />
Pobieranie próbek). W określonych miejscach wykopano jednolity monolit glebowy do głębokości<br />
30 cm. Tak pobraną glebę umieszczono w płóciennych workach i przywieziono do<br />
laboratorium. Otwarty worek umieszczono w suchym i dobrze wentylowanym miejscu. Po<br />
osiągnięciu przez glebę powietrznie suchej masy, zbite części warstwy mineralnej roztar-<br />
230
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
to w moździerzu, a następnie przesiano przez sito o średnicy oczek 2 mm. W ten sposób<br />
przygotowane próbki glebowe przechowywano w plastikowych, zamkniętych pojemnikach,<br />
a następnie wykorzystano do przeprowadzenia analiz.<br />
2.2. Oznaczenia analityczne<br />
Oznaczenie pH oraz pH KCl<br />
roztworów glebowych. Oznaczenie przeprowadzono<br />
zgodnie z normą PN-ISO 10390:1997 (Jakość gleby. Oznaczanie pH). Odważono po 10 g<br />
powietrznie suchych prób gleby 1 i 2, następnie przeniesiono je do szklanych zlewek o pojemności<br />
50 ml i dodano po 25 ml wody destylowanej (pH H2O<br />
) lub 25 ml 1M roztworu KCl<br />
(pH KCl<br />
) . Zawartość wymieszano bagietką i pozostawiono na 24 godziny. Po upływie tego<br />
czasu dokonano pomiaru pH.<br />
Oznaczenie zawartości wody higroskopijnej i absolutnie suchej masy gleby.<br />
Oznaczenie wykonane zostało zgodnie z normą PN-ISO 11465:1999 (Jakość gleby. Oznaczanie<br />
zawartości suchej masy gleby i wody w glebie w przeliczeniu na suchą masę gleby.<br />
Metoda wagowa.). Próbki powietrznie suchej gleby suszono w temperaturze 105°C do stałej<br />
masy. Z różnicy mas obliczono % zawartości wody higroskopowej.<br />
Oznaczenie wymywalności niklu z gleb. W celu oznaczenia wymywalności niklu<br />
z badanych gleb przygotowano wyciągi glebowe.10-gramową naważkę gleby umieszczono<br />
w kolbie o pojemności 250 ml. Do próbki dodano 100 ml wody destylowanej z ustalonym<br />
wcześniej pH (odpowiednio pH=5, pH=7, pH=8). Następnie wytrząsano na wytrząsarce laboratoryjnej<br />
w ciągu godziny. Po wytrząsaniu ługowano próbkę przez dwadzieścia cztery<br />
godziny w warunkach statycznych. Zawartość kolby przesączono się przez filtr bibułowy,<br />
następnie przesącz poddano dalszej procedurze analitycznej, tj. oznaczeniu zawartości niklu<br />
przy użyciu spektrometru absorpcji atomowej. Badanie przeprowadzono w trzech powtórzeniach<br />
dziennie, w ciągu pięciu dni.<br />
Oznaczenie zawartości niklu w badanych glebach/glebowych wyciągach wodnych.<br />
W celu oznaczenia koncentracji niklu odpowiednio przygotowane próby glebowe<br />
poddano mineralizacji mikrofalowej. Oznaczenie stężenia Ni wykonano metodą absorpcyjnej<br />
spektroskopii atomowej (AAS), przy długości fali 232,0 nm.<br />
3. ZESTAWIENIE I OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ<br />
Tabela 1. Zawartość suchej masy w próbkach glebowych<br />
Table 1. Dry weight of soil samples<br />
Gleba<br />
% suchej masy<br />
1 97<br />
2 97<br />
231
Beata Smolińska, Katarzyna Król<br />
Z danych zaprezentowanych w tabeli 1 wynika, że zarówno glebę pochodzącą z centrum,<br />
jak i glebę pobraną na obrzeżach miasta charakteryzowała wysoka zawartość suchej<br />
masy (97%). Parametr ten wykorzystano przy obliczaniu stężeń niklu w kolejnych etapach<br />
pracy.<br />
Tabela 2. Zestawienie wyników pomiarów pH i pH (H2<br />
badanych roztworów glebowych.<br />
O) (KCl)<br />
Table 2. pH of analyzed soil solution in H 2<br />
O and KCl<br />
Gleba pH (H2 O)<br />
pH (KCl)<br />
1 4,77 4,02<br />
2 6,66 5,96<br />
Z przeprowadzonych analiz wynika, że gleby poddane analizie charakteryzowała<br />
różna kwasowość. Gleba pochodząca z centrum miasta cechowała się wyższym pH niż<br />
gleba pobrana na obrzeżach miasta. Najprawdopodobniej jest to wynikiem stosowania<br />
w okresie zimowym w strefie przyulicznej soli, która powoduje alkalizację gleby oraz prowadzi<br />
do nadmiernego wysycenia kompleksu sorpcyjnego gleby przez sód wapienny oraz<br />
nadmierną ilość wapnia. Obie gleby charakteryzowała wyższa kwasowość czynna w porównaniu<br />
z kwasowością wymienną, co jest zgodne z danymi literaturowymi [Dobrzański,<br />
Zawadzki 1981].<br />
Tabela 3. Zawartość niklu w badanych glebach – próby po mineralizacji.<br />
Table 3. Concentration of nickel in analysed samples – after mineralization process<br />
Gleba Średnia ± odchylenie standardowe, mg/kg s.m.<br />
1 29,80 ±0,56<br />
2 31,86 ±0,47<br />
Na podstawie danych przedstawionych w tabeli 3 można stwierdzić, że nieznacznie<br />
wyższe stężenie niklu charakteryzowało glebę 2. Wyższe stężenie niklu w tej glebie jest<br />
prawdopodobnie związane ze wzmożonym ruchem samochodowym w niedalekiej odległości<br />
od miejsca poboru tej próby, a co za tym idzie – z wyższą emisją niklu do atmosfery.<br />
Wraz z opadami atmosferycznymi dostaje się on do gleby, gdzie ulega akumulacji. Zawartość<br />
Ni w glebie pochodzącej z obrzeży miasta wynosi 29,80 mg/kg s.m.<br />
Obydwie badane gleby są glebami niezanieczyszczonymi, gdyż według Państwowej<br />
Inspekcji <strong>Ochrony</strong> Środowiska [Gworek, Misiak 2003, Karaś i in. 2000] dopuszczalna zawartość<br />
niklu w glebach Polski wynosi 35 mg/kg s.m.<br />
232
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
Tabela 4. Zestawienie wyników wymywalności niklu gleby 1 w pH=5, 7 i 8<br />
Table 4. The results of nickel leaching from soil 1 in pH=5, 7 and 8<br />
Gleba<br />
Dzień<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=5<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=7<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=8<br />
1 21,58 ±0,16 20,96 ±0,16 21,10 ±0,16<br />
1<br />
2 21,99 ±0,32 21,20 ±0,37 21,27 ±0,16<br />
3 21,79 ±0,26 21,17 ±0,39 21,34 ±0,37<br />
4 20,99 ±0,16 20,62 ±0,11 20,75 ±0,37<br />
5 22,16 ±0,27 21,58 ±0,42 21,82 ±0,33<br />
Na podstawie danych zebranych w tabeli 4 można zauważyć, że średnia wymywalność<br />
niklu z gleby 1 w środowisku kwaśnym (pH=5) wynosi ok. 21,70 mg/kg s.m. Stanowi to 72,8<br />
% ogólnej zawartości niklu w próbie kontrolnej. Najniższe wyniki w tym wypadku uzyskano<br />
w czwartym dniu doświadczenia, natomiast największą wymywalność uzyskano piątego<br />
dnia – wyniosła ona 22,16 mg/kg s.m.<br />
Przy oznaczaniu wymywalności badanej gleby w środowisku neutralnym (pH=7), średnia<br />
wartość wymywalności w danych warunkach wynosiła około 21,11 mg/kg s.m., co stanowiło<br />
blisko 71% ogólnego stężenia niklu w glebie. Najniższe wyniki uzyskano w czwartym<br />
dniu wykonywania oznaczeń. Wymywalność niklu z gleby 1 badana w pH=8 wynosiła<br />
71,3% w stosunku do próby kontrolnej. Przez pierwsze trzy dni doświadczenia prowadzonego<br />
w tym środowisku stężenie niklu oznaczanego w ekstraktach utrzymywało się na podobnym<br />
poziomie, natomiast w czwartym dniu następował jego nieznaczny spadek, a w ostatnim<br />
dniu analiz obserwuje się jego wzrost.<br />
W każdym badanym przypadku najwyższą wymywalność niklu stwierdza się w ostatnim<br />
dniu prowadzonych analiz.<br />
Tabela 5. Zestawienie wyników wymywalności niklu z gleby 2 w pH=5, 7 i 8<br />
Table 5. The results of nickel leaching from soil 2 in pH=5, 7 and 8<br />
Gleba<br />
2<br />
Dzień<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=5<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=7<br />
Średnia ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg/kg s.m.<br />
pH=8<br />
1 21,20 ±0,16 20,86 ±0,42 20,99 ±0,43<br />
2 21,58 ±0,62 20,79 ±0,31 21,00 ±0,70<br />
3 22,47 ±0,21 21,82 ±0,26 21,99 ±0,15<br />
4 21,03 ±0,21 20,72 ±0,21 20,83 ±0,37<br />
5 21,51 ±0,16 21,03 ±0,46 21,17 ±1,10<br />
233
Beata Smolińska, Katarzyna Król<br />
Na podstawie danych zebranych w tabeli 5 można stwierdzić, że w środowisku kwaśnym<br />
(pH=5) stężenie Ni w ekstraktach glebowych wynosiło powyżej 21 mg Ni/kg s.m., co<br />
stanowiło blisko 68% całkowitej zawartości tego metalu glebie. Najwyższą koncentrację Ni<br />
w wodnych eluatach w tym doświadczeniu zaobserwowano w trzecim dniu prowadzonych<br />
analiz – wynosiła ona 22,47 mg Ni/kg s.m.<br />
Obserwując natomiast, jaki wpływ na wymywalność miało pH neutralne, można zauważyć<br />
podobną tendencję jak przy wymywalności niklu z tej gleby w pH kwaśnym. Najwyższą<br />
wymywalność metalu odnotowano w trzecim dniu prowadzonych analiz – stanowiła ona ponad<br />
68% ogólnego stężenia niklu w tej glebie. Wymywalność niklu w pozostałych dniach<br />
oznaczeń wahała się nieznacznie i wyniosła średnio 21,04 mg/kg s.m. gleby, zatem około<br />
66% ogólnej koncentracji Ni w analizowanej glebie.<br />
Odczyn zasadowy nie wpłynął znacząco na proces wymywalności badanego pierwiastka<br />
z gleby. Średnie wartości stężeń tego pierwiastka w ekstraktach glebowych w kolejnych<br />
dniach prowadzonych analiz utrzymują się na podobnym poziomie. Można przyjąć, że wymywalność<br />
niklu w tym etapie doświadczenia stanowiła około 66,5% ogólnej koncentracji<br />
tego metalu w glebie. Na uwagę zasługuje fakt, że w trzecim dniu prowadzonych oznaczeń<br />
stężenie niklu w eluatach wzrosło i wynosiło blisko 22 mg Ni/kg s.m.<br />
Przeprowadzone analizy wskazują, że najwyższa wymywalność niklu w glebie 1 i glebie<br />
2 miała miejsce przy pH kwaśnym (pH=5). Badania przeprowadzone w niniejszej pracy<br />
w zakresie wymywalności niklu w pH kwaśnym potwierdzają dane literaturowe, które wskazują,<br />
że rozpuszczalność niklu w roztworze glebowym wzrasta wraz ze wzrostem kwasowości<br />
gleby [Gworek i in. 2004, Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />
Na zakwaszenie gleby, a co za tym idzie, wzrost rozpuszczalności niklu oraz zwiększenie<br />
jego wymywalności mają wpływ opady atmosferyczne o pH
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
atach w pH=8 może Jest mieć ona jednak związek niższa niż ze w pH wzrostem kwasowym (rys. rozpuszczalności 1 i rys. 2). Wzrost stężenia substancji niklu w eluatach organicznej<br />
gleby i przechodzenia w pH=8 jej może do fazy mieć związek ciekłej, ze czyli wzrostem roztworu rozpuszczalności glebowego. substancji Wyniki organicznej oznaczeń gleby i wymywalności<br />
niklu w różnych warunkach pH są zgodne z badaniami opublikowanymi przez van<br />
der Sloota [Sloot i in. 1996].<br />
wymywalność jest również niższa niż w pozostałych warunkach prowadzonych analiz (przy<br />
pH=5 i pH=8).<br />
Otrzymane wyniki wskazują również, że wymywalność niklu rośnie wraz ze wzrostem pH.<br />
przechodzenia jej do fazy ciekłej, czyli roztworu glebowego. Wyniki oznaczeń<br />
wymywalności niklu w różnych warunkach pH są zgodne z badaniami opublikowanymi przez<br />
van der Sloot’a [Sloot i in. 1996].<br />
Wymywalność Ni z gleby 1 w zależności od pH<br />
23,0<br />
Średnia zawartośc Ni w glebie 1<br />
[mg/kg s.m.]<br />
22,5<br />
22,0<br />
21,5<br />
21,0<br />
20,5<br />
20,0<br />
dzień 1 dzień 2 dzień 3 dzień 4 dzień 5<br />
pH 5 pH 7 pH 8<br />
Rys. 1. Wymywalność niklu z gleby 1<br />
Rys. 1. Wymywalność niklu z gleby 1<br />
Fig. 1. Leaching of nickel from soil 1<br />
Fig. 1. Leaching of nickel from soil 1<br />
Wymywalność Ni z gleby 2 w zależności od pH<br />
23,0<br />
Średnia zawartość Ni w glebie 2<br />
[mg/kg s.m.]<br />
22,5<br />
22,0<br />
21,5<br />
21,0<br />
20,5<br />
20,0<br />
dzień 1 dzień 2 dzień 3 dzień 4 dzień 5<br />
pH 5 pH 7 pH 8<br />
Rys. 2. Wymywalność niklu z gleby 2<br />
Rys. 2. Wymywalność niklu z gleby 2<br />
Fig. 2. Leaching of nickel from soil 2<br />
Fig. 2. Leaching of nickel Na podstawie from soil przeprowadzonych 2<br />
analiz można zauważyć, że dla gleby 1 wymywalność<br />
niklu w określonym pH utrzymuje się na stałym poziomie (rys.1) Niewielki spadek<br />
Na podstawie przeprowadzonych wymywalności czwartego dnia analiz prowadzonych można oznaczeń zauważyć, może mieć że związek dla gleby z 1 wymywalność<br />
niedokładnością wykonania samego oznaczenia. Dla gleby 1 najwyższe stężenie niklu w<br />
ekstrakcie glebowym zaobserwowano w pH kwaśnym, najniższe natomiast – w pH<br />
zasadowym.<br />
niklu w określonym pH utrzymuje się na stałym poziomie (rys.1) Niewielki spadek wymywalności<br />
czwartego dnia prowadzonych oznaczeń może mieć związek z niedokładnością wykonania<br />
samego oznaczenia. Dla gleby 1 najwyższe stężenie niklu w ekstrakcie glebowym<br />
Oznaczenia wymywalności niklu w różnym pH wykonane dla gleby 2 wskazują, że<br />
zaobserwowano w pH kwaśnym, najniższe natomiast – w pH zasadowym.<br />
w pozostałych dniach oznaczenia o około 6% dla pH=5,5% dla oznaczeń w pH=7 i ponad<br />
najwyższe stężenie Ni w ekstraktach glebowych było w trzecim dniu prowadzonych analiz<br />
Oznaczenia wymywalności (rys. 2). Wymywalność niklu niklu w w różnym tym dniu pH była wyższa wykonane od średnich dla wartości gleby niklu 2 wskazują, w eluatach że najwyższe<br />
stężenie Ni w ekstraktach glebowych było w trzecim dniu prowadzonych analiz<br />
4,6% dla pH=8. Wyniki otrzymane w pozostałych dniach prowadzonego doświadczenia<br />
utrzymują się na tym samym poziomie.<br />
4. WNIOSKI<br />
235
Beata Smolińska, Katarzyna Król<br />
(rys. 2). Wymywalność niklu w tym dniu była wyższa od średnich wartości niklu w eluatach<br />
w pozostałych dniach oznaczenia o około 6% dla pH=5, 5% wynosiła dla oznaczeń w pH=7<br />
i ponad 4,6% dla pH=8. Wyniki otrzymane w pozostałych dniach prowadzonego doświadczenia<br />
utrzymują się na tym samym poziomie.<br />
4. WNIOSKI<br />
Przeprowadzone badania i analiza uzyskanych wyników pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Stężenie niklu w glebie pobranej na obrzeżach miasta oraz w centrum Łodzi różni się<br />
i wynosi odpowiednio: 29,80 ±0,56 mg/kg s.m. i 31,86 ±0,47 mg/kg s.m. gleby.<br />
2. Gleby poddane analizie były glebami niezanieczyszczonymi – stężenia Ni były niższe<br />
niż 35 mg/kg s.m. gleby [Państwowa Inspekcja <strong>Ochrony</strong> Środowiska].<br />
3. Dla obydwu analizowanych gleb została zachowana ta sama tendencja wymywalności<br />
zależnie od pH.<br />
4. Najwyższa wymywalność niklu występuje w środowisku kwaśnym przy pH=5.<br />
5. Wymywalność niklu spada w środowisku obojętnym, po czym nieznacznie wzrasta<br />
wraz ze wzrostem pH.<br />
5. PODSUMOWANIE<br />
W toku niniejszej pracy badawczej przeprowadzono oznaczenie zawartości niklu<br />
w dwóch próbkach gleby pochodzącej z centrum miasta oraz z obrzeży Łodzi. Ilość badanego<br />
pierwiastka została oznaczona metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej (AAS).<br />
Śladowa analiza gleb jest stosowana w badaniach podejmowanych głównie dla potrzeb rolnictwa<br />
i ochrony oraz oceny jakości środowiska przyrodniczego. Wyniki analizy są podstawą<br />
podejmowania istotnych decyzji administracyjnych, szczególnie w zakresie gospodarki<br />
gruntami i produkcji żywności, jak również wyznaczają kierunek właściwego zagospodarowania<br />
rolniczego [Kabata-Pendias, Szteke 1998]. Na podstawie otrzymanych wyników badań<br />
oraz ich porównaniu z dopuszczalnym stężeniem niklu w gruntach na badanych terenach<br />
można stwierdzić, że analizowane gleby nie są zanieczyszczone i nie przekraczają<br />
dopuszczalnych norm. Próbkę gleby pochodzącej z centrum miasta (gleba 2) charakteryzował<br />
nieco wyższy poziom zawartości niklu – 31,86 ±0,47 mg/kg s.m., natomiast gleba pobrana<br />
z obrzeży Łodzi (gleba 1) zawierała średnio 29,80 ±0,56 mg Ni/kg s.m. gleby.<br />
Reasumując przedstawione w niniejszej pracy wyniki badań zawartości niklu w badanych<br />
glebach i zanieczyszczenia gleb tym pierwiastkiem, należy stwierdzić, że nikiel z rolniczego<br />
i ekologicznego punktu widzenia nie stanowi w Łodzi praktycznie żadnego problemu<br />
i nie jest czynnikiem w istotny sposób ograniczającym przydatność gleb do produkcji surowców<br />
roślinnych o wysokich cechach jakościowych.<br />
236
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ANKE M., MULLER M., ILLING-GUNTHER M., HARTMANN E., MOLLER E. 1995. Teratogenic<br />
effects of nickel offers exceeding the requirement in hens. 707–712.<br />
ASHWORTH D. J., ALLOWAY B. J. 2004. Soil mobility of sewage sludge –derived dissolved<br />
organic matter, copper, nickel and zink. Environ. Pollut.127: 137–44.<br />
BARCAN V. 2002. Leaching of nickel an copper from soil contaminated by metallurgical<br />
dust. Environment International 28: 63–68.<br />
BUCZKOWSKI R., KONDZIELSKI I., SZYMAŃSKI T. 2002. Metody remediacji gleb zanieczyszczonych<br />
metalami ciężkimi. Uniwersytet M. Kopernika, Toruń: 10–23, 36–41.<br />
BUSZEWSKI B., KOSOBUCKI P. 2003. Fizykochemiczne metody analizy chemii środowiska.<br />
Cz.II, Ćw. laboratoryjne z ochrony wód i gleb. Wyd. Uniwersytetu M. Kopernika,<br />
Toruń: 125–131.<br />
DOBRZAŃSKI B., ZAWADZKI S. 1981. Gleboznawstwo. PWRiL, Warszawa: 258–280.<br />
DOMAGAŁA-ŚWIĄTKIEWICZ I., SADY W. 2001. Jak ograniczyć nadmierną akumulację<br />
metali ciężkich w warzywach? Owoce-Warzywa-Kwiaty (15): 27–28.<br />
FU H. H., WANG Y., TIAN Y. L. 1996. Functions of nickel in plants. Plant Physiology Communications<br />
1: 45–<strong>49</strong>.<br />
GARRETT R. G. 2000. Natural sources of metals to the environment. Metal ions in biology<br />
and medicine, vol. 6. Paris: 508–510.<br />
GRZEŚ I., KLIMEK B. 2008. Jak metale ciężkie zaburzają biologiczne funkcjonowanie gleby?<br />
AURA , SIGMA-NOT: 13–14.<br />
GWOREK B., BARAŃSKI A. i in. 2004. Technologie rekultywacji gleb. Monografia. Dział wydawnictw<br />
IOŚ, Warszawa: 63–87.<br />
GWOREK B., MISIAK J. 2003. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia. T.II. IOŚ.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />
Nauk. PWN Warszawa.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />
Nauk. PWN, Warszawa: 344–354, 374–375.<br />
KABATA-PENDIAS A., SZTEKE B. 1998. Problemy jakości analizy śladowej w badaniach<br />
środowiska przyrodniczego. Wyd. Edukacyjne Zofii Dobkowskiej, Warszawa: 13–14,<br />
243–244, 2<strong>49</strong>.<br />
KARAŚ Z. i in. 2000. Chrom, nikiel i kobalt w ekosystemie żywieniowym sojusznicy czy wrogowie?<br />
PTTŻ – Oddział Wielkopolski, Poznań: 35–124.<br />
KASCHL A., ROMHELD V., CHEN Y. 2002. The influence of soluble organic matter from<br />
municipal solid waste compost on trace metal leaching in calcareous soils. Sci. Total<br />
Environ. 291: 45–57.<br />
KOCJAN R., KOT A., PTASIŃSKI H. 2002. Zawartość chromu, cynku, miedzi, niklu, kadmu i ołowiu<br />
w warzywach i owocach z terenów Stalowej Woli. Bromatol. Chem. Toksykol. 1: 31–38.<br />
237
Beata Smolińska, Katarzyna Król<br />
LIS J., PASIECZNA A. 1995. Atlas geochemiczny Polski. Wyd., Państwowy <strong>Instytut</strong> Geologiczny,<br />
Warszawa: 23–24, tablica 16.<br />
McBRIDE M. B., RICHARDS B. K., STEENHUIS T., SPIERS G. 1999. Long term leaching of<br />
trace elements in a heavily sludge-amended silty clay loam soil. Soil Sci (9): 613–623.<br />
RASMUSEN L. 1986. Effects of acid rain on ion leaching in a Danish forest soil. Water, Air,<br />
Soil Pollution. Freiesleben NEV; 31(3-4): 965–968.<br />
ROONEY P. C, ZHAO F-J, McGRATH P. S. 2007. Phytotoxicity of nickel in a range of European<br />
soils: Influence of soil properties on Ni solubility and speciacion. Environ. Pollut.<br />
145: 596–605.<br />
SADY W. 2001. Czynniki ograniczające zawartość azotanów i metali ciężkich w warzywach.<br />
Przem. Ferment. Owoc-Warzyw. 5: 21–23.<br />
SAUERBECK D. R. 1991. Plant element and soil properties governing uptake and availability<br />
of heavy metals derived from sewage sludge. Water Air and Soil Pollution 57:<br />
227–237.<br />
SHIN H. J., KIM J. H. 2001. The present status and on overview of MLCC ceramist 4.<br />
SLOOT H.A. VAN DER., R. N. J. COMANS and O. HJELMAR. 1996. Similarities in the<br />
leaching behaviour of trace contaminants from waste, stabilized waste, construction<br />
materials and soil. Sci. Total Environ. 178: 111–126.<br />
STEVENS D. P., McLAUGHLIN M. J, HEINRICH T. 2003. Determing toxicity of lead and zinc<br />
runoff in soils: salinity effects on metal partitioning and on phytotoxicity. Environmental<br />
Toxicity and Chemistry 22: 3017–3024.<br />
SZATNIK-KLOC A. 2004. Wpływ pH i stężenia wybranych metali ciężkich na ich zawartość<br />
w roślinach. Acta Agrophysica: 177–183.<br />
TERELAK H., MOTOWICKA-TERELAK T., STUCZYŃSKI T., PIETRUCH C. 2000. Pierwiastki<br />
śladowe (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) w glebach użytków rolnych Polski. IUNG, Warszawa.<br />
THOMAS, C. L. 1970. Catalytic Processes and Proven Catalysts. Academic Press, New<br />
York and London.<br />
TORIBIO M., ROMANJA J. 2006. Leaching of heavy metals (Cu, Ni and Zn) and organic<br />
matter after sewage sludge application to Mediterranean forest soils. Science of the Total<br />
Environment 363: 11–21.<br />
TRUPSCHUH A., ANKE M., MULLER M., ILLING-GUNTHER M., HARTMANN E. 1997. Reproduction<br />
toxicology of nickel, 1st communication: effect of excessive nickel amounts<br />
on magnesium content of organs and tissues: 699–705.<br />
TRUPSCHUH A., ANKE M., MULLER M., ILLING-GUNTHER M., HARTMANN E. 1997. Reproduction<br />
toxicology of nickel, 2nd communication: effect of excessive nickel amounts<br />
on manganese content of organs and tissues: 706–12.<br />
WALLACE A., ROMNEY E. M., CHA J. W. 1977. Nickel phytotoxicity in relationship to soil<br />
pH manipulation and chelating agents. Communications in Soil Science and Plant<br />
Analysis 8: 757–764.<br />
238
Wymywalność niklu z prób glebowych aglomeracji łódzkiej<br />
WENG L. P., WOLTHOORN A., LEXMOND, TEMINGHOFF E. J. M., VAN RIEMSOLIJK W.<br />
H. 2004. Understanding the effects of soil characteristics on phytotoxicity and bioavailability<br />
of nickel using speciacion models. Environmental Science and Technology 38:<br />
156–162.<br />
WOLAK W., LEBODA R., HUBICKI Z. 1995. Metale ciężkie w środowisku i ich analiza.<br />
PIOŚ, Chełm.<br />
239
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Katarzyna Król*, Beata Smolińska*<br />
WYSTĘPOWANIE ŻELAZA W GLEBACH MIASTA ŁODZI<br />
THE CONCENTRATION OF IRON IN SOIL OF ŁÓDŹ CITY<br />
Słowa kluczowe: żelazo, metale ciężkie, zanieczyszczona gleba, środowisko.<br />
Key words: iron, heavy metals, contaminated soil, environment.<br />
Iron is one of the main chemical element of the globe. It occurs commonly in all types of geochemical<br />
and biological environments. It is one of the most moveable element in the soil.<br />
Due to the currently increasing influence of anthropogenic factors, we observed a significant<br />
change in the behavior of iron in soils. Moreover, the general geochemical cycle of this<br />
element is disturbed. Therefore, it is necessary to control of the metal pollution of the environment<br />
systematically, including soil. Especially in the potentially affected areas such as<br />
urban agglomerations.<br />
The purpose of this study was to examine the concentration of iron in the soils of the city of<br />
Lodz. The samples were collected from several locations in the city from surface layer of the<br />
soil (0–30 cm). The concentration of this metal was measured using the AAS method. The<br />
studies have also identified the basic parameters of soils.<br />
The results showed that the highest concentration of iron is observed in the Klepacz Park<br />
, while the lowest content of this metal was measured in sample taken from Szparagowa<br />
Street near ZTK “Teofilów SA company. Probably such results are determined by the fact<br />
that the Klepacz Park is located in the city centre and it is fertilized quite often what can<br />
cause increasing concentration of many metals, including iron.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Żelazo jest istotnym elementem niezbędnym do życia. Wiele rozważań naukowców<br />
koncentruje się obecnie nie tylko na korzystnej funkcji tego pierwiastka, ale zwraca również<br />
* Mgr inż. Katarzyna Król, dr inż. Beata Smolińska – <strong>Instytut</strong> Podstaw Chemii Żywności,<br />
Wydział Biotechnologii i Nauk o Żywności, Politechnika Łódzka, ul. Stefanowskiego 4/10;<br />
90-924 Łódź; tel.: 42 631 34 10; e-mail: katarzyna.krol@op.pl<br />
240
Występowanie żelaza w glebach miasta Łodzi<br />
uwagę na możliwość toksycznego wpływu tego metalu na organizmy. Dzieje się tak szczególnie<br />
w razie przewlekłego obciążenia bądź też nadmiernej ekspozycji na ten pierwiastek<br />
[Gurzau i in. 2003].<br />
Makroelement ten występuje praktycznie we wszystkich elementach środowiska, zarówno<br />
w wodzie, jak i powietrzu, organizmach żywych oraz w glebie. Stanowi naturalny<br />
składnik gleb i w większości z nich występuje w stosunkowo dużych ilościach. Obserwuje<br />
się natomiast, że w glebach położonych na terenach zurbanizowanych koncentracja tego<br />
metalu jest znacznie podwyższona [Yang i in. 2001, Schmidt 2003]. Większość z form żelaza<br />
występujących w glebach jest trudno dostępna dla roślin [Schmidt 2003]. Jednak rośliny<br />
wykształciły szereg mechanizmów molekularnych umożliwiających im przekształcenie na<br />
drodze przemian chemicznych i enzymatycznych trudno dostępnych form żelaza do postaci<br />
łatwo przyswajalnych przez ich komórki [Thimm i in. 2001, Negishi i in. 2002, Wang i in.<br />
2002]. Należy zwrócić uwagę na fakt, iż bardzo ważnym czynnikiem warunkującym biodostępność<br />
tego pierwiastka dla roślin jest odczyn gleby. Wpływa on na formy występowania<br />
tego metalu w glebie [Pullin, Cabaniss 2003]. Skażenie tym metalem gleb, z których jest pobierany<br />
przez rośliny, może prowadzić do włączania tego metalu do łańcucha pokarmowego,<br />
którego ostatnim ogniwem jest człowiek. Zatem wysokie koncentracje żelaza w glebach<br />
mogą w sposób pośredni wpływać na zdrowie ludzi poprzez powstawanie takich schorzeń,<br />
jak: włóknienie wątroby, cukrzyca, niewydolność serca i wiele innych [Bassett 2001, Hash<br />
2001, Schumann 2001]. Dlatego konieczne stało się systematyczne kontrolowanie stanu<br />
zanieczyszczenia środowiska, w szczególności gleb, na terenach potencjalnie najbardziej<br />
narażonych na występowanie skażenia, jakimi niewątpliwie są tereny zurbanizowane.<br />
2. CHARAKTERYSTYKA OBSZARU BADAŃ – MIEJSCA POBORU PRÓB<br />
Poboru próbek gleb dokonano w trzech różnych miejscach na terenie miasta Łodzi.<br />
Próbki gleby zostały pobrane przy użyciu sondy gleboznawczej do głębokości 30 cm. Każda<br />
z prób została podzielona na dwie warstwy: górną (0–10cm) oraz dolną (10–30 cm). Każda<br />
warstwa analizowana była oddzielnie.<br />
Pierwsza z prób została pobrana wzdłuż torowiska tramwajowego przy ulicy Piłsudskiego<br />
148. Próba była pobierana w odległości około 0,5 m od linii tramwajowej oraz około 2 m<br />
od jezdni.<br />
Druga z prób pochodziła z terenów usytuowanych w sąsiedztwie zakładu ZTK „Teofilów”<br />
S.A przy ulicy Szparagowej 6/8.<br />
Trzecia z prób została pobrana z Parku im. ks. bp. Michała Klepacza, leżącego pomiędzy<br />
ulicami: Wólczańską, Skorupki oraz al. Politechniki. Próby pochodziły z okolic nasadzeń<br />
dębu szypułkowego Fabrykant.<br />
241
Katarzyna Król, Beata Smolińska<br />
Rys. Miejsca poboru prób<br />
Fig. The places where soil samples were taken<br />
3. METODYKA BADAŃ<br />
3.1. Przygotowanie materiału glebowego do oznaczeń<br />
W próbach materiału glebowego oznaczono:<br />
1) odczyn gleby (pH w H 2<br />
O i w KCl) metodą potencjometryczną;<br />
2) absolutnie suchą masę metodą wagową;<br />
3) zawartość wody higroskopijnej;<br />
4) stężenie jonów żelaza metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej.<br />
Przygotowanie próbek gleb do analizy rozpoczęło się procesem suszenia tych gleb na<br />
powietrzu, w czasie około dwóch tygodni. Kolejnym etapem było przesiewanie gleby do<br />
moździerzy przez sito o średnicy oczek równej 2 mm. Następnym krokiem było roztarcie jej<br />
w dużym moździerzu i dotarcie w małym do konsystencji sypkiego proszku. Tak przygotowana<br />
gleba była wykorzystywana do dalszych oznaczeń.<br />
3.2. Oznaczenie odczynu gleb<br />
Oznaczenie odczynu gleb sprowadzało się do pomiaru odczynu zawiesiny gleby zarówno<br />
w wodzie destylowanej (pH H2O<br />
, co odpowiada czynnej kwasowości gleby), jak i w roztworze<br />
1M KCl (pH KCl<br />
, co odpowiada kwasowości wymiennej).<br />
Przygotowano 10-gramowe naważki gleb, następnie przeniesiono je ilościowo do zlewek<br />
o pojemności 50 cm 3 . Tak przygotowane próbki zostały następnie zalane 25 cm 3 wody<br />
destylowanej (przy pomiarze kwasowości czynnej) oraz tą samą objętością 1M roztworu<br />
242
Występowanie żelaza w glebach miasta Łodzi<br />
KCl (przy pomiarze kwasowości wymiennej). Tak wykonaną zawiesinę zamieszano kilkakrotnie<br />
przy użyciu bagietki i pozostawiono do następnego dnia. Następnego dnia ponownie<br />
wymieszano zawiesinę oraz wykonano pomiar pH przy zastosowaniu pehametru z elektrodą<br />
szklaną [Lityński i in. 1976].<br />
3.3. Oznaczenie zawartości wody higroskopijnej i absolutnie suchej masy<br />
Oznaczenie zawartości wody higroskopijnej i absolutnie suchej masy wykonane zostało<br />
zgodnie z normą PN – ISO 11465:1999 (Jakość gleby. Oznaczanie zawartości suchej masy<br />
gleby i wody w glebie w przeliczeniu na suchą masę gleby. Metoda wagowa).<br />
3.4. Oznaczanie zawartości jonów żelaza metodą absorpcyjnej spektrometrii<br />
atomowej<br />
Przed wykonaniem oznaczenia jonów żelaza w absorpcyjnym spektrometrze atomowym<br />
próbki gleby wymagały wstępnego przygotowania, polegającego na przeprowadzeniu<br />
procesu ich mineralizacji.<br />
Mineralizację prowadzono metodą „na mokro”, poprzez ogrzewanie próbek z dodatkiem<br />
silnych kwasów utleniających. Proces mineralizacji prowadzono w mineralizatorze mikrofalowym<br />
przy użyciu kwasu azotowego(V) i kwasu nadchlorowego. Przygotowano 1-gramowe<br />
naważki każdej z gleb, a następnie przeniesiono je ilościowo do kolb reakcyjnych. Próbki zalane<br />
zostały 10 ml mieszaniny mineralizacyjnej (HClO 4<br />
+HNO 3<br />
w stosunku 1:1) i pozostawiono<br />
je na około 18 godzin. Po upływie tego czasu próby poddano mineralizacji, którą zakończono<br />
w momencie otrzymania klarownego, czystego roztworu. Po zakończonym procesie,<br />
otrzymane klarowne mineralizaty zostały przesączone na sączku do kolb miarowych o pojemności<br />
100 ml. W otrzymanych w ten sposób gotowych mineralizatach metodą absorpcyjnej<br />
spektrometrii atomowej oznaczona została w nich zawartość jonów żelaza.<br />
4. OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ<br />
Otrzymane wyniki pomiaru odczynu badanych gleb w wodzie destylowanej wahały się<br />
od 6,7 do 8,1, natomiast w 1M roztworze chlorku potasu wynosiły od 6,3 do 7,8 (tab. 1).<br />
Na odczyn zasadowy gleb pobranych z ulicy Piłsudskiego i Szparagowej mogą wpływać<br />
masowo stosowane w czasie zimy środki chemiczne, służące utrzymaniu przejezdnej jezdni.<br />
Są one na pewno w znacznym stopniu akumulowane przez glebę, co znacznie podwyższa<br />
jej odczyn. Alkalizacja gleb w tym rejonie może być związana również ze znaczną emisją pyłów<br />
oraz nagromadzeniem gruzu wapiennego w wierzchnich warstwach gleby [Więckowski<br />
1989]. Przy tak wysokim odczynie, jony żelaza są tylko w niewielkim stopniu pobierane przez<br />
rośliny. Następuje ich unieczynnienie i prawie całkowite wyłączenie z metabolizmu rośliny.<br />
243
Katarzyna Król, Beata Smolińska<br />
Gleba pobrana w Parku Klepacza wykazywała w profilu dolnym (10–30 cm) odczyn lekko<br />
kwaśny, natomiast w wierzchniej warstwie (0–10 cm) jej odczyn był obojętny. Na uwagę<br />
zasługuje fakt, iż gleba w Parku Klepacza była nawieziona z innego obszaru, dlatego nie<br />
ma ona parametrów charakterystycznych dla gleb leżących w jej sąsiedztwie. W glebie tej,<br />
podobnie jak w poprzednich próbach, dostępność jonów żelaza dla roślin jest niewielka.<br />
Tabela 1. Zestawienie wyników pomiaru odczynu badanych gleb<br />
Table 1. pH of analysed soil samples<br />
Miejsce poboru próby pH (KCl)<br />
pH (H2 O)<br />
Odczyn<br />
Piłsudskiego<br />
Szparagowa<br />
Park Klepacza<br />
0–10 cm 7,6 7,8 zasadowy<br />
10–30 cm 7,7 8,0 zasadowy<br />
0–10 cm 7,7 7,9 zasadowy<br />
10–30 cm 7,8 8,1 zasadowy<br />
0–10 cm 6,7 7,2 obojętny<br />
10–30 cm 6,3 6,7 lekko kwaśny<br />
Oznaczenie wody higroskopijnej i absolutnie suchej masy zostało wykonane zgodnie<br />
z normą PN-ISO 11465:1999 (Jakość gleby. Oznaczenie zawartości suchej masy gleby<br />
i wody w glebie w przeliczeniu na suchą masę gleby. Metoda wagowa). Wyniki oznaczenia<br />
zestawiono w tabeli 2. Zawartość wody higroskopijnej w próbkach wahała się od 0,26 do<br />
1,76%. Badanie zawartości wody higroskopijnej w glebie daje pogląd na temat stosunków<br />
wodnych w niej panujących. Na tej podstawie możemy wywnioskować o zdolnościach sorpcyjnych<br />
badanych gleb. Spośród badanych gleb największą pojemność sorpcyjną wykazywała<br />
gleba pobrana na terenie Parku Klepacza.<br />
Tabela 2. Zawartość wody higroskopijnej i absolutnie sucha masa<br />
Table 2. Content of hygroscopic water and dry weight of soil samples<br />
Miejsce poboru prób W h<br />
, % ASM, %<br />
Piłsudskiego<br />
0–10 cm 0,4 99,6<br />
10–30 cm 0,4 99,6<br />
Szparagowa<br />
0–10 cm 0,5 99,5<br />
10–30 cm 0,3 99,7<br />
Park Klepacza<br />
0–10 cm 1,8 98,2<br />
10–30 cm 1,6 98,4<br />
Oznaczenie zawartości jonów żelaza w glebie wykonano zgodnie z punktem 3.4 metodą<br />
absorpcyjnej spektrometrii atomowej. Pomiar poprzedzony był wykonaniem krzywej<br />
wzorcowej. Wyniki zawartości jonów żelaza w badanych glebach zostały zebrane w tabeli 3.<br />
244
Występowanie żelaza w glebach miasta Łodzi<br />
Tabela 3. Zawartość jonów żelaza w oznaczanych glebach<br />
Table 3. Concentration of iron in analyzed soil samples<br />
Piłsudskiego<br />
Szparagowa<br />
Park Klepacza<br />
Miejsce poboru próby<br />
Zawartość żelaza ± odchylenie<br />
standardowe,<br />
mg Fe/kg s.m. gleby<br />
0–10 cm 7870 ± 370<br />
10–30 cm 4590 ± 188<br />
0–10 cm 4875 ± 302<br />
10–30 cm 3550 ± 227<br />
0–10 cm 15120 ± 801<br />
10–30 cm 16790 ± 1058<br />
Największą zawartością żelaza odznaczała się gleba pobrana w Parku Klepacza.<br />
Jest to prawdopodobnie związane z dość bogatą roślinnością, jaka występuje na tym terenie.<br />
Zwiększona zawartość tego metalu w tym rejonie może być wynikiem opadania na<br />
podłoże znacznych ilości liści, które obumierając, dostarczają glebie wielu składników,<br />
w tym również żelaza. Na tak wysoką zawartość żelaza ma również wpływ usytuowanie<br />
parku. Otoczony jest on budynkami, które zmieniają kierunki wiatrów lokalnych i powodują<br />
nanoszenie dużej ilości żelaza pochodzącego ze szlaków komunikacyjnych leżących<br />
w pobliżu.<br />
W próbach pochodzących z ulicy Piłsudskiego do wysokiej zawartości żelaza w tej glebie<br />
przyczyniło się w największej mierze usytuowanie terenu w centrum miasta. Obszar ten<br />
narażony jest tym samym na zapylenie oraz znaczne zanieczyszczenia pochodzące z ruchu<br />
kołowego i tramwajowego. Na rozmieszczenie emitowanych pyłów duży wpływ mają<br />
dominujące kierunki wiatrów, jakie występują w mieście. Przeważają wiatry zachodnie, które<br />
wieją wzdłuż ulicy, co w rezultacie przenosi zanieczyszczenia na okoliczne gleby. Teren<br />
ten jest osłonięty od strony północnej przez budynki, co zapobiega łatwemu przedostawaniu<br />
się polutantów w tym kierunku. Niewielki spadek tego terenu w kierunku zachodnio-południowym<br />
oraz występujące dalej zabudowania uniemożliwiają osadzanie się i kumulowanie<br />
zanieczyszczeń na danym terenie.<br />
Najniższą zawartością żelaza odznaczała się gleba pochodząca z obszaru Teofilowa.<br />
Na obszarze tym nie występowało nadmierne nasilenie ruchu kołowego oraz teren ten był<br />
szczelnie otoczony roślinnością i budynkami zakładu Teofilów, co uniemożliwiało przenoszenie<br />
zanieczyszczeń z innych terenów miasta.<br />
5. WNIOSKI<br />
1. Odczyn badanych gleb we wszystkich próbach jest zasadowy. Wyjątek stanowi próba<br />
gleby pochodząca z Parku im. ks. bp. Michała Klepacza wykazująca odczyn obojętny<br />
w warstwie od 0–10 cm oraz lekko kwaśny na głębokości od 10 do 30 cm.<br />
245
Katarzyna Król, Beata Smolińska<br />
2. Zawartość procentowa wody higroskopijnej w badanych glebach waha się średnio od<br />
0,5% dla gleb pochodzących z ulicy Piłsudskiego i ulicy Szparagowej do 1,7% w próbach<br />
pochodzących z Parku im. ks. bp. Michała Klepacza.<br />
3. Zawartość jonów żelaza w analizowanych glebach była zróżnicowana. Największą<br />
zawartością jonów żelaza odznaczała się gleba występująca w Parku Klepacza, natomiast<br />
najmniej żelaza występowało w próbach pochodzących z ulicy Szparagowej<br />
w sąsiedztwie zakładu ZTK „Teofilów” S.A.<br />
4. Na zawartość żelaza w glebie ma wpływ wiele czynników. Należą do nich m.in. roślinność,<br />
natężenie ruchu samochodowego i tramwajowego oraz wiatr.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BASSETT M. L. 2001. Haemochromatosis: iron still matters. Int. Med. J. 31 (4): 237–242.<br />
GURZAU E., NEAGU C., GURZAU A. E. 2003. Essential metals–case study on iron. Ecotoxicology<br />
and Environmental Safety 56: 190–200.<br />
HASH R. B. 2001. Hereditary hemochromatosis. J. Am. Board Fam.Pract.14 (4): 266–273.<br />
LITYŃSKI T, JURKOWSKA H, GORLACH E. 1976. Analiza chemiczno-rolnicza. Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa.<br />
NEGISHI, T. i in. 2002. cDNA microarray analysis of gene expression during Fe-deficiency<br />
stress in barley suggests that polar transport of vesicles is implicated in phytosiderophore<br />
secretion in Fe-deficient barley roots. Plant J. 30: 83–94.<br />
PULLIN M. J, CABANISS S. E. 2003. The effects of pH, ionic strength, and iron–fulvic acid<br />
interactions on the kinetics of nonphotochemical iron transformations. II. The kinetics<br />
of thermal reduction. Geochimica et Cosmochimica Acta 67(21): 4079–4089.<br />
SCHMIDT W. 2003. Iron solutions: acquisition strategies and signaling pathways in plants<br />
Trends in Plant Science 8(4): 188–193.<br />
SCHUMANN K. 2001. Safety aspects of iron in food. Ann. Nutr. Metab. 45(3): 91–101.<br />
THIMM O. i in. 2001. Response of Arabidopsis to iron deficiency stress as revealed by microarray<br />
analysis. Plant Physiol. 127: 1030–1043.<br />
WANG Y. H. i in. 2002. Rapid induction of regulatory and transportergenes in response to<br />
phosphorus, potassium, and iron deficiencies in tomato roots. Evidence for cross talk<br />
and root/rhizosphere-mediated signals. Plant Physiol. 130: 1361–1370.<br />
WIĘCKOWSKI S. 1989. Wybrane zagadnienia ochrony i kształtowania środowiska przyrodniczego<br />
człowieka. PWN, Warszawa.<br />
YANG Y., PATERSON E., CAMPBELL C. 2001. Accumulation of heavy metals in urban soils<br />
and impacts on microorganisms. Huan Jing Ke Xue 22(3): 44–48.<br />
246
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Mateusz Niedbała*, Beata Smolińska*<br />
MONITORING ZANIECZYSZCZENIA GLEB MIEJSKICH MIASTA ŁODZI<br />
WYBRANYMI PIERWIASTKAMI ŚLADOWYMI W LATACH 2008–2010<br />
MONITORING OF URBAN SOILS POLLUTION IN ŁóDŹ OF THE YEARS<br />
2008–2010<br />
Słowa kluczowe: monitoring, zanieczyszczenie gleb, pierwiastki śladowe.<br />
Key words: monitoring, soils pollution, trace elements.<br />
Soil plays many different functions in the environment, but its major role is to keep life in<br />
good conditions. The basic functions of soil are the biomass production and leading the mineralization<br />
and humification processes.<br />
As the result of human activity on the urban areas the anthropogenic soils have been<br />
formed. According to the Polish Soil Taxonomy these soils are numbered among hortisoils<br />
and rigosoils, as well as urban soils. Soils of urban areas are more often polluted, as the<br />
result of traffic intensification, industrial establishment and using plant protection products.<br />
The anthropogenic transformation of soils are resulting in changes in the soil profiles which<br />
lead to the complete elimination of humus level and mechanical concentration of soil levels.<br />
These changes conduct to irreversible soil modification and have negative influence on the<br />
soil physical and chemical parameters.<br />
The aim of this work was to lead the monitoring of heavy metals soil pollution of Lodz area<br />
in years 2008–2010. The soil samples were collected from 4 main zones of the city, from<br />
10 different points. The investigations consisted in the determination of concentrations of<br />
7 trace elements in the collected soil samples using AAS method. The results of the study<br />
showed that the concentration of lead, cobalt, zinc, chromium, nickel, cadmium and arsenic<br />
was on the medium level. The determination of soil pH confirmed that the soils of Lodz city<br />
were lightly acidic, but the forest areas kept natural level system with the horizon Olh. Investigated<br />
soils characterized disturbed water-air management<br />
* Mgr inż. Mateusz Niedbała, dr inż. Beata Smolińska – Politechnika Łódzka, <strong>Instytut</strong><br />
Podstaw Chemii Żywności, ul. Stefanowskiego 4-10, 90-924 Łódź; tel.: 42 631 34 16;<br />
e-mail: mniedbala@tlen.pl, beata.smolinska@p.lodz.pl<br />
247
Mateusz Niedbała, Beata Smolińska<br />
1. Wprowadzenie<br />
Jedną z najmniej poznanych grup gleb w Polsce, dość rzadko poddawaną szczegółowym<br />
badaniom, jest grupa gleb antropogenicznych. W dziale tym wyróżnia się rząd gleb<br />
kulturoziemnych (hortisole i rigosole) oraz gleby industrio- i urbanoziemne (antropogeniczne<br />
o nie wykształconym profilu, antropogeniczne próchniczne, pararędziny antropogeniczne,<br />
słone antropogeniczne).<br />
Powstawanie gleb antropogenicznych warunkuje działalność człowieka – pozytywna<br />
i negatywna, przy czym dominującym czynnikiem, wpływającym na powstawanie gleb tej<br />
grupy, jest wprowadzanie substancji chemicznych, powodujących nieodwracalne w skutkach<br />
przeobrażenia. Konieczny zatem staje się monitoring nie tylko samego zagospodarowania<br />
gleb, ale także ich zanieczyszczenia. W większości wszystkie zanieczyszczenia chemiczne<br />
przedostające się do gleby wiązane są w kompleksy i przeobrażają się w formy mało<br />
rozpuszczalne. Zatem niewielka ich ilość ulega wymywaniu. Niestety, wymywanie w głąb<br />
profili glebowych powoduje bezpośrednie zanieczyszczanie cieków podpowierzchniowych<br />
i gleb gruntowych [Gambuś 2001, Buczkowski i in. 2002].<br />
Oprócz naturalnych form występowania metali ciężkich, pierwiastków śladowych, a także<br />
radionukleoidów [Bem i in. 2002], które bywają niezwykle niebezpieczne, duży wpływ na<br />
przedostawanie się do gleb zanieczyszczeń mają czynniki antropopresyjne [Bednarek i in.<br />
2004, He<strong>nr</strong>y i in. 2000].<br />
Najczęstszym źródłem zanieczyszczeń gleb w Polsce są emisje spowodowane spalaniem<br />
rud węglowych, kopalnictwem i hutnictwem miedzi, cynku i ołowiu. Znaczne przedostawanie<br />
się zanieczyszczeń do gleb obserwuje się także w związku z użytkowaniem farb<br />
czy środków ochrony roślin oraz zanieczyszczeniami liniowymi [Adriano i in. 2002].<br />
2. CHARAKTERYSTYKA GLEB MIASTA ŁODZI<br />
Gleby regionu łódzkiego, położonego na styku pasa nizin polskich i wyżyn, są interesującym<br />
obiektem badawczym. W większości należą do luźnych piaskowych utworów z okresu<br />
czwartorzędu, a także pozostawionych przez lodowiec żwirów fluwioglacjalnych oraz glin<br />
i pyłów eolicznych. Znaczne obszary zajmują także iły zastoiskowe i utwory sedymentacyjne.<br />
Około 87% gleb łódzkich należy do gleb bielicowych. Tylko niewielka ich ilość należy do<br />
nieco zasobniejszych gleb napływowych (mady rzeczne) i utworów torfowych.<br />
Około 42% powierzchni województwa łódzkiego zajęta jest przez gleby o najgorszych<br />
właściwościach użytkowych (kl. V i VI) ulegających szybkiej erozji [Kabata-Pendias i in.<br />
1999a, Gambuś i in. 2001]. Do najwyższych klas bonitacyjnych przyporządkowano w regionie<br />
łódzkim jedynie nieco ponad 8% ogółu gleb.<br />
Niepokojące jest to, że w dalszym ciągu w regionie łódzkim zdegradowanych pozostaje<br />
około 4500 ha. Stan taki spowodowany jest głównie przemysłem metalurgicznym, nie-<br />
248
Monitoring zanieczyszczenia gleb miejskich miasta Łodzi wybranymi pierwiastkami...<br />
odpowiednią gospodarką odpadami i ściekami przez wiele lat oraz zwiększonym natężeniem<br />
ruchu kołowego oraz przemysłu elektrociepłowniczego [Kabata-Pendias i in. 1999b,<br />
WIOŚ… 2009].<br />
3. Część doświadczalna<br />
3.1. Pobór prób<br />
Po przeprowadzonych obserwacjach w obrębie miasta Łodzi dokonano wyboru transektu<br />
badawczego, podzielonego na 4 obszary miejskie. Z transektu pobrano w sumie 10<br />
prób glebowych z głębokości 0–30 cm [Namieśnik 2000, 2002]. Miejsca poboru oznaczono<br />
kolejno numerami:<br />
„I”: • próba 1 – kwatera, 1 parku im. ks. bp Michała Klepacza;<br />
• próba 2 – kwatera 2 parku im. ks. bp Michała Klepacza;<br />
• próba 4 – ul. ks. Skorupki 8 strona północna;<br />
• próba 6 – ul. ks. Skorupki 8 strona południowa;<br />
„II”: • próba 9 – okolice ZTK „Teofilów” S.A.; Osiedle Teofilów;<br />
• próba 10 – młodnik w okolicy ZTK „Teofilów” S.A.;<br />
„III”: • próba 3 – kwatera 1; park im. J. Poniatowskiego;<br />
• próba 5 – kwatera 3; park im. J. Poniatowskiego;<br />
„IV”: • próba 7 – tereny znajdujące się w bliskim sąsiedztwie osiedla Olechów (strona północna);<br />
• próba 8 – tereny leśne znajdujące się w bliskim sąsiedztwie osiedla Olechów (strona<br />
południowa).<br />
W pracy posługiwano się numerami pobranych prób.<br />
3.2. Właściwości fizykochemiczne gleb<br />
W powietrznie suchych próbach glebowych oznaczono:<br />
1) odczyn zgodnie z normą PN-ISO 10390:1997 (Jakość gleby. Oznaczanie pH);<br />
2) zawartość wody higroskopijnej i absolutnie suchej masy – zgodnie z normą<br />
PN-ISO 11465:1999 (Jakość gleby. Oznaczanie zawartości suchej masy gleby<br />
i wody w glebie w przeliczeniu na suchą masę gleby. Metoda wagowa).<br />
3.3. Pierwiastki śladowe w glebie<br />
W celu oznaczenia pierwiastków śladowych glebę poddano mineralizacji mikrofalowej<br />
w układzie zamkniętym, o stałych parametrach i 5-stopniowym programie rozkładu.<br />
Do roztworzenia prób użyto zmodyfikowanej mieszaniny mineralizacyjnej składającej się<br />
2<strong>49</strong>
Mateusz Niedbała, Beata Smolińska<br />
z kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
w stosunku 3:1 otrzymane mineralizaty zostały poddane analizie<br />
metodą płomieniowej spektroskopii atomowej (F-AAS), gdzie oznaczono następujące pierwiastki:<br />
Pb, Cd, Zn, Cr, Ni, Co, As.<br />
4. Wyniki i dyskusja<br />
4.1. Woda higroskopowa i absolutnie sucha masa<br />
Oznaczenie wody higroskopowej (W h<br />
) i absolutnie suchej masy (ASM) przeprowadzono<br />
zgodnie normą PN-ISO 11465:1999 (Jakość gleby. Oznaczanie zawartości suchej masy<br />
gleby i wody w glebie w przeliczeniu na suchą masę gleby. Metoda wagowa.). Otrzymane<br />
wyniki zestawiono w tabeli 2.<br />
Zawartość wody higroskopowej w próbkach zawiera się w zakresie od 0,31 do 2,18%.<br />
Otrzymane wartości są niskie, co świadczy o dużym stopniu przesuszenia. Oznaczenie zawartości<br />
wody higroskopowej ma istotny wpływ na badania nad gospodarką wodną gleb<br />
i daje pogląd na temat stosunków wodnych w niej panujących. Oznaczenie ASM wykorzystano<br />
do obliczenia stężeń poszczególnych pierwiastków w glebie.<br />
Tabela 1. Poziom wilgotności higroskopowej (W h<br />
) oraz absolutnie sucha masa (ASM)<br />
Table 1. Higroscopic moisture content (W h<br />
) and the absolutely dry mass (ASM)<br />
Miejsce poboru<br />
prób<br />
„I”<br />
„II”<br />
„III”<br />
„IV”<br />
Rok pobrania próby<br />
2008 2009 2010<br />
W h<br />
, % ASM, % W , % h ASM, % W , % h ASM, %<br />
1 1,80 98,2 2,07 97.9 2,18 97.8<br />
2 1,60 98,4 1,79 98,2 2,01 98,0<br />
4 0,60 99,4 0,78 99,2 0,86 99,1<br />
6 0,48 99,5 0.68 99.3 0,80 99,2<br />
9 0,50 99,5 0.70 99,3 0,80 99,2<br />
10 0,83 99.2 0.91 99,1 0.97 99,0<br />
3 1,93 98,1 1,78 98,2 1,85 98,1<br />
5 0,72 99,3 0,66 99.3 0,82 99,1<br />
7 0,31 99,7 0,43 99,5 0,24 99,8<br />
8 0,53 99,5 0,55 99,4 0,40 99,6<br />
4.2. Odczyn gleby<br />
Odczyn gleb w roku pomiarowym 2008 w wodzie destylowanej mieścił się w zakresie<br />
6,2–7,6, natomiast w chlorku potasu – 6,4–7,6 (rys.). W roku 2009 badane pH gleby nieznacznie<br />
wzrosło, średnio o 0,25 punktu pH, by w kolejnym – 2010 r. wrócić do stanu początkowego.<br />
Wahania odczynu, chociaż nieznaczne, spowodowane były znaczną akumu-<br />
250
Monitoring zanieczyszczenia gleb miejskich miasta Łodzi wybranymi pierwiastkami...<br />
lacją opadów atmosferycznych w roku 2009 spowodowanych erupcją islandzkiego wulkanu<br />
Eyjafjoell. Stale kwaśne pH charakteryzowało gleby pobrane z terenów leśnych w okolicy<br />
osiedla Olechów. Podczas całego okresu monitoringu pH utrzymywało się tam na poziomie<br />
gleb kwaśnych i wahało się w granicach 4,8–5,2.<br />
Oznaczone pH gleby w 1M chlorku potasu dały niższe wartości od pomiaru w wodzie<br />
destylowanej. Wynika to z faktu, że kwasowość gleby warunkowana jest przez jony wodorowe<br />
dwojakiego rodzaju. Są to jony wodorowe znajdujące się w roztworze glebowym i jony<br />
wodorowe będące w kompleksie sorpcyjnym [Meller 2006]. Podczas oznaczania pH w wodzie<br />
dokonuje się pomiaru stężenia jonów wodorowych roztworu glebowego. Przy pomiarze<br />
odczynu gleby w KCl, odczyn gleby jest sumą jonów H + z roztworu glebowego oraz jonów<br />
H + wypartych z kompleksu sorpcyjnego [Lityński i in. 1976].<br />
Rys. Odczyn gleby (pH) w latach 2008–2010<br />
Fig. Soil acidity (pH) in years 2008–2010<br />
Pobrane z terenów leśnych próby gleb 7 i 8 charakteryzował odczyn kwaśny. Osiedle<br />
Olechów znajduje się bliskim sąsiedztwie lasów i młodników. Wytworzony tam poziom genetyczny<br />
Olh zawdzięczamy głównie roślinności acidofilnej, odpowiadającej za zakwaszenie<br />
tych gleb [Zawadzki 1999].<br />
Gleby Parku ks. bp Michała Klepacza charakteryzował odczyn lekko kwaśny. Zasiedlane<br />
przez starodrzewie i wprowadzone od niedawna krzewy, a także zasilone w 1995 r. częściami<br />
gruzowymi w celu wyrównania terenu odznaczają się także niewielką ilością węglanów.<br />
Gleby takie odznaczają się stałymi połączeniami metaloorganicznymi.<br />
W rejonie II poboru prób (próba 9) przeważał odczyn zasadowy. W polowym teście burzenia<br />
stężonym kwasem HCl zaobserwowano znaczne zasilenie w węglany, najprawdopodobniej<br />
magnezu i wapnia jako najczęściej występujących w tych glebach. Proces ten jest<br />
uwarunkowany czynnikami antropopresyjnymi.<br />
251
Mateusz Niedbała, Beata Smolińska<br />
W badanym obszarze 3 transektu badawczego występowała zmienność pH gleby. Wynikać<br />
może to ze znacznej ilości obiektów małej architektury i ciągłą bytnością zwierząt oraz<br />
ludzi. Wierzchnia warstwa jest ciągle wzruszana i zasilana ekskrementami.<br />
4.3. Pierwiastki śladowe w glebie<br />
Do oznaczeń pierwiastków śladowych użyto metody F-AAS, po wcześniejszym zmineralizowaniu<br />
prób i ich standaryzacji. Uzyskane wyniki oznaczeń zostały przedstawione w tabelach<br />
2–4. Zawarto w nich także umowny poziom N, czyli dopuszczalną wartość danego<br />
pierwiastka wskazaną przez stosowne rozporządzenie urzędowe.<br />
Wszystkie próby glebowe poddane analizom charakteryzowała niska koncentracja<br />
oznaczanych metali. Stężenia pierwiastków śladowych utrzymywały się poniżej poziomu<br />
określonego przez rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie<br />
standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [Rozporządzenie… 2002] dla<br />
gleb typu A i B (głębokość poboru prób 30 cm).<br />
Łódź ze względu na położenie geograficzne oraz ustrój architektoniczny należy do rejonu<br />
3 i 4 klasy szorstkości powierzchni, gdzie współczynnik szorstkości α waha się w granicach<br />
0,8–1,6 [Fenger 1999]. Pomimo zmniejszenia siły wiatrów naturalnych występują jednak<br />
charakterystyczne dla tej aglomeracji sztuczne zmiany kierunków wiatrów wynikające<br />
z charakterystyki urbanistycznej. Zmniejszony dopływ zawiewań ze strony północnej powoduje<br />
łatwiejsze przemieszczanie się strefowych pyłów na niewielkie odległości w granicach<br />
miasta lub jego bliskich okolic ze strony południowej w stronę północną, tym samym powodując<br />
większe nagromadzenie pierwiastków w rejonach teoretycznie nienarażonych na ich<br />
nagromadzenie [Bem i in. 2003].<br />
Tabela 2. Zawartości pierwiastków śladowych w glebach w roku 2008, mg∙kg -1 s.m.<br />
Table 2. The content of trace elements in soils in 2009, mg∙kg -1 d.m.<br />
Pierwiastek<br />
Poziom<br />
N*<br />
Numer próby<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10<br />
Pb 100–600 20,5 25,4 16,6 14,4 23,4 27,4 37,5 30,6 18,3 17,8<br />
Co 20–200 8,5 8,1 6,4 6,7 7,0 7,6 4,1 1,5 3,1 3,4<br />
Zn 300–1000 178,4 188 81,2 119,4 75,8 127,1 25,8 22,2 22,8 22,2<br />
Cr 150–500 33,3 28,3 17,7 28,3 25,8 32,3 18,3 13,1 17,5 17,1<br />
Ni 100–300 22,3 46,1 19,7 22,6 16,7 31,2 17,9 8,1 11,5 9.9<br />
Cd 1–4 1,2 2,2 0,6 1,1 1,0 1,3 0,9 1,0 0,9 0,8<br />
As 20–60 52,5 42,2 40,1 51,8 35,8 33,8 16,6 20,6 18,4 18,9<br />
252
Monitoring zanieczyszczenia gleb miejskich miasta Łodzi wybranymi pierwiastkami...<br />
Tabela 3. Zawartości pierwiastków śladowych w glebach w roku 2009, mg∙kg -1 s.m.<br />
Table 3. The content of trace elements in soils in 2009, mg∙kg -1 d.m.<br />
Pierwiastek<br />
Poziom<br />
N*<br />
Numer próby<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10<br />
Pb 100–600 16,5 22,1 14,8 14,8 20,7 25,4 32,9 28,2 14,1 12,9<br />
Co 20–200 8,0 7,9 6,5 6,6 6,9 7,4 4,0 1,1 3,0 3,1<br />
Zn 300–1000 171,3 180,1 80,0 113,7 73,9 124,6 24,9 20,4 19,9 20,2<br />
Cr 150–500 29,8 27,3 16,9 29,3 24,9 34,9 18,1 13,0 17,0 17,3<br />
Ni 100–300 23,0 43,1 20,9 21,9 18,2 32,4 18,3 8,3 14,6 10.8<br />
Cd 1–4 1,0 1,9 0,2 1,0 1,2 1,1 0,8 0.9 0,9 0,7<br />
As 20–60 50,1 39,9 38,3 50,4 36,0 32,9 16,9 20,3 17,9 17,9<br />
Tabela 4. Zawartości pierwiastków śladowych w glebach w roku 2010, mg∙kg -1 s.m.<br />
Table 4. The content of trace elements in soils in 2010, mg∙kg -1 d.m.<br />
Pierwiastek<br />
Poziom<br />
N*<br />
Numer próby<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10<br />
Pb 100–600 18,6 27,2 15,8 13,9 24,6 29,0 42,0 35,5 17,9 16,8<br />
Co 20–200 8,3 8,7 6,3 6,4 6,0 6,8 4,0 1,2 3,0 2,8<br />
Zn 300–1000 183,3 195,1 83,0 115,5 73,8 123,7 26,5 23,0 22,9 22,7<br />
Cr 150–500 33,0 27,4 16,7 22,3 26,8 31,4 19,6 14,0 18,1 16,9<br />
Ni 100–300 21,8 45,4 19,0 28,6 18,2 28,1 16,9 7,5 10,6 9.8<br />
Cd 1–4 1,0 2,0 0,4 1,0 1,0 1,1 0,7 0,9 0,3 0,4<br />
As 20–60 50,5 43,1 39,7 53,0 34,9 34,1 15,9 19,9 18,9 19,2<br />
Objaśnienia: * – Poziom N – Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie<br />
standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359)<br />
Najwyższe koncentracje pierwiastków śladowych we wszystkich latach badawczych<br />
zaobserwowano w próbach 1, 2, 4 i 6, zatem próby pobrane z obszaru I transektu badawczego<br />
(dzielnica Łódź Politechniczna). Powodem, dla którego koncentracja pierwiastków<br />
była wyższa, jest złożony problem roślinności zasiedlającej zarówno park, jak i posadowienie<br />
architektoniczne.<br />
Obszar I transektu jest położny bowiem w centralnej części dzielnicy, a dodatkowo<br />
otoczony dość wysoką zabudową architektoniczną w bliskiej odległości. Takie posadowienie<br />
obszaru powoduje zapewne znaczne zmiany kierunków podmuchów lokalnych,<br />
napędzanych naturalnymi wiatrami przechodzącymi przez prostopadłościowy układ ulic.<br />
W związku z tym zanieczyszczenia lokalne osadzają się na koronach drzew [Duraczyński<br />
2009].<br />
Podobne zależności zachodzą w obszarze III z tym, że główne trakty komunikacyjne<br />
zasilające w pierwiastki śladowe znajdują się poniżej poziomu posadowienia obszaru badawczego.<br />
W związku z tym zanieczyszczenia lotne najczęściej są przenoszone na obrzeżne<br />
partie parku [Duraczyński 2008].<br />
253
Mateusz Niedbała, Beata Smolińska<br />
Zawartość kobaltu we wszystkich analizowanych próbach w ciągu trzech lat badawczych<br />
utrzymywała się na stałym poziomie – poniżej 10 mg kg -1 s.m.<br />
Najwyższą koncentracją ołowiu odznaczały się próby glebowe z okolic osiedla Olechów<br />
(próba 7 i 8), odpowiednio – 37,5 oraz 30,6 mg∙kg -1 w roku 2008 oraz 42,0 i 35,5 mg∙kg -1 suchej<br />
masy w roku 2010.<br />
Najwięcej cynku zawierały próby gleby pobrane do analizy z ulicy Szparagowej w sąsiedztwie<br />
zakładu ZTK „Teofilów” S.A. oraz z terenów leśnych w pobliżu osiedla Olechów<br />
[Rozporządzenie... 2002].<br />
W ciągu 3-letnich badań nie odnotowano znacznych wahań ilości chromu ani arsenu.<br />
Wyższa koncentracja arsenu w I obszarze badawczym spowodowana może być użyciem<br />
środków chemicznych w walce z pojawiającymi się szkodnikami.<br />
5. WNIOSKI<br />
1. Podczas trzyletnich badań monitoringowych gleb miasta Łodzi nie stwierdzono przekroczenia<br />
dopuszczalnych stężeń badanych pierwiastków śladowych w badanych próbach<br />
gleb, a ich stężenie ulegało znikomym wahaniom.<br />
2. Wartości pH dla badanych gleb miasta Łodzi utrzymywały się na stałym poziomie.<br />
3. Niskie wartości wody higroskopowej oraz absolutnie suchej masy wskazują na znaczne<br />
przesuszenie badanych gleb miasta Łodzi.<br />
4. Wbrew obiegowej opinii gleby miasta Łodzi należy uznać za nieskażone.<br />
6. Podsumowanie<br />
Podczas prowadzenia 3-letnich badań monitoringowych zróżnicowanie w koncentracji badanych<br />
pierwiastków śladowych było słabe. Zmienność pH gleby była niewielka, a jej wahania<br />
spowodowane były jednostkowymi zdarzeniami klimatyczno-atmosferycznymi. Stwierdzono, że<br />
procesy przeobrażeniowe badanych gleb zachodziły powoli i były uzależnione w dużej mierze<br />
od panującego mikroklimatu. Wszystkie obszary badawcze oznaczonego transektu charakteryzowało<br />
niższe niż dopuszczalne stężenie badanych pierwiastków. Należy zatem stwierdzić, że<br />
gleby urbano- i industroziemne Łodzi należą do gleb niezanieczyszczonych chemicznie.<br />
PIŚMIeNNICTWO i akty prawne<br />
ADRIANO D.C., CHLOPECKA A., KAPLAN D.I. 2002. Role of Soil Chemistry in Soil Remediation<br />
and Ecosystem Conservation. Soil Chemistry and Ecosystem Health. Special<br />
Publication 52: Soil Science Society of America, Madison, USA.<br />
BEDNAREK R., DZIADOWIEC H., POKOJSKA U., PRUSINKIEWICZ Z. 2004. Badania<br />
ekologiczno-gleboznawcze. Wyd. PWN, Warszawa.<br />
254
Monitoring zanieczyszczenia gleb miejskich miasta Łodzi wybranymi pierwiastkami...<br />
BEM H., GALLORINI M., KRZEMIŃSKA M. 2003. Comparative studies of the concentrations<br />
of some trace elements In the urban air particulate matter in Lodz City of Poland<br />
and in Milan, Italy. Environ. Intern. 29.<br />
BEM H., WIECZORKOWSKI P., BUDZANOWSKI M. 2002. Evaluation of technologically enhanced<br />
natural radiation near the coal-fired power plants in the Lodz region of Poland.<br />
J. Environ. Radioact. 6: 191–201.<br />
BUCZKOWSKI R., KONDZIELSKI I., SZYMAŃSKI T. 2002. Metody remediacji gleb zanieczyszczonych<br />
metalami ciężkimi. Wyd. UMK w Toruniu, Toruń.<br />
DURACZYŃSKI M. 2008. Badanie oraz ocena zasobów energii wiatru w rejonie miast, Materiały<br />
Konferencyjne Krakowskiej Konferencji Młodych Naukowców „ProFuturo”, Wydział<br />
Energetyki i Paliw, Akademia Górniczo-Hutnicza, Kraków.<br />
DURACZYŃSKI M. 2009. Badania nad współczynnikiem szorstkości polskich rejonów farm<br />
wiatracznych, Wydział Energetyki i Paliw, Akademia Górniczo-Hutnicza, Kraków.<br />
FENGER J. 1999. Urban air quality. Atmos. Environ. 33: 4877–<strong>49</strong>00.<br />
GAMBUŚ F. 2001. Przeciwdziałanie i łagodzenie skutków zanieczyszczenia gleb. Aura 8:<br />
10–12.<br />
HENRY R.J. 2000. An Overview of the Phytoremediation of Lead and Mercury. U.S. Environmental<br />
Protection Agency.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999a. Pierwiastki śladowe w środowisku biologicznym.<br />
Wydawnictwo Geologiczne, Warszawa.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999b. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />
Naukowe PWN, Warszawa.<br />
LITYŃSKI T, JURKOWSKA H, GORLACH E. 1976. Analiza chemiczno-rolnicza” Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa.<br />
MELLER E. 2006. Płytkie gleby organogeniczno – węglanowe na kredzie jeziornej i ich<br />
przeobrażenia w wyniku uprawy. Rozprawy – Akademia Rolnicza w Szczecinie, 233,<br />
Szczecin.<br />
NAMIEŚNIK J. 2002. Pobieranie próbek środowiskowych do analizy. PWN, Warszawa.<br />
NAMIEŚNIK J. 2000. Przygotowanie próbek środowiskowych do analizy. PWN, Warszawa.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 roku w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359).<br />
WIOŚ. 2009. Raport o Stanie Środowiska w Województwie Łódzkim w 2009 roku. Biblioteka<br />
Monitoringu Środowiska, Łódź.<br />
ZAWADZKI S. 1999. Gleboznawstwo. Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, s. 244,<br />
Warszawa.<br />
255
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Beata Łabaz*, Adam Bogacz*<br />
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność<br />
gleb postawowych występujących na terenie Obniżenia<br />
Milicko-Głogowskiego<br />
The content of selected heavy metals and fertility of<br />
soils previously used as a pounds in the milicz-głogów<br />
depression<br />
Słowa kluczowe: właściwości fizykochemiczne, właściwości chemiczne, całkowita zawartość<br />
metali ciężkich.<br />
Key words: physic-chemical properties, chemical properties, the concentration of total<br />
heavy metals.<br />
The work describes the total concentration of Fe, Mn, Zn, Pb,Cu and plant-available forms<br />
of P, K and Mg in soils previously used as a pounds in the Milicz-Głogów Depression. According<br />
to WRB 2006 the studied soils represents Phaeozems (Arenic) and Mollic Gleysols<br />
(Arenic). In texture dominate sand and loam sand with decalcification feature. Reactions<br />
of the researched soils are in range from strong light acid up to alkaline. The content<br />
of available forms of P, K and Mg are very low to mean value. The content of heavy metals<br />
in the soil horizons is variable and depends on the soil texture and organic carbon content;<br />
it attains a level not exceeding the admissible concentrations according to soil quality<br />
standarts.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Charakterystyczną cechą środowiska przyrodniczego Obniżenia Milicko-Głogowskiego,<br />
ukształtowaną pod wpływem działalności człowieka, jest obecność licznych rozległych<br />
stawów hodowlanych, zakładanych na tym obszarze już od początku XIII wieku. Sprzyjały<br />
* Dr inż. Beata Łabaz, dr hab. inż. Adam Bogacz, prof. nadzw. – <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie<br />
i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53,<br />
50-357 Wrocław; tel.: 71 320 19 02; e-mail: beata.labaz@up.wroc.pl<br />
256
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
temu małe spadki rzeki Baryczy i jej dopływów, płaski teren oraz obecność licznych wyrobisk<br />
po eksploatacji rudy darniowej. Rozbudowa obwałowań rzeki Baryczy na początku XIX<br />
wieku, jak również narastający deficyt wody oraz wzrost zapotrzebowania na gleby uprawne<br />
przyczyniły się do znacznego osuszenia terenu. Wiele wielkoobszarowych stawów zostało<br />
zlikwidowanych, a teren przekształcony w użytki leśne, łąki i grunty orne [Ranoszek<br />
1999, Ranoszek, Ranoszek 2004].<br />
Celem prowadzonych badań była charakterystyka gleb stanowiących w przeszłości<br />
dno rozległego stawu hodowlanego oraz próba odnalezienia śladów dawniej prowadzonej<br />
gospodarki stawowej na obszarze zagospodarowanym obecnie w kierunku rolniczym i leśnym.<br />
2. MATERIAŁY I METODY<br />
Badania prowadzono na terenie Obniżenia Milicko-Głogowskiego, na obszarze pomiędzy<br />
wsią Sanie, Borzęcin i Morzęcin, gdzie w XVII wieku założono staw rybny „Sanie” o powierzchni<br />
400 ha. Po zlikwidowaniu stawu w XIX wieku teren ten zagospodarowany został<br />
w kierunku rolniczym i leśnym.<br />
Po przestudiowaniu map glebowo-rolniczych w skali 1:25 000 i operatu glebowo-siedliskowego<br />
[1995] oraz przeprowadzeniu prac terenowych wyznaczono do badań sześć<br />
profilów glebowych czarnych ziem i gleb gruntowo-glejowych o składzie granulometrycznym<br />
piasków [PTG 2009] zlokalizowanych w miejscowościach Sanie (profil <strong>nr</strong> 1 i 2) oraz<br />
Morzęcin (profil <strong>nr</strong> 3, 4, 5 i 6). Analizowane profile glebowe oznaczone były na mapach<br />
jako czarne ziemie zdegradowane (profil <strong>nr</strong> 1 i 3) i murszaste (profil <strong>nr</strong> 5) oraz gleby<br />
gruntowo-glejowe (profil <strong>nr</strong> 2, 4 i 6) zagospodarowane jako: użytki zielone (profil <strong>nr</strong> 1<br />
i 6), las mieszany z dominującym drzewostanem: dębem szypułkowym, klonem jaworem,<br />
olszą czarną (profil <strong>nr</strong> 2 i 5) [Operat glebowo-siedliskowy 1995] i grunty orne (profil<br />
<strong>nr</strong> 3 i 4 – pola uprawne kukurydzy). Zgodnie z klasyfikacją zasobów glebowych Świata<br />
[Word Soil… 2006] badane gleby można zaliczyć do jednostek Phaeozems (Arenic) i Mollic<br />
Gleysols (Arenic).<br />
W profilach glebowych określono poziomy genetyczne, wyodrębniając próchnicę nadkładową<br />
w profilach gleb leśnych oraz poziomy mineralne. W pobranych próbkach glebowych<br />
z poziomów mineralnych oznaczono uziarnienie metodą areometryczną Bouyoucosa<br />
w modyfikacji Casagrande’a i Prószyńskiego oraz zawartość składników przyswajalnych<br />
K i P metodą Egnera-Riehma oraz Mg metodą Schachtschabela. We wszystkich próbkach<br />
oznaczono: pH w H 2<br />
O i 1 mol KCl · dm -1 metodą potencjometryczną, C-ogółem metodą<br />
oksydometryczną Tiurina, zawartość N-ogółem metodą Kjeldahla, zawartość CaCO 3<br />
metodą<br />
Scheiblera oraz całkowitą zawartość metali: Fe, Mn, Zn, Pb i Cu rozpuszczonych w 70-<br />
proc. HClO 4<br />
i oznaczonych metodą ASA. Wyniki badań opracowano statystycznie za pomocą<br />
współczynnika korelacji, na poziomie istotności p=0,05, posługując się programem sta-<br />
257
Beata Łabaz, Adam Bogacz<br />
tystycznym STATISTICA 9. Oceny stopnia zanieczyszczenia metalami dokonano zgodnie<br />
z rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby oraz standardów jakości ziemi [Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359].<br />
3. wyniki badań i dyskusja<br />
W budowie morfologicznej analizowanych profilów glebowych wyróżniono powierzchniowe<br />
poziomy próchniczne A oznaczone jako poziomy A1 o miąższości 10–30 cm. Głębiej<br />
zalegające poziomy próchniczne z widocznym oglejeniem lub zmienioną barwą oznaczono<br />
jako poziomy A2 i A3. Dodatkowo w profilach gleb ornych wydzielono poziom An jako poziom<br />
namułowy wyraźnie odróżniący się ciemniejszą barwą i zwięźlejszą strukturą od wyżej<br />
zalegających podpoziomów próchnicznych (tab. 1). Obecność poziomów namułu o miąższości<br />
około 10 cm i wysokiej zawartości węgla organicznego obserwowano również w profilach<br />
gleb stawowych badanych przez Giedrojcia [1990]. Poziomy próchniczne wraz z poziomami<br />
przejściowymi A/C sięgały do głębokości 60 cm (profil <strong>nr</strong> 4).<br />
W większości analizowanych profilów glebowych zaznaczały się cechy oglejenia oraz<br />
ślady wytrąceń żelazistych w postaci plam, pieprzy i pionowych zacieków. Stopień oglejenia<br />
w poszczególnych profilach glebowych był zróżnicowany, uzależniony od intensywności<br />
zachodzących procesów redukcyjnych wywołanych działaniem stagnujących wód gruntowych<br />
zalegających na głębokości od 55 cm (profil <strong>nr</strong> 2) do 85 cm (profil <strong>nr</strong> 5). Poziom zalegania<br />
lustra wody gruntowej decydował o głębokości pobierania próbek glebowych do analiz<br />
laboratoryjnych.<br />
W glebach piaszczystych skład granulometryczny, oprócz zawartości materii organicznej,<br />
silnie determinuje wiele właściwości fizycznych i fizykochemicznych [Drozd, Licznar<br />
1996]. W częściach ziemistych badanych profilów glebowych największy udział stanowiła<br />
frakcja piasku (2–0,05 mm). Kształtowała się ona na poziomie od 79 do 98%. Zawartość<br />
frakcji pyłowej (0,05–0,002 mm) była znacznie mniejsza i nie przekraczała na ogół 17%.<br />
W próbkach stwierdzono bardzo niewielki udział frakcji ilastej (
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
Tabela 1. Skład granulometryczny gleb<br />
Table 1. Texture of soil<br />
Nr profilu<br />
1<br />
Pole orne<br />
2<br />
Łąka<br />
3<br />
Las<br />
mieszany<br />
4<br />
Pole orne<br />
5<br />
Łąka<br />
6<br />
Las<br />
mieszany<br />
Poziom<br />
genetyczny<br />
Głębokość,<br />
cm<br />
Części<br />
Suma frakcji<br />
szkieletowe<br />
% zawartość frakcji o Ø, mm<br />
> 2,0 2,0 – 0,05 0,05 – 0,002 < 0,002<br />
Grupy<br />
granulometryczne<br />
wg Polskiego<br />
Towarzystwa<br />
Gleboznawczego<br />
(2008)<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
A1 0-10 0 84 14 2 piasek gliniasty<br />
A2 10-30 0 86 12 2 piasek gliniasty<br />
An/C 30-44 0 82 14 4 piasek gliniasty<br />
C >44 0 93 4 3 piasek luźny<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
A1 0-10 0 90 9 1 piasek luźny<br />
A2 10-20 0 88 11 1<br />
piasek<br />
słabogliniasty<br />
A2 20-34 0 89 9 2<br />
piasek<br />
słabogliniasty<br />
A/Cgg 34-50 0 91 7 2 piasek luźny<br />
Cgg >50 0 98 1 1 piasek luźny<br />
Czarna ziemia murszasta<br />
Olf 3-0 0 - - - -<br />
A1 0-13 0 82 16 2 piasek gliniasty<br />
A2 13-25 0 83 16 1 piasek gliniasty<br />
A/C 25-38 0 89 7 4 piasek gliniasty<br />
Cgg<br />
IICgg<br />
38-78<br />
>78<br />
0<br />
0<br />
93<br />
79<br />
2<br />
8<br />
5<br />
13<br />
piasek gliniasty<br />
glina piaszczysta<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
A1 0-18 0 85 12 3 piasek gliniasty<br />
A2gg 18-34 0 84 13 3 piasek gliniasty<br />
A3/An 34-43 0 85 12 3 piasek gliniasty<br />
An<br />
Cgg<br />
43-60<br />
>60<br />
0<br />
0<br />
82<br />
90<br />
17<br />
7<br />
1<br />
3<br />
piasek gliniasty<br />
piasek gliniasty<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
A1gg 0-10 0 85 14 1 piasek luźny<br />
A2gg 10-20 0 81 16 3 piasek luźny<br />
Agg/Gox 20-45 0 79 13 8<br />
piasek<br />
słabogliniasty<br />
Goxr 45-70 0 91 3 6<br />
piasek<br />
słabogliniasty<br />
Gr >70 0 84 10 6<br />
piasek<br />
słabogliniasty<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
Olf 2-0 - - - - -<br />
A1 0-10 0 98 1 1 piasek luźny<br />
A2gg<br />
Afegg<br />
G<br />
10-25<br />
25-35<br />
>35<br />
0<br />
0<br />
0<br />
90<br />
80<br />
92<br />
9<br />
15<br />
5<br />
1<br />
5<br />
3<br />
piasek luźny<br />
piasek gliniasty<br />
piasek luźny<br />
259
Beata Łabaz, Adam Bogacz<br />
Tabela 2. Wybrane właściwości badanych gleb<br />
Table 2. Same properties of investigated soils<br />
Nr profilu<br />
1<br />
Pole orne<br />
2<br />
Łąka<br />
3<br />
Las<br />
mieszany<br />
4<br />
Pole orne<br />
5<br />
Łąka<br />
6<br />
Las<br />
mieszany<br />
Poziom<br />
genetyczny<br />
A1<br />
A2<br />
An/C<br />
C<br />
A1<br />
A2<br />
A2<br />
A/Cgg<br />
Cgg<br />
Olf<br />
A1<br />
A2<br />
A/C<br />
Cgg<br />
IICgg<br />
A1<br />
A2gg<br />
A3/An<br />
An<br />
Cgg<br />
A1gg<br />
A2gg<br />
Agg/Gox<br />
Goxr<br />
Gr<br />
Olf<br />
A1<br />
A2gg<br />
Afegg<br />
G<br />
Głębokość,<br />
cm<br />
0-10<br />
10-30<br />
30-44<br />
>44<br />
0-10<br />
10-20<br />
20-34<br />
34-50<br />
>50<br />
3-0<br />
0-13<br />
13-25<br />
25-38<br />
38-78<br />
>78<br />
0-18<br />
18-34<br />
34-43<br />
43-60<br />
>60<br />
0-10<br />
10-20<br />
20-45<br />
45-70<br />
>70<br />
2-0<br />
0-10<br />
10-25<br />
25-35<br />
>35<br />
C org<br />
pH CaCO 3<br />
TOC N og P<br />
C/N 2<br />
O 5<br />
K 2<br />
O MgO<br />
H 2<br />
O KCl g · kg -1 gleby mg ּ 100g -1 gleby<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
5,63<br />
6,16<br />
5,57<br />
6,20<br />
4,48<br />
5,04<br />
4,<strong>49</strong><br />
6,20<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
8,37<br />
7,46<br />
8,38<br />
2,93<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
4,26<br />
5,46<br />
5,09<br />
6,15<br />
6,51<br />
5,56<br />
3,80<br />
3,95<br />
4,86<br />
6,59<br />
8,69<br />
5,98<br />
6,22<br />
5,93<br />
5,79<br />
6,06<br />
6,74<br />
6,77<br />
6,92<br />
7,31<br />
7,54<br />
5,16<br />
4,10<br />
4,19<br />
4,68<br />
5,51<br />
3,37<br />
4,30<br />
4,06<br />
5,35<br />
5,97<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
40,5<br />
5,77<br />
5,46<br />
2,90<br />
1,50<br />
Czarna ziemia murszasta<br />
4,84<br />
2,99<br />
3,21<br />
3,93<br />
5,64<br />
7,57<br />
n.o<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
1<br />
391<br />
37,5<br />
22,7<br />
5,38<br />
1,16<br />
1,30<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
4,81<br />
5,22<br />
4,86<br />
4,64<br />
4,73<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
12,6<br />
12,8<br />
16,9<br />
39,4<br />
3,70<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
6,17<br />
6,10<br />
6,29<br />
6,41<br />
6,30<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
29,9<br />
19,4<br />
4,12<br />
0,89<br />
0,50<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
4,55<br />
3,29<br />
3,59<br />
4,01<br />
4,64<br />
n.o<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
337<br />
54,3<br />
23,2<br />
11,4<br />
1,54<br />
Objaśnienia: n.o – nie oznaczano; Explanation: n.o. – not identify.<br />
0,87<br />
0,78<br />
0,65<br />
n.o<br />
2,85<br />
0,68<br />
0,55<br />
0,33<br />
n.o<br />
20,2<br />
2,52<br />
1,92<br />
0,57<br />
n.o<br />
n.o<br />
1,18<br />
1,09<br />
1,48<br />
2,90<br />
n.o<br />
3,19<br />
2,22<br />
0,57<br />
n.o<br />
n.o<br />
10,0<br />
4,28<br />
1,74<br />
1,12<br />
n.o<br />
9,62<br />
9,56<br />
12,9<br />
n.o<br />
14,2<br />
8,<strong>49</strong><br />
9,92<br />
8,78<br />
n.o<br />
19,3<br />
14,9<br />
11,8<br />
9,44<br />
n.o<br />
n.o<br />
10,7<br />
11,7<br />
11,5<br />
13,6<br />
n.o<br />
9,37<br />
8,72<br />
7,23<br />
n.o<br />
n.o<br />
33,6<br />
12,7<br />
13,3<br />
10,2<br />
n.o<br />
4,60<br />
4,30<br />
1,40<br />
1,30<br />
11,8<br />
3,90<br />
2,10<br />
0,50<br />
0,50<br />
66,0<br />
2,50<br />
0,50<br />
0,60<br />
0,40<br />
0,70<br />
10,2<br />
9,50<br />
7,30<br />
2,10<br />
3,90<br />
5,30<br />
1,40<br />
2,80<br />
2,30<br />
1,50<br />
35,5<br />
8,10<br />
5,70<br />
1,50<br />
1,00<br />
7,30<br />
11,4<br />
8,70<br />
13,2<br />
17,0<br />
2,50<br />
1,90<br />
1,40<br />
1,10<br />
192<br />
11,0<br />
6,60<br />
2,80<br />
2,20<br />
3,50<br />
12,9<br />
10,7<br />
19,7<br />
17,9<br />
4,90<br />
9,40<br />
2,50<br />
1,70<br />
1,50<br />
2,40<br />
110<br />
14,3<br />
8,10<br />
6,80<br />
3,20<br />
1,90<br />
2,30<br />
2,60<br />
2,30<br />
7,70<br />
1,20<br />
1,10<br />
0,70<br />
0,60<br />
63,0<br />
4,70<br />
1,60<br />
1,50<br />
2,80<br />
3,90<br />
3,40<br />
5,20<br />
4,10<br />
6,30<br />
2,50<br />
8,80<br />
4,10<br />
2,90<br />
2,20<br />
2,10<br />
25,0<br />
6,90<br />
1,50<br />
2,50<br />
1,40<br />
Zawartość C org w poziomach ściółki nadkładowej w profilach gleb leśnych była<br />
dość zbliżona i wynosiła 337 i 391 g·kg -1 , natomiast w mineralnych poziomach próchnicznych<br />
obserwowano wyraźne zróżnicowanie pod względem omawianego parametru<br />
(tab. 2). W poziomach próchnicznych A i przejściowych A/C wartości C org kształtowały<br />
się w przedziale 2,90–54,3 g · kg -1 i wykazywały istotną ujemną korelację z frakcją koloidalną<br />
(-0,46*) oraz głębokością pobrania próbki (-0,55*). Zaobserwowany został wyraźny<br />
wzrost zawartości C org w podpoziomach An, szczególnie w profilu <strong>nr</strong> 4, co może<br />
260
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
wskazywać na istnienie w przeszłości stawu hodowlanego. Podobne zróżnicowanie zawartości<br />
wykazywał również N og, który w poziomach ściółki przyjmował wartości 10,0<br />
i 20,2 g · kg -1 , natomiast w poziomach próchnicznych A i przejściowych A/C kształtował<br />
się w granicach 0,33–4,28 g·kg -1 . Azot ogólny, podobnie jak C org, był ujemne skorelowany<br />
z frakcją koloidalną (-0,47*) oraz głębokością pobrania próbki (-0,63*). Wartości<br />
stosunku C/N w poziomach próchnicznych A i przejściowych A/C wahały się w przedziale<br />
od 7,23 do 14,9 (tab. 4).<br />
Tabela 3. Zawartość Fe oraz pierwiastków śladowych w badanych glebach<br />
Table 3. Content of Fe and trace elements in examined soils<br />
Nr profilu<br />
1<br />
Pole orne<br />
2<br />
Łąka<br />
3<br />
Las<br />
mieszany<br />
4<br />
Pole orne<br />
5<br />
Łąka<br />
6<br />
Las<br />
mieszany<br />
Poziom<br />
genetyczny<br />
A1<br />
A2<br />
An/C<br />
C<br />
A1<br />
A2<br />
A2<br />
A/Cgg<br />
Cgg<br />
Olf<br />
A1<br />
A2<br />
A/C<br />
Cgg<br />
IICgg<br />
A1<br />
A2gg<br />
A3/An<br />
An<br />
Cgg<br />
A1gg<br />
A2gg<br />
Agg/Gox<br />
Goxr<br />
Gr<br />
Olf<br />
A1<br />
A2gg<br />
Afegg<br />
G<br />
Głębokość,<br />
cm<br />
0-10<br />
10-30<br />
30-44<br />
>44<br />
0-10<br />
10-20<br />
20-34<br />
34-50<br />
>50<br />
3-0<br />
0-13<br />
13-25<br />
25-38<br />
38-78<br />
>78<br />
0-18<br />
18-34<br />
34-43<br />
43-60<br />
>60<br />
0-10<br />
10-20<br />
20-45<br />
45-70<br />
>70<br />
2-0<br />
0-10<br />
10-25<br />
25-35<br />
>35<br />
Fe Mn Zn Pb Cu<br />
g·kg -1 mg·kg -1<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
2,83<br />
2,73<br />
2,11<br />
1,99<br />
101<br />
97,8<br />
39,2<br />
29,9<br />
Czarna ziemia zdegradowana<br />
1,97<br />
1,86<br />
1,87<br />
1,62<br />
2,78<br />
93,6<br />
99,8<br />
76,6<br />
42,8<br />
37,0<br />
Czarna ziemia murszasta<br />
1,02<br />
3,83<br />
4,31<br />
3,40<br />
3,19<br />
14,0<br />
1082<br />
46,2<br />
38,0<br />
56,3<br />
79,6<br />
245<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
2,42<br />
2,66<br />
2,65<br />
4,07<br />
2,08<br />
86,0<br />
92,3<br />
60,2<br />
42,2<br />
37,9<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
16,7<br />
19,1<br />
30,7<br />
7,63<br />
3,86<br />
815<br />
924<br />
930<br />
114<br />
61,5<br />
Gleba gruntowo-glejowa<br />
0,98<br />
4,86<br />
38,2<br />
43,7<br />
38,4<br />
1338<br />
67,1<br />
45,4<br />
358<br />
161<br />
51,1<br />
54,1<br />
3,75<br />
1,58<br />
10,6<br />
22,0<br />
30,5<br />
66,0<br />
42,5<br />
53,5<br />
12,4<br />
11,0<br />
10,9<br />
8,63<br />
12,2<br />
26,2<br />
22,8<br />
13,7<br />
9,73<br />
11,6<br />
20,2<br />
17,3<br />
10,2<br />
3,65<br />
7,23<br />
40,8<br />
34,1<br />
37,1<br />
40,0<br />
50,8<br />
3,83<br />
3,33<br />
2,00<br />
1,17<br />
5,83<br />
5,83<br />
2,66<br />
1,00<br />
1,45<br />
0,16<br />
2,67<br />
4,17<br />
3,16<br />
1,16<br />
2,67<br />
3,16<br />
3,16<br />
3,16<br />
4,00<br />
0,75<br />
6,67<br />
5,67<br />
4,00<br />
2,00<br />
1,50<br />
1,16<br />
4,83<br />
3,83<br />
1,67<br />
1,67<br />
41,3<br />
42,4<br />
2,05<br />
1,23<br />
4,39<br />
17,5<br />
24,0<br />
57,7<br />
37,7<br />
30,1<br />
5,54<br />
2,60<br />
2,18<br />
1,46<br />
5,98<br />
14,4<br />
12,4<br />
6,18<br />
10,5<br />
10,7<br />
4,90<br />
4,10<br />
2,59<br />
1,40<br />
2,18<br />
7,75<br />
34,4<br />
33,6<br />
30,5<br />
45,6<br />
261
Beata Łabaz, Adam Bogacz<br />
Tabela 4. Współczynniki korelacji pomiędzy wybranymi właściwościami gleby<br />
Table 4. Coefficient of correlations between selected soil properties<br />
Zmienna<br />
Frakcja<br />
2,0-0,05 mm<br />
Frakcja<br />
0,05-0,002 mm<br />
Frakcja<br />
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
prowadzona analiza statystyczna wykazała istotną ujemną korelację zawartości P 2<br />
O 5<br />
z głębokością<br />
pobrania próbki glebowej (-0,52*) (tab. 4). Wskazuje to na kumulację fosforu w powierzchniowych<br />
poziomach genetycznych i niski stopień jego wymywania do głębszych<br />
warstw zarówno w profilach czarnych ziem, jak i gleb gruntowo-glejowych.<br />
Przyswajalne formy potasu kształtowały się na poziomie od 1,10 do 19,7 mg K 2<br />
O·kg -1 ,<br />
natomiast ilość przyswajalnych form magnezu mieściła się w przedziale od 0,60 do<br />
8,80 mg MgO·kg -1 . Ocena zasobności dla gleb leśnych wykonana wg klasyfikacji Janiszewskiego<br />
i Kowalkowskiego wykazała, że badane gleby leśne są w przeważającej większości<br />
średnio zasobne w fosfor, potas i magnez. Wyjątek stanowi jedynie czarna ziemia murszasta<br />
(profil <strong>nr</strong> 3) niedostatecznie zasobna w P 2<br />
O 5<br />
.<br />
Oceny zasobności gleb ornych i łąkowych dokonano, posługując się zaleceniami nawozowymi<br />
[Zalecenia nawozowe 1985]. Czarne ziemie użytkowane jako grunty orne odznaczały<br />
się bardzo niską zasobnością w fosfor oraz niską zasobnością w potas i magnez, natomiast<br />
gleby gruntowo-glejowe – niską zasobnością w fosfor oraz średnią w pozostałe badane<br />
makroskładniki. Czarne ziemie łąkowe były nisko zasobne w fosfor i potas oraz średnio<br />
zasobne w magnez, natomiast gleby gruntowo-glejowe, tak samo użytkowane, charakteryzowała<br />
bardzo niska zasobność w fosfor i potas oraz wysoka w magnez.<br />
Zbliżone do przedstawionych zawartości przyswajalnych form fosforu i potasu w poziomach<br />
mineralnych czarnych ziem piaszczystych występujących w różnych rejonach Polski<br />
uzyskali Klimowicz [1980], Giedrojć i in. [1990, 1992], Mazurek i Niemyska-Łukaszuk [2003]<br />
oraz Bogacz i in. [2008, 2010].<br />
Zawartość żelaza w poziomach organicznych była bardzo zbliżona i wynosiła 1,02 g·kg -1<br />
w czarnej ziemi oraz 0,98 g·kg -1 w glebie gruntowo-glejowej. W poziomach mineralnych<br />
ilość Fe kształtowała się w granicach od 1,62 do 43,7 g·kg -1 (tab. 3). Oznaczone ilości Fe<br />
zarówno w poziomach organicznych Olf, jak i poziomach mineralnych były zbliżone do uzyskanych<br />
przez Konecką-Betley i in. [1996, 1999] w czarnych ziemiach i glebach gruntowo-glejowych<br />
w Kampinoskim Parku Narodowym. Zawartość manganu w poziomach organicznych<br />
Olf oznaczona została na poziomie 1082 mg·kg -1 w czarnej ziemi i 1338 mg·kg -1<br />
w glebie gruntowo-glejowej, natomiast w poziomach mineralnych mieściła się przedziale<br />
od 29,9 do 930 mg·kg -1 (tab. 3). Oznaczone ilości Mn wykazywały istotną dodatnią korelację<br />
z frakcją koloidalną (0,52*), natomiast istotną ujemną korelację z frakcją piasku (-0,48*)<br />
(tab. 5). Zależność między zawartością manganu a składem granulometrycznym potwierdzają<br />
wcześniejsze badania prowadzone przez Staszewskiego i Kociałkowskiego [1974],<br />
Andruszczaka i Czubę [1984] oraz Kabatę-Pendias i in. [1993].<br />
Zawartość cynku w poziomach organicznych wynosiła 53,5 mg·kg -1 w czarnej ziemi<br />
i 40,8 mg·kg -1 w glebie gruntowo-glejowej, natomiast w poziomach mineralnych wahała się<br />
w przedziale od 1,58 do 66,0 mg·kg -1 (tab. 3). Oznaczone ilości Zn były bardzo zbliżone<br />
do danych prezentowanych przez Andruszczaka i Czubę [1984], którzy określili zawartość<br />
tego pierwiastka w czarnych ziemiach występujących na terenie Polski na poziomie<br />
263
Beata Łabaz, Adam Bogacz<br />
13–150 mg·kg -1 . Cynk wykazywał istotną dodatnią korelację z frakcją piasku (0,38*), natomiast<br />
istotną ujemną korelację z MgO (-0,39*) (tab. 5).<br />
Tabela 5. Współczynniki korelacji pomiędzy wybranymi właściwościami gleby<br />
Table 5. Coefficient of correlations between selected properties of soils<br />
Zmienna Głębokość Fe Mn Zn Pb Cu<br />
Frakcja<br />
2,0-0,05 mm<br />
0,03 -0,23 -0,48* 0,38* -0,23 0,45*<br />
Frakcja<br />
0,05-0,002 mm<br />
-0,34 0,12 0,23 -0,21 0,41* -0,31<br />
Frakcja<br />
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
Zawartość oznaczonych metali ciężkich układa się najczęściej w następującym szeregu:<br />
Fe > Mn > Zn > Cu > Pb i jest zbliżona do danych prezentowanych przez Kabatę-Pendias<br />
[1981], Czarnowską i Gworek [1987], Gworek i Jeske [1996], Łabaz i in. [2011]. Oceniając<br />
jednak stopień zanieczyszczenia badanych gleb metalami ciężkimi, zgodnie z rozporządzeniem<br />
Ministra Środowiska z dnia 2 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby oraz standardów jakości ziemi [Dz.U. Nr 165, poz. 1359], należy stwierdzić, że w poziomach<br />
mineralnych nie występują przekroczenia dopuszczalnych zawartości Zn, Pb oraz<br />
Cu. Ponieważ standardy jakości gleby i ziemi nie odnoszą się bezpośrednio do ściółek,<br />
trudno jest więc jednoznacznie ocenić zawartość w nich badanych metali ciężkich.<br />
Konecka-Betley i in. [1999] proponują, na podstawie przeprowadzonych badań, wstępne<br />
graniczne zawartości, po przekroczeniu których można mówić o ich zanieczyszczeniu,<br />
a mianowicie: Fe – 3%, Zn – 75 mg·kg -1 , Pb – 40 mg·kg -1 , Cu – 30 mg·kg -1 . Porównując uzyskane<br />
zawartości pierwiastków śladowych w poziomach organicznych z proponowanymi<br />
wstępnymi normami, należy stwierdzić, że tylko w jednym wypadku można mówić o minimalnym<br />
ich przekroczeniu – dla Cu w ektopróchnicy czarnej ziemi murszastej, w pozostałych<br />
– nie nastąpiło przekroczenie bezpiecznych dla środowiska zawartości.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Badane gleby, stanowiące w przeszłości dno hodowlanego stawu rybnego, charakteryzują:<br />
bardzo lekki i lekki skład granulometryczny oraz bardzo niska i niska zasobność<br />
w fosfor, niska i średnia zasobność w potas oraz średnia zasobność w magnez.<br />
2. Oznaczone zawartości mikroskładników glebowych warunkowane są głównie składem<br />
granulometrycznym, a w przypadku zawartości Pb – również zawartością C org i N og.<br />
3. Ocena stopnia zanieczyszczenia poziomów organicznych i mineralnych nie wskazuje<br />
na przekroczenie dopuszczalnych zawartości Fe, Mn, Zn, Pb i Cu w badanych glebach.<br />
4. Zmiany zagospodarowania badanego obszaru w kierunku rolniczym i leśnym, dokonane<br />
w XIX wieku, widoczne są w profilach gleb gruntów ornych w postaci poziomu namułu<br />
o podwyższonej zawartości C org.<br />
Praca wykonana została w ramach Projektu Badawczego <strong>nr</strong> N N310 090336.<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
ANDRUSZCZAK E., CZUBA R. 1984. Wstępna charakterystyka całkowitej zawartości makro-<br />
i mikroelementów w glebach Polski. Rocz. Glebozn. 35(2): 61–78.<br />
BOGACZ A., ŁABAZ B., DĄBROWSKI P. 2008. Wybrane właściwości fizyczne i fizykochemiczne<br />
czarnych ziem w Parku Krajobrazowym „Dolina Baryczy”. Rocz. Glebozn.<br />
59(1):43–51.<br />
265
Beata Łabaz, Adam Bogacz<br />
BOGACZ A., ŁABAZ B., WŁODARCZYK E. 2010. Wpływ sposobu użytkowania na właściwości<br />
fizyczne i fizykochemiczne czarnych ziem okolic Milicza. Rocz. Glebozn. 61(1): 13–18.<br />
CZARNOWSKA K., GWOREK B. 1987. Metale ciężkie w niektórych glebach środkowej<br />
i północnej Polski. Rocz. Glebozn. 38(3): 41–57.<br />
DROZD J., LICZNAR M. 1996. Wpływ stosunków wodnych na urodzajność czarnych ziem.<br />
Rocz. Glebozn. 47(3/4): 9–12.<br />
GIEDROJĆ B., BOGDA A., KASZUBKIEWICZ J. 1990. Ukształtowanie i geneza pokrywy<br />
glebowej niektórych stawów rybnych w rejonie Milicza. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu.<br />
Melioracja 34(189): 69–76.<br />
GIEDROJĆ B., KASZUBKIEWICZ J., BOGDA A. 1992. Określenie właściwości fizycznych<br />
i chemicznych gleby dna stawowego w różnych kategoriach stawów. Zesz. Nauk. AR<br />
we Wrocławiu. Melioracja 40(211):117–131.<br />
GWOREK B., JESKE K. 1996. Pierwiastki śladowe i żelazo w glebach uprawnych wytworzonych<br />
z utworów glacjalnych. Rocz. Glebozn. 47, supl.: 51–63.<br />
JANISZEWSKI B., KOWALKOWSKI A. W: KOCJAN H. 2000. Prace przygotowawcze do<br />
odnowień i zalesień, sposoby, technika sadzenia i pielęgnacji upraw. Wyd. AR, Poznań:<br />
100.<br />
KABATA-PENDIAS A. 1981. Zawartość metali ciężkich w glebach uprawnych Polski. Pam.<br />
Puławski 74: 101–111.<br />
KABATA-PENDIAS A., MOTOWICKA-TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WI-<br />
TEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />
Ramowe wytyczne dla rolnictwa, IUNG, P (53): 20.<br />
KLIMOWICZ Z. 1980. Czarne ziemie Równiny Tarnobrzeskiej na tle zmian stosunków wodnych<br />
tego obszaru. Rocz. Glebozn. 31(1): 163–207.<br />
KOMISAREK J., 1998: Sorpcja fosforu w strefie nienasyconej gleb płowych i czarnych ziem<br />
a zawartość tego pierwiastka w wodach gruntowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 460:<br />
315–329.<br />
KONECKA-BETLEY, CZĘPIŃSKA-KAMIŃSKA D., JANOWSKA E. 1996. Czarne Ziemie<br />
W Staroaluwialnym Krajobrazie Puszczy Kampinoskiej. Rocz. Glebozn. 47(3): 145–<br />
158.<br />
KONECKA-BETLEY K., CZĘPIŃSKA-KAMIŃSKA D., JANKOWSKA E. 1999. Przemiany<br />
pokrywy glebowej w Kampinoskim Parku Narodowym. Rocz. Glebozn. 50(4): 5–29.<br />
LITYŃSKI T., JURKOWSKA H., 1982: Żyzność gleby i odżywianie się roślin. PWN, Warszawa:<br />
642.<br />
ŁABAZ B., BOGACZ A., CYBULA M. 2008. Właściwości substancji humusowych czarnych<br />
ziem w Parku Krajobrazowym „Dolina Baryczy” . Rocz. Glebozn. 59(3/4): 175–184.<br />
ŁABAZ B., BOGACZ A., ŻYMEŁKA R. 2010a. Substancje humusowe i właściwości czarnych<br />
ziem występujących w Obniżeniu Milicko-Głogowskim. Woda – Środowisko – Obszary<br />
Wiejskie 10, 4 (32): 113–128.<br />
266
Zawartość wybranych metali ciężkich oraz zasobność gleb postawowych...<br />
ŁABAZ B., BOGACZ A., MARCZAK M. 2010b. Próchnica gleb leśnych występujących na<br />
terenie parku krajobrazowego „Dolina Baryczy”. Zesz. Nauk. UP we Wrocławiu. Rolnictwo<br />
97, 578: 59–73.<br />
ŁABAZ B., BOGACZ A., GLINA B. 2011. Zawartość przyswajalnych form potasu i fosforu<br />
oraz wybranych metali ciężkich w czarnych ziemiach leśnych i glebach glejowych parku<br />
krajobrazowego „Dolina Baryczy”. Rocz. Glebozn. 62, 1:104–110.<br />
MARCINEK J., KOMISAREK J. 2004. Antropogeniczne przekształcenia gleb Pojezierza Poznańskiego<br />
na skutek intensywnego użytkowania rolniczego. Wyd. AR, Poznań, 118 ss.<br />
MAZUREK R., NIEMYSKA-ŁUKASZCZUK J. 2003. Zawartość i skład frakcyjny próchnicy<br />
różnie użytkowanych czarnych ziem Płaskowyżu Proszowickiego i Wyżyny Miechowieckiej.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. <strong>49</strong>3: 659–666.<br />
MUSIEROWICZ A., KUŹNICKI F. 1960. Magnez w glebach Niziny Mazowiecko-Podlaskiej<br />
i Niziny Wielkopolsko-Kujawskiej. Rocz. Nauk Rol. 82-A2: 251–302.<br />
Operat glebowo-siedliskowy. 1995: Operat glebowo-siedliskowy Nadleśnictwa Żmigród<br />
na stan 1 stycznia 1995 roku. Regionalna Dyrekcja Lasów Państwowych.<br />
PTG (2008), 2009: Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych. Rocz. Glebozn. 60,<br />
2: 5–16.<br />
RANOSZEK E. 1999. Historia i problemy ochrony przyrody na stawach milickich. Przeglad<br />
Przyrodniczy, 10, 34:173–182.<br />
Ranoszek E., Ranoszek W., 2004: Park Krajobrazowy Dolina Baryczy, Przewodnik<br />
przyrodniczy, Wyd. Gottwald, 192 ss.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. W sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359:<br />
10560–10562).<br />
SAPEK B. 2006. Azot, fosfor i potas w glebie oraz plonowanie trwałego użytku zielonego<br />
na długoletnich doświadczeniach łąkowych. Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie,<br />
6, Zesz. Spec. 17: 5–14.<br />
STASZEWSKI T., KOCIAŁKOWSKI Z. 1974. Badania nad zawartością Mn, Zn, Cu i B<br />
w czarnych ziemiach Zastoiska Szamotulskiego. Rocz. Glebozn. 25, 2: 101–113.<br />
WORD REFERENCE BASE FOR SOIL RESOURCES. 2006. Food and Agriculture Organization<br />
of the United Nations. World Soil Resources Reports 103. Rome. 132 ss.<br />
Zalecenia nawozowe. Część I. 1985. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach<br />
makro- i mikroelementów. Wyd. IUNG, P (44): 26.<br />
267
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Daniel Ochman*, Paweł Jezierski**<br />
WPŁYW SŁONYCH WÓD NADOSADOWYCH NA ZMIANY W OBSADZIE<br />
KOMPLEKSU SORPCYJNEGO GLEB W REJONIE SKŁADOWISKA<br />
ODPADÓW POFLOTACYJNYCH „ŻELAZNY MOST”<br />
IMPACT OF SEDIMENTATION WATERS ON THE SOILS ABSORBING<br />
COMPLEX IN THE REGION OF „ŻELAZNY MOST” TAILINGS<br />
IMPOUNDMENT<br />
Słowa kluczowe: kompleks sorpcyjny, gleby zasolone, składowisko osadów poflotacyjnych,<br />
górnictwo miedzi.<br />
Key words: absorbing complex, salinity soils, tailings impoundment, copper mining.<br />
Strongly dispersed colloidal solid phase, called absorbing complex causes sorbtion phenomenon<br />
in soils. The subject of this research was studying of exchangeable sorbtion between<br />
absorbing complex and soil solution and the effect of increased soil salinity on the composition<br />
of absorbing complex. The content of alcaline cations (Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + ) in absorbing complex<br />
was determined. The total exchangeable bases, cation exchange capacity and degree of<br />
base saturation were calculated. The studied soils had higher content of sodium ions (especially<br />
their percentage content in absorbing complex) than in most of soils ocurring in moderate<br />
climate. The disturbance in the absorbing complex were observed. The studies confirmed<br />
that increased content of sodium ions in absorbing complex was connected with increasing<br />
soils salinity in the area of tailings impoundment. The dependences between percentage content<br />
of sodium and calcium ond percentage content of mono- and bivalent cations in absorbing<br />
complex of salinated and unsalinated were presented. The increase of salinity in the area<br />
of tailings impoundment causes the content of momovalent cations at the expense of bivalent<br />
cations. It confirmed the hypothesis that at high concentrations of ions in the soil solution the<br />
bivalent cations are displaced from absorbing complex by monovalent cations.<br />
* Dr inż. Daniel Ochman – Wydział Administracji, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa im.<br />
Witelona w Legnicy, ul. Sejmowa 5A, 59-220 Legnica; tel.: 76 723 22 02; e-mail: dochman@o2.pl<br />
** Dr inż. Paweł Jezierski – <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Uniwersytet<br />
Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 27;<br />
e-mail: pawel.jezierski@up.wroc.pl<br />
268
Wpływ słonych wód nadosadowych na zmiany w obsadzie kompleksu sorpcyjnego...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Kopalnie i zakłady przeróbcze rud miedzi są źródłem znacznej ilości odpadów poflotacyjnych<br />
i wód dołowych, a także powodują dewastację powierzchni ziemi (zajęcie wielkich<br />
obszarów pod składowiska i infrastrukturę techniczną) oraz przekształcenia geomechaniczne<br />
(osuwanie terenu, tąpnięcia) i hydrologiczne (zawodnienia, przesuszenia). Wpływają<br />
również na chemizm wód i gleb, szczególnie w wyniku przedostawania się do nich zanieczyszczonych,<br />
wysokozmineralizowanych wód oraz w wyniku pylenia z powierzchni składowisk<br />
[Eko-Miedź 2000]. Jednym z rejonów, gdzie obserwuje się oddziaływanie słonych<br />
wód gruntowo-glebowych jest otoczenie znajdującego się na Dolnym Śląsku i użytkowanego<br />
przez KGHM S.A. zbiornika osadów poflotacyjnych „Żelazny Most” [Czaban, Maślanka<br />
1998; Angełow i in. 2000]. Ekspansja infiltracji ze składowiska zaburzyła naturalne warunki<br />
krążenia wód w jego otoczeniu, powodując rozszerzanie się strefy zmian hydrochemicznych<br />
wokół zbiornika. Słone wody gruntowo-glebowe wydostają się w niektórych miejscach<br />
na powierzchnię terenu [Angełow i in. 2000; Czaban, Maślanka 1998; Kalisz, Sieroń 1998],<br />
intensywnie oddziałując na właściwości gleb.<br />
O zjawiskach sorpcyjnych zachodzących w glebach decyduje silnie zdyspergowana<br />
koloidalna faza stała, zwana sorpcyjnym kompleksem glebowym (KS) [Zawadzki S.<br />
i in. 1999]. Wprowadzenie zasolonych wód do gleby powoduje wyraźne zmiany składu<br />
roztworu glebowego [Ochman 2005], wzrost wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami<br />
oraz zachwianie równowagi jonowej [Filipek, Badora 1992]. Typowy dla naszych warunków<br />
układ kationów zasadowych w glebie Ca 2+ > Mg 2+ > K + > Na + zostaje zakłócony<br />
poprzez wzrost udziału sodu [Kaszubkiewicz, Chodak 1999]. Sole sodowe wypierają<br />
z kompleksu sorpcyjnego wapń i magnez [Frąckowiak, Kuczyńska 1996] powodując, że<br />
zawartość jonów Na + w kompleksie sorpcyjnym może dojść do 50 i więcej procent. Wypieranie<br />
kationów dwuwartościowych z kompleksu sorpcyjnego jest również przyczyną<br />
alkalizacji gleb [Filipek, Badora 1992], co w znacznym stopniu może ograniczyć przyswajalność<br />
niektórych składników pokarmowych, a ponadto może wpływać na wzrost toksyczności<br />
niektórych metali ciężkich oraz pogorszyć właściwości fizyczne gleby [Frąckowiak,<br />
Kuczyńska 1996].<br />
W przedstawionej pracy skupiono się przede wszystkim na badaniu sorpcji wymiennej<br />
pomiędzy kompleksem sorpcyjnym gleb i roztworem glebowym oraz wpływu podwyższonego<br />
zasolenia gleb na obsadę KS. W tym celu określono zawartość kationów zasadowych<br />
(Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + ) w kompleksie sorpcyjnym. Następnie obliczono sumę kationów zasadowych<br />
(S), całkowitą pojemność sorpcyjną gleb (T) oraz stopień wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego zasadami (V).<br />
269
Daniel Ochman, Paweł Jezierski<br />
2. MATERIAŁY I METODY<br />
Badania prowadzone nad hydrologicznym oddziaływaniem składowiska odpadów poflotacyjnych<br />
„Żelazny Most” na okoliczne gleby obejmowały trzy zasadnicze etapy, do których<br />
należały prace inwentaryzacyjne, polowe oraz analizy laboratoryjne.<br />
Na wytypowanych obszarach zostały wykonane 23 odkrywki glebowe i dokładnie opisana<br />
morfologia profili ze szczególnym uwzględnieniem obecności śladów oglejenia, konkrecji<br />
żelazisto-manganowych, Na podstawie wyników struktury analiz oraz kwasowości barwy gleby hydrolitycznej suchej i wilgotnej. i sumy kationów Następnie zasadowych pobrano<br />
z obliczono poszczególnych stopień wysycenia poziomów kompleksu 101 prób sorpcyjnego glebowych. Lokalizację kationami zasadowymi miejsc poboru (V) oraz prób glebowych<br />
całkowitą przedstawiono pojemność sorpcyjną na rysunku (T). 1.<br />
Rys. 1.<br />
1. Lokalizacja<br />
obszarów<br />
obszarów<br />
poboru<br />
poboru<br />
prób.<br />
prób.<br />
Fig. 1.<br />
1. Location<br />
of<br />
of<br />
sampling<br />
sampling<br />
areas.<br />
areas.<br />
3. WYNIKI W pobranych I DYSKUSJA próbach oznaczono między innymi:<br />
1) skład granulometryczny – metodą areometryczno-sitową Bouyoucosa w modyfikacji<br />
Casagrande’a i Prószyńskiego;<br />
3.1. Wymienne kationy zasadowe<br />
2) odczyn gleby w H 2<br />
O, 1M KCl oraz 0,01M CaCl 2<br />
– potencjometrycznie;<br />
3) przewodnictwo elektryczne konduktometrem Slandi CM 204 w wyciągu wodnym o proporcji<br />
W glebach wody do nie gleby przemywanych jak 5:1, przeliczając 40-procentowym następnie roztworem przewodnictwo alkoholu elektryczne etylowego we właści-<br />
wszystkich badanych profilach w KS dominowały jony wapnia. Zawartość tych jonów wahała<br />
270 się w granicach od 0,48 cmol(+)·kg -1 (13,22%) w poziomie IIBfeBv profilu <strong>nr</strong> 18 do 74,80<br />
cmol(+)·kg -1 (94,15%) w poziomie IIG profilu <strong>nr</strong> 1, osiągając średnią wartość dla wszystkich<br />
-1
Wpływ słonych wód nadosadowych na zmiany w obsadzie kompleksu sorpcyjnego...<br />
we na zawartość łatwo rozpuszczalnych soli na podstawie krzywej wzorcowej dla chlorku<br />
potasu;<br />
4) przewodnictwo elektryczne konduktometrem Slandi CM 204 w paście glebowej w stanie<br />
saturacji;<br />
5) kwasowość hydrolityczną metodą Kappena;<br />
6) zawartość kationów zasadowych (Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + ) metodą Pallmanna.<br />
Poszczególne kationy zasadowe oznaczono w wyciągu glebowym uzyskanym przez<br />
przemywanie gleby 1M roztworem chlorku amonowego. Wyniki oznaczeń ilości kationów<br />
zasadowych przedstawiono w cmol(+)∙kg -1 gleby oraz jako procentowy udział poszczególnych<br />
kationów w kompleksie sorpcyjnym.<br />
Na podstawie wyników analiz kwasowości hydrolitycznej i sumy kationów zasadowych<br />
obliczono stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V) oraz całkowitą<br />
pojemność sorpcyjną (T).<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
3.1. Wymienne kationy zasadowe<br />
W glebach nieprzemywanych 40-procentowym roztworem alkoholu etylowego we<br />
wszystkich badanych profilach w KS dominowały jony wapnia. Zawartość tych jonów wahała<br />
się w granicach od 0,48 cmol(+)∙kg -1 (13,22%) w poziomie IIBfeBv profilu <strong>nr</strong> 18 do 74,80<br />
cmol(+)∙kg -1 (94,15%) w poziomie IIG profilu <strong>nr</strong> 1, osiągając średnią wartość dla wszystkich<br />
badanych prób na poziomie 12,24 cmol(+)∙kg -1 (65,66%). Najniższą zawartość jonów magnezu<br />
zaobserwowano również w poziomie IIBfeBv profilu <strong>nr</strong> 18 oraz w poziomie Bv profilu<br />
<strong>nr</strong> 21 i wynosiła ona 0,10 cmol(+)∙kg -1 (2,70%), najwyższą zaś – w poziomie IIGsa profilu<br />
<strong>nr</strong> 6 – 10,86 cmol(+)∙kg -1 (31,97%). Średnia zawartość jonów magnezu wynosiła 1,45<br />
cmol(+)∙kg -1 (8,77%). Ilość jonów potasu kształtowała się od 0,01 cmol(+)∙kg -1 w poziomach<br />
C1 profilu 21 oraz poziomach IIBfeBv i IIC profilu <strong>nr</strong> 18 do 1,24 cmol(+)∙kg -1 (4,01%) w poziomie<br />
Ad profilu <strong>nr</strong> 10, a średnia ich zawartość we wszystkich badanych próbach wynosiła<br />
0,26 cmol(+)∙kg -1 (1,85%). W analizowanych utworach zaobserwowano znacznie wyższą<br />
zawartość jonów sodu (w szczególności ich procentowego udziału w KS) niż w większości<br />
gleb klimatu umiarkowanego. Ilość kationów sodu wynosiła od 0,13 cmol(+)∙kg -1 w poziomach<br />
C profilu <strong>nr</strong> 2 i IIBfeBv profilu <strong>nr</strong> 18 do 6,70 cmol(+)∙kg -1 (27,28%) w poziomie Gsa profilu<br />
<strong>nr</strong> 23. Średni udział jonów Na + w KS we wszystkich próbach wynosił 4,91%. W 79 próbach<br />
glebowych bezwzględna, wyrażona w cmol(+)∙kg -1 , ilość jonów sodu była większa niż<br />
ilość jonów potasu, a w 20 próbach przewyższała nawet zawartość jonów magnezowych.<br />
Również procentowy udział jonów sodu w KS w większości prób (79) był wyższy niż udział<br />
jonów potasu, a w 21 próbach – niż jonów magnezu. Podwyższona zawartość jonów Na +<br />
związana jest z postępującym zasoleniem gleb w otoczeniu zbiornika odpadów poflotacyj-<br />
271
Daniel Ochman, Paweł Jezierski<br />
nych. Zależność tę potwierdzają zamieszczone w tabeli 1 wysokie współczynniki korelacji<br />
pomiędzy udziałem sodu w KS a przewodnictwem elektrycznym mierzonym w stanie saturacji<br />
(0,805) i zawartością łatwo rozpuszczalnych soli w mg∙kg -1 (0,799) oraz wykres zależności<br />
przedstawiony na rysunku <strong>nr</strong> 2. Z przebiegu linii regresji wynika, że wraz ze wzrostem<br />
zasolenia rośnie procentowy udział jonów sodu w kompleksie sorpcyjnym. Wzrost ten jest<br />
najbardziej widoczny przy zasoleniu badanych gleb powyżej 1000 mg∙kg -1 .<br />
Na uwagę zasługuje fakt, iż większość poziomów o stosunkowo niskim zasoleniu również<br />
wykazywało większe wysycenie KS sodem niż potasem. Można zatem przypuszczać,<br />
że dodatkowa ilość jonów sodu pochodzi w tym wypadku nie z bezpośredniego oddziaływania<br />
słonych wód nadosadowych, lecz z opadu pyłów wywiewanych ze składowiska odpadów<br />
poflotacyjnych lub też że poziomy te wykazywały wcześniej cechy podwyższonego zasolenia,<br />
ale zostały one przepłukane wodami opadowymi. W takiej sytuacji jony chlorkowe<br />
jako najbardziej mobilne zostały wymyte poza profil glebowy, stężenie roztworu glebowego<br />
spadło (zmniejszyło się zasolenie), a część silniej związanych jonów Na + pozostało w obrębie<br />
kompleksu sorpcyjnego.<br />
Ze względu na dużą zawartość jonów Na + i podwyższone zasolenie w badanych próbach<br />
glebowych pięć spośród badanych poziomów spełniało kryteria dla gleb podtypu sołońców<br />
sołonczakowatych i jeden dla podtypu sołońców typowych.<br />
Tabela 1. Współczynniki korelacji pomiędzy procentową zawartością kationów zasadowych<br />
w KS a wybranymi właściwościami fizycznymi i fizykochemicznymi badanych gleb<br />
Table 1. The correlation coefficients between the percentage content of basic cations in the absorbing<br />
complex and selected physical and physico-chemical properties of studied soils<br />
Zmienne<br />
Zasolenie 1:5,<br />
mg∙kg -1<br />
Przewodnictwo,<br />
w paście, µS·cm -1 SAR S, cmol(+)∙kg -1 T, cmol(+)∙kg -1 V, %<br />
Ca 2+ w KS, % 0,113 0,158 0,079 0,564 0,521 0,935<br />
Mg 2+ w KS, % 0,087 0,158 0,046 0,037 0,032 0,306<br />
K + w KS, % -0,092 -0,067 -0,126 -0,206 -0,206 0,107<br />
Na + w KS, % 0,799 0,805 0,887 0,028 0,017 0,127<br />
Badanie innych związków pomiędzy zawartością kationów wymiennych w KS i niektórymi<br />
właściwościami fizycznymi i fizykochemicznymi potwierdziło również zależność pomiędzy<br />
stopniem wysycenia kompleksu sorpcyjnego jonami Ca 2+ a sumą kationów zasadowych,<br />
całkowitą pojemnością KS oraz stopniem wysycenia KS zasadami (tab. 1). Jon<br />
wapnia występujący w największej ilości w KS determinuje wielkość wymienionych cech.<br />
Na rysunkach 3 i 4 przedstawiono również zależności pomiędzy procentowym udziałem<br />
jonów sodu i wapnia oraz procentowym udziałem kationów jedno- i dwuwartościowych<br />
w KS badanych gleb zasolonych i niezasolonych. W obu wypadkach wzrost zasolenia powoduje<br />
zwiększenie ilości kationów jednowartościowych kosztem dwuwartościowych. Do-<br />
272
Ca 2+ w KS, % 0,113 0,158 0,079 0,564 0,521<br />
Mg 2+ w KS, % 0,087 0,158 0,046 0,037 0,032<br />
Wpływ słonych K + w KS, wód % nadosadowych -0,092 na zmiany -0,067 w obsadzie kompleksu -0,126 sorpcyjnego... -0,206 -0,206<br />
Na + w KS, % 0,799 0,805 0,887 0,028 0,017<br />
wodzi to tezy, że przy dużych stężeniach jonów w roztworze glebowym kationy dwuwartościowe<br />
są wypierane z KS przez jednowartościowe.<br />
30<br />
poziomy niezasolone<br />
procentowy udział Na + w KS<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
poziomy zasolone<br />
y = 32,243x -0,4566<br />
R 2 = 0,4319<br />
y = 5E-07x 2 + 0,0028x + 2,7316<br />
R 2 = 0,647<br />
y = 0,0011x 1,1859<br />
R 2 = 0,72<br />
0<br />
10 1000<br />
zasolenie [mg•kg -1 ]<br />
Rys. 2. Zależność Rys. 2. pomiędzy Zależność procentowym pomiędzy procentowym udziałem sodu udziałem w KS a zasoleniem sodu w KS w a badanych zasoleniem pró-<br />
w badanych pró<br />
bach<br />
Fig.<br />
glebowych<br />
2. The dependence between the percentage content of sodium in the absorbing complex a<br />
Fig. 2. The dependence tezy, between że przy the dużych percentage stężeniach content jonów of sodium w in roztworze the absorbing glebowym complex kationy dw<br />
studied soils<br />
and the salinity<br />
wypierane<br />
of studied<br />
z<br />
soils<br />
KS przez jednowartościowe.<br />
30<br />
Badanie innych związków pomiędzy zawartością kationów wymiennych<br />
niektórymi właściwościami fizycznymi i fizykochemicznymi potwierdziło rów<br />
25<br />
pomiędzy stopniem wysycenia kompleksu sorpcyjnego jonami Ca 2+ a sumą kat<br />
Na [% udział w KS]<br />
20<br />
zasadowych, całkowitą pojemnością KS oraz stopniem wysycenia KS zasadam<br />
15<br />
wapnia występujący w największej ilości w KS determinuje wielkość wymienio<br />
Na rysunkach 10 3 i 4 przedstawiono również zależności 10 pomiędzy procento<br />
jonów sodu i wapnia oraz procentowym udziałem kationów jedno- i dwuwartoś<br />
5<br />
poziomy niezasolone<br />
poziomy zasolone<br />
badanych gleb zasolonych i niezasolonych. W obu wypadkach wzrost zasolenia<br />
0<br />
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100<br />
zwiększenie ilości kationów jednowartościowych kosztem dwuwartościowych.<br />
Ca [% udział w KS]<br />
Na + K [% udział w KS]<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
5<br />
poziomy niezasolon<br />
poziomy zasolone<br />
0<br />
0 10 20 30 40 50<br />
Ca + Mg [% ud<br />
Rys. 3. Zależność pomiędzy Rys. 3. procentowym Zależność pomiędzy udziałem procentowym kationów sodu i udziałem wapnia w KS Rys. badanych 4. Zależność gleb pomiędzy p<br />
Fig. 3. The dependence kationów between sodu the i wapnia percentage w KS content badanych of sodium gleb and calcium kationów in the absorbing<br />
complex Fig. of studied 3. The soils dependence between the percentage Fig. 4. The dependence be<br />
jedno- i dwuwartośc<br />
content of sodium and calcium in the absorbing content of mono- and biv<br />
complex of studied soils<br />
absorbing complex<br />
273
stężeniach jonów w roztworze glebowym Daniel Ochman, kationy Paweł dwuwartościowe Jezierski są<br />
z jednowartościowe.<br />
zasolone<br />
olone<br />
30<br />
25<br />
poziomy niezasolone<br />
poziomy zasolone<br />
Na + K [% udział w KS]<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
zasadowych (S)<br />
zasadowych we wszystkich badanych poziomach glebowych wahała się<br />
akresie. Najniższą sumą kationów odznaczał się poziom IIBfeBv profilu<br />
g -1 ). Był to poziom niezasolony, o silnie kwaśnym odczynie i składzie<br />
piasków słabogliniastych. Najwyższą sumą kationów odznaczał się zaś<br />
profilu <strong>nr</strong> 1 wytworzony z gliny ciężkiej, odznaczający się<br />
leniem i odczynem zasadowym. Ilość jonów zasadowych sorbowanych<br />
tutaj 79,17 cmol(+)·kg -1 , a średnia suma kationów dla wszystkich<br />
7 cmol(+)·kg -1 .<br />
0<br />
40 50 60 70 80 90 100 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100<br />
% udział w KS]<br />
Ca + Mg [% udział w KS]<br />
iędzy procentowym Rys. 4. udziałem Zależność pomiędzy Rys. 4. Zależność procentowym pomiędzy udziałem procentowym kationów jedno- udziałem i dwuwartościowych w KS<br />
w KS badanych Fig. gleb 4. The dependence kationów between jedno- the i percentage dwuwartościowych content of w mono- KS and bivalent cations in the<br />
ce between the percentage absorbing complex Fig. 4. The dependence between the percentage<br />
d calcium in the absorbing content of mono- and bivalent cations in the<br />
s<br />
absorbing<br />
3.2.<br />
complex<br />
Suma kationów zasadowych (S)<br />
Suma kationów zasadowych we wszystkich badanych poziomach glebowych wahała<br />
się w bardzo szerokim zakresie. Najniższą sumą kationów odznaczał się poziom IIBfeBv<br />
profilu <strong>nr</strong> 18 (0,71 cmol(+)∙kg -1 ). Był to poziom niezasolony, o silnie kwaśnym odczynie<br />
i składzie granulometrycznym piasków słabogliniastych. Najwyższą sumą kationów odznaczał<br />
się zaś poziom glejowy IIG profilu <strong>nr</strong> 1 wytworzony z gliny ciężkiej, odznaczający się<br />
podwyższonym zasoleniem i odczynem zasadowym. Ilość jonów zasadowych sorbowanych<br />
wymiennie wynosiła tutaj 79,17 cmol(+)∙kg -1 , a średnia suma kationów dla wszystkich<br />
badanych prób – 14,77 cmol(+)∙kg -1 .<br />
Wyliczone współczynniki korelacji wykazały istotne zależności pomiędzy sumą kationów<br />
zasadowych a takimi cechami gleb, jak odczyn i skład granulometryczny (tab. 2).<br />
Podobne zależności są typowe dla większości utworów glebowych i są one opisywane<br />
przez wielu autorów. Dodatkowo stwierdzono, że wysokie zasolenie gleb wpływa również<br />
na zwiększenie ilości kationów wymiennych w kompleksie sorpcyjnym, co związane<br />
jest ze wzrostem całkowitej pojemności sorpcyjnej gleb bogatych w łatwo rozpuszczalne<br />
sole.<br />
ółczynniki korelacji wykazały istotne zależności pomiędzy sumą<br />
h a takimi cechami gleb, jak odczyn i skład granulometryczny (tab. 2).<br />
274<br />
ą typowe dla większości utworów glebowych i są one opisywane przez
Wpływ słonych wód nadosadowych na zmiany w obsadzie kompleksu sorpcyjnego...<br />
3.3. Całkowita pojemność sorpcyjna (T)<br />
Średnia całkowita pojemność sorpcyjna dla wszystkich analizowanych prób wynosiła<br />
16,29 cmol(+)∙kg -1 . Najwyższą całkowitą pojemnością sorpcyjną odznaczały się drobnoziarniste,<br />
zasolone i zasadowe warstwy glebowe, wśród których poziom glejowy IIG profilu<br />
<strong>nr</strong> 1 wykazywał się największą całkowitą pojemność sorpcyjną – 79,45 cmol(+)∙kg -1 .<br />
Poziom C1 profilu <strong>nr</strong> 21 osiągnął najniższą całkowitą pojemność sorpcyjną. Wynosiła ona<br />
1,54 cmol(+)∙kg -1 . Poziom C1 wytworzony był z niezasolonych, silnie kwaśnych piasków<br />
luźnych.<br />
Zbadane zależności przedstawione w tabeli 2, ze względu na ścisły związek pomiędzy<br />
sumą kationów zasadowych i całkowitą pojemnością sorpcyjną badanych gleb, wykazywały<br />
istotne statystycznie korelacje zbliżone do tych, które obliczono dla sumy kationów zasadowych.<br />
Dodatnia korelacja pomiędzy całkowitą pojemnością sorpcyjną i cechami charakteryzującymi<br />
zasolenie gleb wynika z faktu, iż podwyższone stężenie roztworu glebowego i jego<br />
alkalizacja, spowodowane obecnością łatwo rozpuszczalnych soli, sprzyja wzrostowi ujemnego<br />
ładunku cząstek koloidowych gleby i zwiększa jego pojemność sorpcyjną.<br />
3.4. Stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V)<br />
Zdecydowana większość badanych utworów odznaczała się wysokim stopniem wysycenia<br />
kompleksu sorpcyjnego zasadami. Spośród wszystkich badanych poziomów 68 było<br />
wysyconych zasadami w ponad 80% i można je nazwać sorpcyjnie nasyconymi. Tak duży<br />
stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego zasadami jest bardzo korzystny dla wzrostu<br />
i rozwoju roślin, pod warunkiem jednak, że procentowy udział sodu nie jest wysoki (< 30%),<br />
i że inne właściwości fizyczne i fizykochemiczne gleb nie wykazują cech mogących negatywnie<br />
oddziaływać na rośliny. Wysokiemu stopniowi wysycenia KS kationami zasadowymi<br />
w większości badanych utworów sprzyjał obojętny i lekko kwaśny odczyn oraz ciężki skład<br />
granulometryczny. Zależności te obrazują współczynniki korelacji przedstawione w tabeli 2.<br />
Również podwyższona zawartość łatwo rozpuszczalnych soli miała wpływ na zwiększenie<br />
stopnia wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi.<br />
Średnie wysycenie KS kationami zasadowymi dla wszystkich badanych prób wynosiło<br />
81,18%. Najniższą jego wartość zaobserwowano w wytworzonym z silnie kwaśnych,<br />
słabogliniastych piasków poziomie IIBfeBv profilu <strong>nr</strong> 18 (19,56%), najwyższą natomiast –<br />
w oglejonym poziomie IICgg profilu <strong>nr</strong> 22 (99,95%). Badane profile glebowe charakteryzuje<br />
wspólna zależność wzrostu wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi<br />
w głąb profilu glebowego, gdzie najwyższą wartość uzyskiwały poziomy genetyczne najniżej<br />
położone.<br />
275
Daniel Ochman, Paweł Jezierski<br />
Tabela 2. Współczynniki korelacji pomiędzy sumą kationów zasadowych w KS, całkowitą pojemnością<br />
sorpcyjną oraz stopniem wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi<br />
a wybranymi właściwościami fizycznymi i fizykochemicznymi badanych gleb<br />
Table 2. The correlation coefficients between the total exchangeable bases, cation exchange<br />
capacity percentage and degree of base saturation content and selected physical and<br />
physico-chemical properties of studied soils<br />
Zmienne<br />
Zasolenie<br />
1:5,<br />
mg∙kg -1<br />
Przewodnictwo<br />
w paście,<br />
µS·cm -1<br />
pH w 1M<br />
KCl<br />
Zaw. części<br />
spławianych,<br />
%<br />
S,<br />
T,<br />
V, %<br />
cmol(+)∙kg -1 cmol(+)∙kg -1<br />
S,<br />
cmol(+)∙kg -1 0,366 0,398 0,420 0,603 X 0,997 0,539<br />
T,<br />
cmol(+)∙kg -1 0,364 0,394 0,368 0,610 0,997 X 0,<strong>49</strong>4<br />
V, % 0,328 0,392 0,739 0,425 0,539 0,<strong>49</strong>4 X<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Negatywny wpływ składowiska odpadów poflotacyjnych „Żelazny Most” na środowisko<br />
glebowe przejawia się głównie w oddziaływaniu zasadowych, wysokozmineralizowanych<br />
wód infiltrujących na przedpole składowiska, powodując wzrost zasolenia gleb,<br />
oraz w opadzie pyłów wywiewanych z czaszy zbiornika.<br />
2. Analizowane utwory charakteryzowała znacznie wyższa zawartość jonów sodu<br />
(w szczególności ich procentowego udziału w KS) niż większość gleb klimatu umiarkowanego.<br />
Obserwowano zaburzenie równowagi w kompleksie sorpcyjnym gleb. Procentowy<br />
udział jonów sodu w KS w większości wypadków był wyższy niż udział jonów<br />
potasu, a często również – niż udział jonów magnezu. Badania potwierdziły, że podwyższona<br />
zawartość jonów Na + w kompleksie sorpcyjnym związana była z postępującym<br />
zasoleniem gleb w otoczeniu zbiornika odpadów poflotacyjnych.<br />
3. Wzrost zasolenia powoduje zwiększenie ilości kationów jednowartościowych kosztem<br />
kationów dwuwartościowych. Potwierdziło to tezę, że przy dużych stężeniach jonów<br />
w roztworze glebowym kationy dwuwartościowe są wypierane z KS przez kationy jednowartościowe.<br />
4. Zasolenie gleb wywołane przedostawaniem się poza obszar składowiska wysokozmineralizowanych<br />
wód poflotacyjnych miało wpływ na wzrost sumy kationów zasadowych,<br />
całkowitej pojemności sorpcyjnej oraz stopnia wysycenia kompleksu sorpcyjnego<br />
zasadami.<br />
276
Wpływ słonych wód nadosadowych na zmiany w obsadzie kompleksu sorpcyjnego...<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ANGEŁOW Z., CHODAK T., KABAŁA C., KASZUBKIEWICZ J., SZERSZEŃ L. 2000.<br />
Oddziaływanie zbiornika odpadów poflotacyjnych Żelazny Most na otaczające środowisko<br />
glebowe. Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu CCCXVII (56): 327–339.<br />
CZABAN S., MAŚLANKA W. 1998. Hydrologiczne i geotechniczne problemy eksploatacji<br />
składowiska odpadów poflotacyjnych Żelazny Most. Monografia TPN pt.: Rekultywacja<br />
i ochrona środowiska w rejonach górniczo-przemysłowych: 73–91.<br />
EKO-MIEDŹ. 2000. KGHM Polska Miedź S.A. Stowarzyszenie <strong>Ochrony</strong> Środowiska<br />
BMS Ekologia. Monografia. Wrocław.<br />
FILIPEK T., BADORA A. 1992. Jony rozpuszczalne w wodzie w glebach zanieczyszczonych<br />
środkami do zwalczania śliskości pośniegowej. Roczniki Gleboznawcze. Polskie<br />
Towarzystwo Gleboznawcze. Warszawa. XLIII (3/4): 37–43.<br />
FRĄCKOWIAK H., KUCZYŃSKA I. 1996. Wpływ nawodnień zasolonymi wodami górnej<br />
Noteci na niektóre właściwości Fizykochemiczne organicznych gleb łąkowych. Roczniki<br />
Gleboznawcze. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze. Warszawa. XLVII (3/4): 75–82.<br />
KALISZ M., SIEROŃ H. 1998. Analiza zmian hydrodynamicznych i hydrochemicznych<br />
wód podziemnych w otoczeniu składowiska Żelazny Most. CBM Cuprum. Wrocław.<br />
KASZUBKIEWICZ J., CHODAK T. 1999. Przebieg zmian właściwości chemicznych<br />
gleb zalanych wodami technologicznymi z kopalni rud miedzi. Zeszyty Naukowe Akademii<br />
Rolniczej we Wrocławiu. Rolnictwo. Wrocław. LXXIV (367): 93–108.<br />
OCHMAN D. 2005. Zmiany właściwości fizycznych i fizykochemicznych gleb zachodzące<br />
pod wpływem wysokozmineralizowanych wód przesączających się ze składowiska<br />
odpadów poflotacyjnych Żelazny Most. Maszynopis. AR Wrocław.<br />
ZAWADZKI S. i in. 1999, Gleboznawstwo – podręcznik dla studentów. Państwowe Wydawnictwo<br />
Rolnicze i Leśne. Warszawa.<br />
277
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Dorota Kawałko*, Paweł Jezierski*, Jarosław Kaszubkiewicz*<br />
WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNE GLEB W LASACH GRĄDOWYCH<br />
NA TERENIE PARKU KRAJOBRAZOWEGO „DOLINA JEZIERZYCY”<br />
PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES OF SOILS IN FOREST GALIO<br />
SYLVATICI-CARPINETUM OF LANDSCAPE PARK „JEZIERZYCA<br />
RIVER VALLEY”<br />
Słowa kluczowe: gleby leśne, lasy grądowe, właściwości fizykochemiczne gleb, Park Krajobrazowy<br />
„Doliny Jezierzycy”.<br />
Key Words: forest soils, forest Galio Sylvatici-Carpinetum, physico-chemical properties of<br />
soils, Landscape „Park Jezierzyca River Valley”.<br />
The main of this work was analysing physic-chemical properties of soils in forest Galio Sylvatici–Carpinetum<br />
of Landscape Park „Jezierzyca River Valley”. Experimental sites were<br />
chosen with regard to the kind of a forest habitat (Galio Sylvatici-Carpinetum) and texture of<br />
soils. There were gley soils and river alluvial soils.<br />
Constant supply of organic matter in the form of drop from deciduous trees and pine needles<br />
contributes to the occurrence of significant contents of organic carbon, particularly in the levels<br />
of organic and decrease in mineral levels. Analyzed river alluvial soils compared with gley<br />
soils characterized by better sorptive properties, which affected both the different content of<br />
organic matter and clay fractions in the individual genetic horizons. All analyzed soils in Galio<br />
Sylvatici-Carpinetum forests are insufficiently rich in available phosphorus and available potassium<br />
and are characterized by average or good wealth of available magnesium.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Szczególne predyspozycje dolin rzecznych dla gospodarki człowieka spowodowały silna<br />
presję na środowisko przyrodnicze tych terenów i ich znaczne przeobrażenie podpo-<br />
* Dr inż. Dorota Kawałko, dr inż. Paweł Jezierski, dr hab. Jarosław Kaszubkiewicz – <strong>Instytut</strong><br />
Nauk o Glebie i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu,<br />
ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 25; e-mail: dorota.kawalko@up.wroc.pl<br />
278
Właściwości fizykochemiczne gleb w lasach grądowych na terenie Parku Krajobrazowego...<br />
rządkowane głównie celom produkcji rolniczej, żeglugi i osadnictwa [Danielewicz 1993].<br />
Utwory aluwialne występujące w dolinach rzecznych, ze względu na swoją złożoną genezę,<br />
charakteryzuje bardzo duże zróżnicowanie właściwości fizycznych i chemicznych. Zmienność<br />
ta występuje zarówno pomiędzy osadami różnych rzek, jak i w obrębie aluwiów tej samej<br />
rzeki [Długosz i in. 2009].<br />
Mady rzeczne są młodymi glebami holoceńskimi, powstającymi w specyficznych warunkach<br />
ekologicznych, hydrologicznych i geomorfologicznych uwarunkowanych charakterem<br />
rzeki, odcinkiem jej biegu, cechami jej zlewni oraz klimatem [Laskowski 1986].<br />
Zasadniczym czynnikiem ich tworzenia są powierzchniowe wody przepływowe, które w zależności<br />
od czasu, ilości, prędkości przepływu przesądzają o przestrzennym i pionowym<br />
rozmieszczeniu osadów aluwialnych, ich składzie granulometrycznym oraz mikrorzeźbie<br />
[Chojnicki 2002].<br />
Jednym z typów siedlisk wchodzących w skład specjalnej ochrony siedlisk są grądy.<br />
Są to lasy liściaste, z przewagą dębów (częściej szypułkowego) i graba, a regionalnie lipy<br />
drobnolistnej, buka i świerka. W znacznej części areału grądy są trwałymi zbiorowiskami<br />
naturalnymi. Naturalne grądy są lasami wielogatunkowymi, wielowiekowymi, z obecnością<br />
drzew zamierających, dziuplastych i wykrotów. Cechą szczególnie wyróżniającą te lasy jest<br />
wielowarstwowość [Matuszkiewicz 2007].<br />
Dolina rzeki Jezierzycy stanowi oś Dębniańskich Mokradeł objętych programem Natura<br />
2000. Przedstawione w pracy wyniki są fragmentem szerszych badań dotyczących składu<br />
i właściwości gleb wytworzonych z różnych skał macierzystych pod lasami grądowymi obszarów<br />
chronionych na Dolnym Śląsku.<br />
Celem pracy było określenie wybranych właściwości fizykochemicznych gleb pod lasami<br />
grądowymi na terenie Parku Krajobrazowego „Dolina Jezierzycy”.<br />
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />
Prace terenowe w granicach Parku Krajobrazowego „Dolina Jezierzycy” przeprowadzono<br />
w lipcu 2007 i sierpniu 2008 r. po wcześniejszym przestudiowaniu materiałów kartograficznych.<br />
Na ich podstawie wytypowano miejsca, w których wykonano 9 profili glebowych.<br />
Przy wyborze miejsc odkrywek kierowano się rodzajem zbiorowiska (grąd środkowoeuropejski)<br />
oraz rodzajem skały macierzystej. Profile glebowe zostały opisane zgodnie z zaleceniami<br />
Polskiego Towarzystwa Gleboznawczego. Z wydzielonych poziomów genetycznych<br />
pobrano próbki glebowe, w których oznaczono: zawartość węgla organicznego w poziomach<br />
mineralnych – metodą Tiurina, w poziomach organicznych przez wyżarzanie, zawartość<br />
azotu ogólnego – metodą Kjeldahla, pH w 1 mol KCl∙dm -3 – potencjometrycznie,<br />
kwasowość wymienną – metodą Sokołowa, zawartość wymiennych kationów zasadowych<br />
– metodą Pallmana w 1 mol CH 3<br />
COONH 4<br />
∙dm -3 o pH 7 oraz zawartości przyswajalnych form<br />
P i K – metodą Egnera-Riehma i Mg – metodą Schachtschabela.<br />
279
Dorota Kawałko, Paweł Jezierski, Jarosław Kaszubkiewicz<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Analizowane gleby zaliczono do dwóch działów: gleb semihydrogenicznych (profile<br />
1–4) oraz gleb napływowych (profile 5–9). Pierwszą grupę stanowią gleby gruntowo-glejowe<br />
właściwe i torfiasto-glejowe z dobrze wykształconym poziomem próchnicznym. Profile<br />
te mają miąższość od 24 do 30 cm i są silnie poprzerastane korzeniami. Zostały wykonane<br />
w siedlisku lasu mieszanego wilgotnego, w odległości około 40 m od rowu melioracyjnego,<br />
gdzie lustro wody gruntowej znajdowało się na głębokości 30 cm. Druga grupa to<br />
mady rzeczne próchniczne średnie, ciężkie i bardzo ciężkie [Klasyfikacja gleb leśnych Polski<br />
2000] o niskim poziomie wody gruntowej, zlokalizowane w lesie świeżym, około 100 m<br />
od cieku wodnego. W budowie profilowej niektórych mad (profile 5, 6, 7) zaznacza się obecność<br />
warstw namułów, gdzie ilość substancji organicznej jest większa niż w powierzchniowych<br />
poziomach mineralnych. Wszystkie analizowane gleby charakteryzuje oglejenie oddolne.<br />
Charakterystykę właściwości fizycznych tych gleb przedstawiono we wcześniejszej<br />
publikacji [Kawałko, Kaszubkiewicz 2011].<br />
Najważniejsze funkcje materii organicznej są związane z jakością środowiska glebowego,<br />
wodnego i powietrza. Ze względu na dużą rolę materii organicznej w kształtowaniu<br />
struktury gleby, wpływa ona na dynamikę wody, jej jakość oraz cykl azotu. Materia organiczna<br />
gleb jest również centrum obiegu węgla, jego sekwestracji oraz produkcji i emisji CO 2<br />
[Gonet 2007].<br />
W analizowanych glebach gruntowo-glejowych (profile1–4) zawartość C org<br />
w poziomach<br />
organicznych kształtuje się w granicach od 6,7% w poziomie Otni profilu 1 do 45,1% w poziomie<br />
O profilu 2 (tab. 1). W poziomach akumulacyjnych zawartość węgla waha się między<br />
1,77% w poziomie A2 profilu 4 a 7,55% w poziomie A1 profilu 2. W poziomach oglejenia zawartość<br />
węgla jest niewielka i mieści się w granicach od 0,14% w profilu 3 do 0,60% w profilu<br />
1. Widać wyraźnie, że zawartość węgla maleje wraz z głębokością profili, co wiąże się też<br />
ze spadkiem zawartości próchnicy oraz ich składem granulometrycznym. Gleby wytworzone<br />
z piasków są uboższe w materię organiczną niż gleby bogate we frakcję ilastą. Związane jest<br />
to z mniejszą retencją wody, większą aeracją gleb wytworzonych z piasków i szybszym rozkładem<br />
materii organicznej niż w glebach cięższych [Gonet, Markiewicz 2007].<br />
W badanych madach (profile 5–9) najwyższa zawartość węgla organicznego obserwowana<br />
jest w ściółkach i wynosi od 18,6% w profilu 5 do 28,3% w profilu 7 (tab. 1). Analizując<br />
poziomy mineralne, stwierdzono, że najwyższe zawartości C org<br />
występują w warstwach<br />
namułów A3 profili 5, 6, 7 i wynoszą odpowiednio: w profilu 5 – 6,73%, w profilu 6 – 5,25%,<br />
a w profilu 7 – 6,86%. Przyczyną wyższej zawartości substancji organicznej w warstwach<br />
głębszych w porównaniu z płytszymi może być przykrycie namułami mineralnymi utworów<br />
bogatych w substancję organiczną. W wyniku odcięcia dostępu powietrza warstwy te, znajdując<br />
się stale pod lustrem wody gruntowej lub pod silnym działaniem tej wody, zachowały<br />
wysoką zawartość substancji organicznej [Laskowski 1986, Malinowski 2008]. W pozosta-<br />
280
Właściwości fizykochemiczne gleb w lasach grądowych na terenie Parku Krajobrazowego...<br />
łych profilach widać typowe rozmieszczenie substancji organicznej z maksymalną jej zawartością<br />
w poziomach wierzchnich, stopniowo zmniejszającą się wraz z głębokością, co jest<br />
zgodne z wynikami innych autorów.<br />
Ogólna zawartość azotu w glebach zależy od ilości dopływającej do gleby substancji<br />
organicznej, jej zasobności w azot i kierunku rozkładu. Zawartość azotu przyjmuje się jako<br />
stałą cechę gleby związaną z jej typem i sposobem użytkowania [Ostrowska i in. 2001].<br />
W omawianych glebach gruntowo-glejowych (profile 1–4) zawartość azotu ogólnego w poziomach<br />
organicznych waha się w granicach od 0,24% w poziomie Otni profilu 1 do 1,79%<br />
w poziomie O profilu 1 (tab.1). W poziomach akumulacyjnych jego zawartość wynosi od<br />
0,08% w poziomie A2 profilu 4 do 0,29% w poziomie A1 tego samego profilu. Badania laboratoryjne<br />
nie wykazały obecności azotu ogólnego w poziomach oglejenia. Widać wyraźnie,<br />
że zawartość azotu spada wraz z głębokością profili, podobnie jak zawartość węgla.<br />
Stosunek węgla do azotu jest jednym z podstawowych wskaźników obrazujących natężenie<br />
procesów przemian substancji organicznej gleby [Mocek i in. 1997]. Jest on czynnikiem<br />
decydującym o udostępnieniu roślinom wyższym azotu wchodzącego w skład resztek<br />
roślinnych, wpływa na aktywność mikrobiologiczną gleby i szybkość rozkładu substancji organicznej<br />
[Lityński, Jurkowska 1982]. W badanych glebach gruntowo-glejowych stosunek<br />
C/N waha się w granicach od 10,6 w poziomie A2 profilu 2 do 32,2 w poziomie O profilu 2<br />
i wykazuje raczej tendencję spadkową w głąb profili. Wyjątkiem jest profil 1, gdzie w poziomie<br />
Otni odnotowano wyższy stosunek niż w poziomie O (tab. 1).<br />
Analizując poziomy próchnicy nadkładowej w madach, stwierdzono, że największa zawartość<br />
azotu występuje w profilu 6 (1,68%), najmniejsza natomiast w profilu 9 (1,36%)<br />
W poziomach mineralnych największa ilość azotu występuje w poziomie A3 profilu 7 i wynosi<br />
0,42%, najmniejsza w poziomie A/Cgg profilu 6, gdzie przyjmuje wartość 0,08%. Stosunek<br />
C/N w tych utworach wynosi od 7,8 (poziom A1, profil 7) do 19 (poziom O, profil 4).<br />
We wszystkich profilach, oprócz odkrywki 5, poziomy ściółek wykazują najszerszy stosunek<br />
C:N w danym profilu. W profilu 9 widać wyraźny spadek C:N wraz z głębokością, co może<br />
być skutkiem wiązania amoniaku z powietrza przez skałę macierzystą we wczesnym okresie<br />
powstawania gleby [Kononowa 1968].<br />
Na odczyn gleb leśnych oddziałuje wiele czynników, spośród których największe znaczenie<br />
mają kwasy organiczne, powstające w czasie procesów rozkładu substancji organicznych,<br />
gromadzących się na dnie lasu i rozkładanych przede wszystkim przez grzyby<br />
oraz przez promieniowce i bakterie. Woda opadowa spływająca po koronach i pniach drzew<br />
ma już często odczyn wyraźnie kwaśny, zanim dojdzie do ściółki leśnej. Tam stopień jej zakwaszenia<br />
znacznie się zwiększa.<br />
Liczne badania wykazały, iż duży wpływ na zakwaszenie gleb leśnych ma również gatunek<br />
rośliny dostarczającej główną masę ściółki leśnej, z której powstaje próchnica nakładowa.<br />
Najbardziej zakwaszająco na gleby wpływa ściółka drzew iglastych i krzewinek,<br />
w znacznie mniejszym stopniu ściółki liściaste [Dziadowiec i in. 2005].<br />
281
Dorota Kawałko, Paweł Jezierski, Jarosław Kaszubkiewicz<br />
Tabela 1. Wybrane właściwości badanych gleb [Wojtunik 2008, Pietrzyka 2009]<br />
Table 1. Chosen properties of analysed soils<br />
Nr<br />
profilu Poziom Głębokość<br />
poziomu, cm Grupa pH KCl<br />
C org<br />
, % N, % C/N<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
Zawartość form przyswajalnych,<br />
mg∙kg -1<br />
P 2<br />
O 5<br />
K 2<br />
O MgO<br />
O 3–0 – 4,3 27,1 1,79 15,1 no no no<br />
Otni 0–14 – 4,5 6,70 0,24 27,9 no no no<br />
Agg 14–24<br />
ps<br />
5,5 2,05 0,18 11,4 19,0 24,0 71,3<br />
G<br />
>24 pl 5,3 0,60 no – 1,5 16,0 18,2<br />
O 3–0 – 4,5 45,1 1,40 32,2 no no no<br />
A1 0–10 ps 3,2 7,55 0,28 27,0 6,6 57,0 190,7<br />
A2 10–30 ps 3,3 2,86 0,27 10,6 6,2 53,0 106,1<br />
G >30 pl 4,5 0,25 no – 1,5 24,0 34,8<br />
O 1–0 – 5,0 31,6 1,51 20,9 no no no<br />
A1 0–11 ps 4,0 4,92 0,25 19,7 14,8 106,0 131,0<br />
A2 11–21 ps 3,8 2,26 0,13 17,4 4,9 37,0 28,2<br />
G >21 ps 4,7 0,14 no – 5,6 35,0 23,2<br />
O 2–0 – 4,7 30,3 1,04 29,2 no no no<br />
A1 0 – 8 ps 4,5 3,95 0,29 13,6 12,4 117,0 102,8<br />
A2 10–25 ps 5,2 1,77 0,08 22,1 3,0 36,0 96,2<br />
G >25 ps 5,7 0,57 no – 1,0 23,0 33,2<br />
O 3–0 – 4,7 18,6 1,50 12,4 no no no<br />
A1 0–20 gsp 3,2 3,94 0,26 15,2 15,0 116,0 148,0<br />
A2 20–36 ip 3,6 2,88 0,19 15,2 13,0 75,0 138,0<br />
A3 36–59 gsp 5,9 6,73 0,40 16,8 15,0 37,0 159,0<br />
Cgg 59–74 gcp 7,2 no no no 15,0 36,0 201,0<br />
IICgg 74+ pl 7,3 no no no 15,0 10,0 25,0<br />
O 3–0 – 4,6 27,0 1,68 16,1 no no no<br />
A1 0–16 gsp 3,5 3,50 0,32 10,9 20,0 72,0 194,0<br />
A2 16–41 gsp 3,8 2,76 0,20 13,8 14,0 <strong>49</strong>,0 229,0<br />
A3 41–60 gsp 5,0 5,25 0,37 14,2 20,0 41,0 224,0<br />
A/Cgg 60–73 gsp 5,2 1,23 0,11 11,2 20,0 35,0 179,0<br />
IICgg 73+ pl 6,2 no no no 19,0 11,0 36,0<br />
O 3–0 – 4,2 28,3 1,64 17,3 no no no<br />
A1 0–21 glp 3,5 2,90 0,37 7,80 23,0 54,0 101,0<br />
A2gg 21–44 gcp 4,0 2,24 0,18 12,4 21,0 50,0 114,0<br />
A3gg 44–70<br />
5,3 6,86 0,42 16,3 20,0 42,0 98,0<br />
pgmp<br />
5,7 no no 1,3 5,2 8,3<br />
IICgg 70–76 gsp 5,7 no no no 19,0 10,0 20,0<br />
IIICgg 76–90 pl 6,3 no no no 17,0 10,0 13,0<br />
IIICgg2 90+ pl 6,7 no no no 23,0 54,0 101,0<br />
O 3–0 – 4,4 26,6 1,40 19,0 no no no<br />
A1 0–25 pgmp 3,2 3,73 0,31 12,0 34,0 90,0 129,0<br />
A2 25–40 gs 4,0 3,21 0,26 12,3 13,0 43,0 161,0<br />
IICgg 40–54 pl 4,5 no no no 13,0 10,0 23,0<br />
IIICgg 54–70 pgl 5,0 no no no 1,03 20,0 21,0<br />
IVCgg 70+ pl 5,1 no no no 15,0 10,0 20,0<br />
O 3–0 – 4,7 22,2 1,36 16,3 no no no<br />
A1 0–23 gl 3,1 1,88 0,16 11,8 15,0 58,0 96,0<br />
A2 23–47 gl 3,8 1,40 0,14 10,0 12,0 40,0 156,0<br />
Cgg 47–60 gl 3,9 no no no 10,0 27,0 141,0<br />
IICgg 60+ pl 4,4 no no no 14,0 10,0 25,0<br />
282
Właściwości fizykochemiczne gleb w lasach grądowych na terenie Parku Krajobrazowego...<br />
Tabela 2. Właściwości sorpcyjne badanych gleb [Wojtunik 2008, Pietrzyka 2009]<br />
Table 2. Sorptive properties of analysed soils<br />
Nr<br />
profilu Poziom Głębokość<br />
poziomu, cm<br />
1<br />
Kw Ca 2+ Mg 2+ K + Na + S T V,<br />
%<br />
cmol (+)∙kg -1 gleby<br />
Otni 0–14 9,00 4,80 1,23 0,22 0,36 6,61 15,61 42,4<br />
Agg 14–24 5,99 4,80 0,59 0,09 0,30 5,78 11,70 <strong>49</strong>,4<br />
G<br />
>24 2,26 0,88 0,18 0,04 0,13 1,23 3,<strong>49</strong> 35,2<br />
A1 0–10 11,52 4,00 0,82 0,12 0,43 5,37 16,89 31,8<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
A2 10–30 11,69 2,40 0,48 0,06 0,30 3,24 14,93 21,7<br />
G >30 8,67 1,44 0,27 0,04 0,14 1,89 10,56 17,9<br />
A1 0–11 7,25 4,36 0,66 0,19 0,22 5,43 12,68 42,8<br />
A2 11–21 6,69 1,96 0,29 0,08 0,16 2,<strong>49</strong> 9,18 27,1<br />
G >21 8,09 1,16 0,21 0,04 0,12 1,53 9,62 15,9<br />
A1 0–8 8,21 5,56 0,76 0,11 0,33 6,75 14,96 45,1<br />
A2 10–25 6,77 5,08 0,75 0,11 0,36 6,30 13,07 48,2<br />
G >25 4,33 1,96 0,41 0,08 0,26 2,71 7,04 38,5<br />
A1 0–20 7,24 7,34 2,27 0,30 0,24 10,1 17,4 58,0<br />
A2 20–36 6,76 13,2 2,63 0,25 0,44 16,5 23,3 70,8<br />
A3 36–59 5,06 30,4 3,90 0,21 0,84 35,3 40,4 87,4<br />
Cgg 59–74 3,12 12,0 3,18 0,10 0,80 16,1 19,2 83,8<br />
IICgg 74+ 2,08 1,92 0,55 0,05 0,14 2,66 4,74 56,1<br />
A1 0–16 8,80 8,00 2,90 0,24 0,25 11,4 20,2 56,4<br />
A2 16–41 6,90 12,4 3,14 0,18 0,34 16,1 23,0 70,0<br />
A3 41–60 5,10 32,0 4,40 0,11 0,51 37,0 42,2 87,7<br />
A/Cgg 60–73 3,14 11,6 2,14 0,09 0,35 14,2 17,3 82,1<br />
IICgg 73+ 1,06 1,92 0,61 0,07 0,16 2,76 3,82 72,2<br />
A1 0–21 10,5 7,04 1,87 0,20 0,22 9,33 19,8 47,1<br />
A2gg 21–44 9,36 10,8 1,76 0,14 0,29 13,0 22,4 58,0<br />
A3gg 44–70<br />
8,08<br />
32,0 3,24 0,17 0,75 36,2 44,3 81,7<br />
IICgg 70–76 6,26 11,6 1,58 0,14 0,38 13,7 20,0 68,5<br />
IIICgg 76–90 6,06 1,54 0,<strong>49</strong> 0,04 0,14 2,21 8,27 26,7<br />
IIICgg2 90+ 2,00 1,30 0,<strong>49</strong> 0,05 0,15 1,99 3,99 <strong>49</strong>,9<br />
A1 0–25 10,1 4,64 1,46 0,15 0,19 6,44 16,5 39,0<br />
A2 25–40 8,28 10,8 2,09 0,14 0,31 13,3 21,6 61,6<br />
IICgg 40–54 6,10 1,62 0,<strong>49</strong> 0,04 0,12 2,27 8,37 27,1<br />
IIICgg 54–70 5,10 3,06 0,81 0,05 0,15 4,07 9,17 44,4<br />
IVCgg 70+ 4,38 1,16 0,55 0,07 0,17 1,95 6,33 30,8<br />
A1 0–23 7,76 1,94 1,25 0,15 0,13 3,47 11,2 30,9<br />
A2 23–47 6,64 4,72 1,92 0,10 0,17 6,91 13,5 51,2<br />
Cgg 47–60 4,20 4,56 1,56 0,10 0,23 6,45 10,6 60,8<br />
IICgg 60+ 3,12 1,16 0,45 0,09 0,16 1,86 4,98 37,3<br />
283
Dorota Kawałko, Paweł Jezierski, Jarosław Kaszubkiewicz<br />
Niemal we wszystkich analizowanych glebach gruntowo-glejowych obserwuje się<br />
wzrost pH w poziomach oglejenia w stosunku do poziomów akumulacyjnych (tab. 1). Wyjątek<br />
stanowi profil 1, gdzie najwyższe pH charakteryzuje poziom Agg. Na podstawie uzyskanych<br />
wartości można stwierdzić, że gleby te charakteryzuje odczyn od silnie kwaśnego po<br />
słabo kwaśny. Badane mady wykazują odczyn od silnie kwaśnego, przeważającego w glebach<br />
Parku, do zasadowego, obserwowanego wyłącznie w poziomie IICgg profilu 5. W profilu<br />
9 wszystkie poziomy genetyczne wykazują odczyn silnie kwaśny. Wyraźnie widoczny<br />
jest wzrost odczynu w głąb profilu glebowego.<br />
Znaczne zakwaszenie wykazują także mady w dolinie Odry badane przez Laskowskiego<br />
[1986] i Malinowskiego [2008]. Silne zakwaszenie gleb leśnych można uznać za ich cechę<br />
trwałą. Wiąże się to z ciągłym dopływem substancji organicznej do gleby, która ulegając<br />
humifikacji, dostarcza kwaśnych produktów przenikających wraz z opadami do gleby [Pokojska<br />
1986, Dziadowiec i in. 2005].<br />
W przedstawionych glebach gruntowo-glejowych (profile 1-4) pojemność sorpcyjna (T)<br />
mieści się w granicach od 3,<strong>49</strong> cmol(+)∙kg -1 gleby w poziomie G profilu 1 do 16,89 cmol<br />
(+)∙kg -1 gleby w poziomie A1 profilu 2 (tab. 2). Widać tu wyraźnie obniżenie wartości omawianego<br />
parametru wraz z głębokością profili. Jest to związane z malejącą w głąb profili<br />
kwasowością wymienną (Kw) oraz sumą kationów zasadowych (S). Wspomniana suma kationów<br />
kształtuje się w przedziale od 1,23 cmol(+)∙kg -1 gleby w poziomie G profilu 1 do 6,75<br />
cmol (+)∙kg -1 gleby w poziomie A1 profilu 4.<br />
Analizowane gleby gruntowo-glejowe wykazują niski stopień wysycenia kationami<br />
o charakterze zasadowym (V). Parametr ten jest najwyższy w poziomie Agg profilu 1 i wynosi<br />
<strong>49</strong>,4%. Wartość najniższa równa 15,9%, charakteryzuje poziom G w profilu 3. Wraz<br />
ze zmniejszaniem się udziału jonów wodorowych w kompleksie sorpcyjnym stopień wysycenia<br />
zasadami wzrasta stopniowo, odpowiednio do wzrostu pH. Dzieje się tak, ponieważ<br />
przy wyższym odczynie dochodzi do wzrostu potencjału elektrokinetycznego cząsteczek<br />
koloidalnych. Następuje też dysocjacja mniej ruchliwych jonów wodorowych, co daje efekt<br />
wzrostu pojemności sorpcyjnej.<br />
W madach największe wartości pojemności sorpcyjnej występują w poziomach namułów<br />
A3, gdzie przekraczają one 40 cmol(+)∙kg -1 gleby. Stopniowy spadek wraz z głębokością<br />
zauważalny jest w profilu 8, natomiast wyższa zawartość w poziomie A2 związana jest<br />
z wysoką zawartością wapnia. Najmniejsze wartości kształtują się w poziomach skał macierzystych.<br />
Stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi wynosi tu<br />
od 26,7% (poziom IIICgg, profil 7) do 87,7% (poziom A3, profil 6). Największy stopień wysycenia<br />
zasadami obserwowany jest w poziomach namułów A3 profili 5, 6 i 7, gdzie wynosi<br />
ponad 80%. Najmniejszy nieprzekraczający 30% wykazują poziomy IICgg w profilu 7<br />
i IICgg w profilu 8, które mają uziarnienie piasków luźnych (tab. 1). Badania innych autorów<br />
również potwierdzają znaczne zdolności sorpcyjne poziomów o zwięzłym składzie granulometrycznym<br />
[Orzechowski i in. 2005, Malinowski 2008]. Kompleks sorpcyjny wszyst-<br />
284
Właściwości fizykochemiczne gleb w lasach grądowych na terenie Parku Krajobrazowego...<br />
kich badanych gleb w największym stopniu wysycony jest kationami Ca 2+ , następnie Mg 2+ ,<br />
a w najmniejszej ilości kationami Na + i K + .<br />
W badanych leśnych glebach gruntowo-glejowych zawartość przyswajalnego fosforu<br />
mieści się w przedziale od 1,0 mg∙kg -1 gleby (poziom G, profil 4) do 19,0 mg∙kg -1 gleby (poziom<br />
Agg, profil 1) (tab. 2). Są to niewielkie wartości fosforu, pozwalające zakwalifikować<br />
badane gleby tylko do niedostatecznie zasobnych w ten pierwiastek [Kocjan 2000]. Podobne<br />
wyniki uzyskał Klimowicz [1980], badając gleby Równiny Tarnobrzeskiej. Podaje on, że<br />
w glebach tarnobrzeskich wytworzonych z piasku zasobność w łatwo przyswajalny fosfor<br />
jest na ogół niska, a średnią zasobność wykazują tylko niektóre poziomy próchniczne. Zawartość<br />
przyswajalnego potasu w analizowanych utworach mieści się w przedziale od 16,0<br />
mg∙kg -1 gleby (poziom G, profil 1) do 117,0 mg∙kg -1 gleby (poziom A1, profil 4). Pod względem<br />
zasobności w K 2<br />
O wyróżniają się poziomy A1 profilu 3 (106,0 mg∙kg -1 gleby) i A1 profilu<br />
4 (117,0 mg∙kg -1 gleby), które zaliczyć można odpowiednio do gleb średnio i dobrze zasobnych.<br />
Pozostałe poziomy są niedostatecznie zasobne w potas. Omawiane gleby zawierają<br />
od 18,2 mg∙kg -1 gleby (poziom G, profil 1) do 190,7 mg∙kg -1 gleby (poziom A1, profil 2). Większość<br />
poziomów wykazuje dobrą zasobność w MgO. Wyjątek stanowią: poziomy G profilu<br />
1 oraz poziomy A2 i G profilu 3, które zakwalifikowano do gleb średnio zasobnych w przyswajalne<br />
formy tego pierwiastka.<br />
W badanych madach zawartość przyswajalnego fosforu kształtuje się na poziomie od<br />
10,0 mg∙kg -1 gleby (poziom Cgg, profil 9) do 34,0 mg∙kg -1 gleby (poziom A1, profil 8) (tab. 2).<br />
Najwyższe zawartości obserwuje się w poziomach wierzchnich, co związane jest z dużą<br />
kumulacją materii organicznej pochodzącej z warstwy próchnicy nadkładowej. Podwyższoną<br />
koncentrację można też zauważyć w poziomach namułów A3 profili 5, 6 i 7 zasobnych<br />
w C org<br />
. Głębiej położone poziomy glebowe cechuje na ogół mniejsza zawartość przyswajalnych<br />
form tego pierwiastka, co związane jest z jego bardzo małą ruchliwością [Chodak<br />
2001]. W szczególnych przypadkach fosfor może ulegać przeniesieniu w głąb profilu glebowego<br />
i występować tam w większych ilościach (profil 5 i 6). Czynnikiem za to odpowiedzialnym<br />
są intensywne opady atmosferyczne albo też wysokie uwilgotnienie terenu. Wraz<br />
z wodą fosfor przechodzi w wyniku przesiąkania do poziomów głębszych i zalega w nich już<br />
jako niedostępny dla roślinności zielnej. Zasobność w przyswajalne formy fosforu klasyfikują<br />
analizowane gleby do gleb niedostatecznie zasobnych w ten pierwiastek, jedynie poziom<br />
A1 profilu 8 jest średnio zasobny. Tak niską zawartość należy tłumaczyć wiązaniem fosforanów<br />
przez jony Al 3+ oraz Fe 3+ , które występują w glebach silnie kwaśnych.<br />
Omawiane mady zawierają od 10,0 mg∙kg -1 gleby w poziomach najgłębiej zalegających<br />
każdego z profili do 116,0 mg∙kg -1 gleby (poziom A1, profil 5) (tab. 2). Najmniejsze ilości<br />
potasu występują w poziomach najgłębszych i wynikają z bardzo małej zawartości frakcji<br />
spławialnej, co znajduje potwierdzenie w literaturze [Lityński, Jurkowska 1982]. Spadek zawartości<br />
potasu przyswajalnego wraz z głębokością można zauważyć w profilach: 5, 6 i 9.<br />
Według wskaźników zasobności gleby w łatwo rozpuszczalny potas [Kocjan 2000], więk-<br />
285
Dorota Kawałko, Paweł Jezierski, Jarosław Kaszubkiewicz<br />
szość poziomów analizowanych gleb należy do III klasy zasobności, a więc niedostatecznie<br />
zasobnych. Średnio zasobne w potas są poziomy: A2 profilu 5, A1 profilu 6 oraz A1 profilu<br />
8. Poziom A1 profilu 5 kwalifikuje się do klasy dobrze zasobnej w potas przyswajalny.<br />
W glebach tych magnez przyswajalny stanowi od 13,0 mg∙kg -1 gleby (poziom IIICgg2,<br />
profil 7) do 229,0 mg∙kg -1 gleby (poziom A2, profil 6). Większość poziomów wykazuje dobrą<br />
zasobność w ten pierwiastek, jedynie w niżej zalegających poziomach profili 5, 7, 8 i 9, bogatych<br />
we frakcję piasku, występuje zasobność średnia. Mady na terenie Parku Narodowego<br />
„Ujście Warty” również są ubogie w przyswajalny fosfor i potas, a zasobne w przyswajalny<br />
magnez [Malinowski 2008].<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Stały dopływ substancji organicznej w postaci opadu z drzew liściastych oraz igliwia<br />
przyczynia się do występowania znacznych ilości węgla organicznego, szczególnie<br />
w poziomach organicznych i jego spadek w poziomach mineralnych.<br />
2. W warstwach mineralnych najwyższe wartości węgla organicznego obserwuje się w poziomach<br />
akumulacyjnych. Wyjątek stanowią mady bardzo ciężkie i ciężkie, gdzie wartości<br />
maksymalne przypadają na warstwy namułów.<br />
3. Badane mady w porównaniu z glebami gruntowo-glejowymi charakteryzują lepsze właściwości<br />
sorpcyjne, na co wpłynęła zarówno różna zawartość substancji organicznej,<br />
jak i frakcji spławianej w poszczególnych poziomach genetycznych.<br />
4. Wszystkie analizowane gleby w lasach grądowych są niedostatecznie zasobne w fosfor<br />
i potas, natomiast odznaczają się średnią lub dobrą zasobnością w przyswajalny<br />
magnez.<br />
Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2009–2012 jako projekt<br />
badawczy <strong>nr</strong> N N305 154537<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
CHODAK T. 2001. Phosphor – fertilization and its influence on movement of soil colloids.<br />
Proceeding ISNB 15, Wrocław: 333–334.<br />
CHOJNICKI J. 2002. Procesy glebotwórcze w madach środkowej Wisły i Żuław. Wydawnictwo<br />
SGGW, Warszawa: 83.<br />
DANIELEWICZ W. 1993. Lasy i zadrzewienia dolin rzecznych – znaczenie gospodarcze oraz<br />
rola w ochronie środowiska przyrodniczego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. z. 412: 33–39.<br />
DŁUGOSZ J., ORZECHWSKI M., SMÓLCZYŃSKI S., KOBIERSKI M. 2009. Skład mineralogiczny<br />
frakcji ilastej osadów aluwialnych wybranych rzek północno-wschodniej Polski.<br />
Rocz. Glebozn., LX, 2: 24–31.<br />
286
Właściwości fizykochemiczne gleb w lasach grądowych na terenie Parku Krajobrazowego...<br />
DZIADOWIEC H., POKOJSKA U., PRUSINKIEWICZ Z. 2005. Materia organiczna, koloidy<br />
i roztwór glebowy jako przedmiot badań specjalistycznych. Badania ekologiczno-gleboznawcze.<br />
PWN, Warszawa: 113–244.<br />
GONET S. 2007. Materia organiczna w tematycznej strategii ochrony gleb Unii Europejskiej.<br />
Rocz. Glebozn., LVIII, 3/4: 15–26.<br />
GONET S., MARKIEWICZ M. 2007. Rola materii organicznej w środowisku. Polskie Towarzystwo<br />
Substancji Humusowych, Toruń: 31–36.<br />
KAWAŁKO D., KASZUBKIEWICZ J. 2011. Właściwości fizyczne gleb w lasach grądowych<br />
na terenie Parku Krajobrazowego Dolina Jezierzycy. Rocz. Glebozn. LXII, 1: 82–90.<br />
Klasyfikacja gleb leśnych Polski. 2000. Praca zbiorowa pod red. Kowalkowski A., Czępińska-Kamińska<br />
D., Krzyżanowska A., Okołowicz M., Chojnicki J. i in. Centrum Informacji<br />
Lasów Państwowych: 68–88.<br />
KLIMOWICZ Z. 1980. Czarne ziemie Równiny Tarnobrzeskiej na tle zmian stosunków wodnych<br />
gleb tego obszaru. Rocz. Glebozn. XXXI(1): 163–207.<br />
KOCJAN H. 2000. Prace przygotowawcze do odnowień i zalesień, sposoby i technika sadzenia<br />
oraz pielęgnacja upraw. Wyd. AR w Poznaniu.<br />
KONONOWA M. 1968. Substancje organiczne gleb. PWRiL, Warszawa: 170–178.<br />
LASKOWSKI S. 1986. Powstawanie i rozwój oraz właściwości gleb aluwialnych Doliny<br />
Środkowej Odry. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu, Rozprawy 56.<br />
LITYŃSKI T., JURKOWSKA H. 1982. Żyzność gleb i odżywianie się roślin, PWN, Warszawa.<br />
MALINOWSKI R. 2008. Charakterystyka właściwości chemicznych wybranych gleb Parku<br />
Narodowego „Ujście Warty”. Rocz. Glebozn. LIX(3/4): 185–194.<br />
MATUSZKIEWICZ J. M. 2007. Zespoły leśne Polski. PWN, Warszawa: 170–191.<br />
MOCEK A., DRZYMAŁA S., MASZNER P. 1997. Geneza, analiza i klasyfikacja gleb. Wyd.<br />
AR w Poznaniu.<br />
OSTROWSKA A., PORĘBSKA G., BORZYSZKOWSKI J., KRÓL H., GAWLIŃSKI S. 2001.<br />
Właściwości gleb leśnych i metody ich oznaczania. IOŚ, Warszawa.<br />
ORZECHOWSKI M., SMÓLCZYNSKI S., SOWIŃSKI P. 2005. Właściwości sorpcyjne gleb<br />
aluwialnych Żuław Wiślanych. Rocz. Glebozn., LVI(1/2): 119–127.<br />
PIETRZYKA N. 2009. Właściwości mad próchnicznych pod lasami grądowymi na terenie<br />
PK Dolina Jezierzycy. Praca magisterska pod kierunkiem D. Kawałko, UP, Wrocław<br />
(maszynopis).<br />
POKOJSKA U. 1986. Rola próchnicy w kształtowaniu odczynu, właściwości buforowych<br />
i pojemności jonowymiennej gleb leśnych. Rocz. Glebozn. 37(2–3): 2<strong>49</strong>–263.<br />
WOJTUNIK A. 2008. Właściwości gleb gruntowoglejowych pod lasami grądowymi na terenie<br />
PK Dolina Jezierzycy. Praca magisterska pod kierunkiem D. Kawałko, UP, Wrocław<br />
(maszynopis).<br />
287
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Paweł Muszyński*<br />
WPŁYW SURFAKTANTÓW NA SORPCJĘ IZOPROTURONU<br />
W GLEBACH<br />
EFFECT OF SURFACTANTS ON THE SORPTION OF ISOPROTURON<br />
IN SOILS<br />
Słowa kluczowe: izoproturon, sorpcja, gleby, surfaktanty.<br />
Key words: isoproturon, sorption, soils, surfactants.<br />
The effect of surfactants on the sorption of herbicide, isoproturon in sandy and loamy soils<br />
was studied. The surfactants used in this study were: a cationic Hyamine 1622, an anionic<br />
SDS(sodium dodecyl sulphate), and a non-ionic Tween 40. The influence of each surfactant<br />
was investigated at doses corresponding to concentrations above, equal, and below the<br />
CMC (critical micelle concentration). The sorption of isoproturon was determined by batch<br />
method. A portion of 1 g soil was added to 5 cm 3 of isoproturon solution or mixture of isoproturon<br />
and surfactant. The suspensions were shaken at room temperature for 6h and then<br />
centrifuged at 4000 rpm for 25 min. The supernatants were analyzed for isoproturon concentration<br />
by HPLC. The amount of isoproturon sorbed in soils in the presence of Hyamine<br />
was greater than that in soils without Hyamine addition and increased significantly with the<br />
increase of Hyamine concentration. The addition of SDS at the lowest (CMC/5) and medium<br />
(CMC) doses increased the sorption of isoproturon. However, the effect of SDS on the sorption<br />
of isoproturon was lower than that of Hyamine. In contrast, the addition of Tween 40 at<br />
all three doses reduced the sorption of isoproturon in studied soils.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Herbicydy są używane do zwalczania niepożądanych roślin i stanowią największą grupę<br />
pestycydów stosowanych w Polsce [Banaszkiewicz 2003]. Sorpcja herbicydów przez<br />
* Dr Paweł Muszyński – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy, ul. Akademicka 15,<br />
20-950 Lublin; tel.: 81 445 56 65; e-mail: pawel.muszynski@up.lublin.pl<br />
288
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
gleby jest zasadniczym procesem, który decyduje o transporcie, biodostępności i degradacji<br />
tych związków [Wolfe, Seiber 1993]. W procesie sorpcji herbicydów istotny wpływ mają:<br />
rodzaj i zawartość materii organicznej oraz minerałów ilastych [Durović i in. 2009], pH [Ertli<br />
i in. 2004] i wilgotność gleby [Gaillardon, Dur 1995]. Według Gevao i in. [2000] w procesy<br />
wiązania pestycydów w glebach mogą być zaangażowane oddziaływania van der Waalsa<br />
i π – elektronowe, jak również mechanizmy wykorzystujące tworzenie wiązań wodorowych,<br />
kowalencyjnych i jonowych. Zachowanie się pestycydów w glebach zależy także od wartości<br />
współczynnika podziału oktanol-woda [Iglesias-Jiménez i in. 1997], rozpuszczalności<br />
w wodzie [Lee i in. 1989], jak i obecności w roztworze glebowym innych substancji, w tym<br />
surfaktantów [Hernández-Soriano i in. 2007].<br />
Charakterystyczną cechą surfaktantów jest zdolność obniżania napięcia powierzchniowego<br />
oraz zmiany wielkości kąta zwilżania [Miyamoto 1985; Abu-Zreig i in. 2003]. Specyficzne<br />
właściwości surfaktantów wynikają z amfifilowej budowy ich cząsteczek, które składają<br />
się z dwóch części: niepolarnej (hydrofobowej) i z części polarnej o charakterze jonowym<br />
lub dipolowym [Rodriguez-Cruz i in. 2006]. Wykazano, że surfaktanty niejonowe i anionowe<br />
mogą zwiększać rozpuszczalność pestycydów na drodze solubilizacji i tym samym wpływać<br />
na przemieszczanie się tych związków w profilu glebowym [Sánchez-Camazano i in. 2003;<br />
Xiarchos, Doulia 2006]. Proces solubilizacji następuje w micelach tworzonych przez surfaktant<br />
przy odpowiednim jego stężeniu nazywanym krytycznym stężeniem micelizacji (KSM)<br />
[Smith i in. 2004]. Ze względu na zdolność rozpuszczania związków organicznych niektóre<br />
z surfaktantów wykorzystuje się w remediacji gleb zawierających pestycydy i węglowodory<br />
[Laha i in. 2009]. Z kolei sorpcja surfaktantów kationowych przez minerały ilaste prowadzi do<br />
powstania kompleksów organiczno-mineralnych, które wykazują znaczenie lepszą efektywność<br />
wiązania pestycydów niż materia organiczna [Lee i in. 1989; Rodriguez-Cruz i in. 2007].<br />
Izoproturon, czyli 3-(4-izopropylofenylo)-1,1-dimetylomocznik jest herbicydem o selektywnym<br />
i systemicznym działaniu, stosowanym głównie w zwalczaniu miotły zbożowej<br />
w uprawach zbóż ozimych [Benoit i in. 2008].<br />
Celem pracy było określenie wpływu stężenia surfaktantów (hiaminy 1622, dodecylosiarczanu(VI)<br />
sodu, tweenu 40) na efektywność sorpcji izoproturonu w glebach.<br />
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />
W badaniach wykorzystano glebę płową wytworzoną z piasku oraz glebę brunatną wytworzoną<br />
z gliny zwałowej. Wymienione gleby, ze względu na charakter skał macierzystych,<br />
nazwano w pracy glebą piaszczystą i gliniastą. Próbki gleb pobrano z poziomu A p<br />
, wysuszono<br />
na powietrzu, następnie przesiano przez sito o średnicy oczek 2 mm i uśredniono. W pobranym<br />
materiale glebowym oznaczono: skład granulometryczny metodą Cassagrande’a w modyfikacji<br />
Prószyńskiego, zawartość węgla organicznego metodą Tiurina, pH w 1 mol/dm 3 KCl<br />
elektrometrycznie, powierzchnię właściwą metodą adsorpcji pary wodnej, kwasowość hydro-<br />
289
Paweł Muszyński<br />
lityczną (H h<br />
) i sumę zasadowych kationów wymiennych (S) metodą Kappena. Pojemność<br />
sorpcyjną obliczono jako sumę H h<br />
i S. Właściwości fizykochemiczne gleb przedstawia tabela.<br />
Tabela Właściwości fizykochemiczne gleb<br />
Table Physicochemical properties of soils<br />
Gleba<br />
Procent frakcji o Ø, mm<br />
1,0–0,1 0,1–0,02 0,02–0,002 < 0,002<br />
pH<br />
OC,<br />
g/kg<br />
Powierzchnia<br />
właściwa,<br />
m 2 /g<br />
Pojemność<br />
sorpcyjna,<br />
mmol(+)/kg<br />
Piaszczysta 80 14 2 4 3,9 5 8,67 35,8<br />
Gliniasta 29 19 34 18 5,6 17 <strong>49</strong>,09 341,6<br />
Objaśnienie: OC – zawartość węgla organicznego.<br />
W badaniach sorpcji stosowano wodne roztwory izoproturonu o stężeniu 2, 3, 4, 5 i 7,5<br />
mg/dm 3 oraz roztwory izoproturonu z dodatkiem jednego z następujących surfaktantów<br />
(Sigma-Aldrich, Niemcy): kationowego: hiamina 1622 (masa cząsteczkowa = 448,1 g/mol,<br />
KSM (krytyczne stężenie micelizacji) = 1,232 g/dm 3 [Cui i in. 2002]); anionowego: dodecylosiarczan(VI)<br />
sodu (skrót SDS, masa cząsteczkowa = 288,4 g/mol, KSM = 2,38 g/dm 3 [Rodriguez-Cruz<br />
i in. 2006]); niejonowego: tween 40 (masa cząsteczkowa 1282 g/mol; KSM =<br />
0,029 g/dm 3 [Yeh i in. 1998]). Stężenie surfaktantów w roztworach wynosiło: KSM/5, KSM<br />
i 5KSM. Wzory izoproturonu i surfaktantów przedstawiono na rysunku 1.<br />
H 3 C<br />
O<br />
H 3 C<br />
CH 3<br />
N C N<br />
C<br />
H 3 C<br />
CH 3<br />
H<br />
a) b)<br />
H3C<br />
C<br />
CH 3<br />
H 3 C<br />
CH 3<br />
H 3<br />
x + y + z + w = 20<br />
O<br />
O<br />
N + CH 3<br />
Cl -<br />
O<br />
O<br />
S<br />
H O O - Na +<br />
3 C<br />
O<br />
HO<br />
c) d)<br />
( O ) z<br />
O<br />
O<br />
( ) w O<br />
OH<br />
( O ) x<br />
OH<br />
( O ) y<br />
Rys.<br />
Rys.<br />
1.<br />
1.<br />
Struktura<br />
Struktura<br />
izoproturonu<br />
izoproturonu<br />
(a) i<br />
(a)<br />
surfaktantów:<br />
i surfaktantów:<br />
b – hiamin,<br />
b – hiamin,<br />
c – SDS,<br />
c<br />
d<br />
–<br />
–<br />
SDS,<br />
tween<br />
d<br />
40<br />
– tween 40<br />
Fig. 1. 1. Structure of of isoproturon(a) isoproturon(a) and surfactants and surfactants<br />
C 15 H 31<br />
Badania 8 P sorpcji przeprowadzono w warunkach 35 statycznych: 1 g gleby wytrząsano z 5 P<br />
G<br />
30<br />
cm 3 odpowiedniego 6<br />
roztworu przez 6 godzin w temperaturze pokojowej. Po tym czasie zawiesiny<br />
glebowe wirowano z prędkością 4000 obrotów/min 20 w czasie 25 min. Następnie<br />
G<br />
25<br />
4<br />
otrzymany roztwór analizowano na zawartość izoproturonu 15 metodą wysokosprawnej chromatografii<br />
2 cieczowej (HPLC). W analizie używano kolumny 10 Hypersil Gold RP-18 i detektora<br />
5<br />
0<br />
0<br />
290 0 2 4 6 8<br />
Ce, mg/dm 3<br />
2 3 4 5 7,5<br />
C0, mg/dm 3<br />
S, mg/kg<br />
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, C e – stężenie równowagowe, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu<br />
przedstawiają odchylenie standardowe z trzech oznaczeń<br />
% sorpcji
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
UV-VIS przy λ = 210 nm. Fazę ruchomą stanowiła mieszanina rozpuszczalników acetonitryl/<br />
woda (40/60, v/v). Stosowano przepływ 0,7 cm 3 /min. Ilość izoproturonu, zasorbowaną przez<br />
glebę (S, [mg/kg]), obliczono na podstawie wzoru:<br />
S = (C 0<br />
– C e<br />
) · V/m,<br />
gdzie:<br />
C 0<br />
i C e<br />
– początkowe i równowagowe stężenie izoproturonu, mg/dm 3 ,<br />
V – objętość roztworu, dm 3 ,<br />
m – masa gleby, kg.<br />
Czas niezbędny do osiągnięcia równowagi sorpcyjnej określono przez wytrząsanie 1 g<br />
próbek gleb z 5 cm 3 roztworu izoproturonu o stężeniu 7,5 mg/dm 3 w czasie 30, 60, 180, 300,<br />
360, 480, 600, 720 minut. Wszystkie doświadczenia wykonano w trzech powtórzeniach.<br />
H 3 C<br />
H 3 C<br />
N<br />
O<br />
C<br />
N<br />
H<br />
C<br />
CH 3<br />
CH 3<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA C<br />
C H3<br />
CH 3<br />
H 3<br />
CH 3<br />
a) Izotermy oraz procent sorpcji izoproturonu b) w glebie piaszczystej i gliniastej przedstawiono<br />
na rysunku 2. Z przebiegu izoterm wynika, że sorpcja izoproturonu była większa<br />
H 3 C<br />
w glebie gliniastej niż piaszczystej. Największe różnice w sorpcji między glebami obserwowano<br />
dla wyższych stężeń równowagowych. Ogólnie można stwierdzić, że izoproturon<br />
O<br />
O<br />
O<br />
( ) w O C 15 H 31<br />
wykazywał niewielkie powinowactwo S do badanych gleb. Świadczą o tym stosunkowo niskie<br />
stopnie sorpcji izoproturonu, które dla najniższego stężenia początkowego 2 mg/dm 3<br />
O O - Na +<br />
O<br />
OH<br />
H 3 C<br />
O<br />
( O ) x<br />
HO<br />
OH<br />
nie przekraczały 30% w obu glebach, przy najwyższym<br />
( O<br />
zaś<br />
) z<br />
stężeniu<br />
( O ) y<br />
c) d)<br />
7,5 mg/dm 3 wynosiły:<br />
x + y + z + w = 20<br />
14,1% w glebie piaszczystej i 20,6% w glebie gliniastej (rys. 2). Również w badaniach Nemeth-Konda<br />
in. [2002] sorpcja izoproturonu miała charakter nieliniowy, a jej efektywność<br />
Rys. 1. Struktura izoproturonu (a) i surfaktantów: b – hiamin, c – SDS, d – tween 40<br />
Fig. 1. Structure of isoproturon(a) and surfactants<br />
zmniejszała się ze wzrostem stężenia herbicydu.<br />
S, mg/kg<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
P<br />
G<br />
0 2 4 6 8<br />
Ce, mg/dm 3<br />
O<br />
O<br />
H 3 C<br />
N + CH 3<br />
Objaśnienia: S S – – wielkość sorpcji, sorpcji, C e – Cstężenie e<br />
– stężenie równowagowe, równowagowe, C 0 – stężenie C 0<br />
– stężenie początkowe. początkowe. Słupki błędu Słupki<br />
przedstawiają błędu przedstawiają odchylenie odchylenie standardowe standardowe z trzech oznaczeń z trzech oznaczeń.<br />
Rys. 2. Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)<br />
Fig. 2. Isotherms and percent of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)<br />
Rys. 2. Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
2 3 4<br />
C0, mg/dm 3 5 7,5<br />
P<br />
G<br />
Fig. 2. Isotherms and percent of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)<br />
% sorpcji<br />
Cl -<br />
S, mg/kg<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
291<br />
P
8 P<br />
35<br />
P<br />
G<br />
30<br />
G<br />
6<br />
Paweł Muszyński 25<br />
20<br />
4<br />
15<br />
Krzywe 2<br />
10<br />
na rysunku 3 przedstawiają kinetykę sorpcji izoproturonu z roztworu o stężeniu<br />
5<br />
początkowym 0 7,5 mg/dm 3 . Uzyskane dane wskazują, 0 że sorpcja izoproturonu była procesem<br />
szybkim. 0 Po 2 upływie 4 1 godziny 6 sorpcja 8 kształtowała się na poziomie 4 mg/kg w glebie<br />
piaszczystej i 6,7 mg/kg w glebie gliniastej, co w odniesieniu do początkowej zawartości<br />
Ce, mg/dm 3<br />
2 3 4 5 7,5<br />
C0, mg/dm 3<br />
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, C e – stężenie równowagowe, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu<br />
przedstawiają izoproturonu odchylenie w roztworze standardowe stanowiło z trzech oznaczeń odpowiednio 10,8 i 17,9%. Dalsze wydłużenie czasu<br />
Rys. 2. Izotermy i procent sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)<br />
Fig.<br />
sorpcji<br />
2. Isotherms<br />
do 12 godzin<br />
and percent<br />
powodowało<br />
of sorption of<br />
nieznaczne<br />
isoproturon in<br />
wahania<br />
sandy soil (P)<br />
w<br />
and<br />
poziomie<br />
loamy soil<br />
sorpcji.<br />
(G)<br />
Podobne wyniki<br />
otrzymali Singh i in. [2001].<br />
S, mg/kg<br />
% sorpcji<br />
S, mg/kg<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
P<br />
G<br />
0<br />
0 100 200 300 400 500 600 700<br />
Objaśnienia: S – wielkość sorpcji, t – czas. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe<br />
Objaśnienia: z trzech oznaczeń. S – wielkość sorpcji, t – czas. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z trzech<br />
oznaczeń<br />
Rys. 3. Kinetyka sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G)<br />
Fig.<br />
Rys.<br />
3.<br />
3.<br />
Kinetics<br />
Kinetyka<br />
of sorption<br />
sorpcji<br />
of<br />
izoproturonu<br />
isoproturon in<br />
w<br />
sandy<br />
glebie<br />
soil (P)<br />
piaszczystej<br />
and loamy soil<br />
(P)<br />
(G)<br />
i gliniastej (G)<br />
Fig. 3. Kinetics of sorption of isoproturon in sandy soil (P) and loamy soil (G)<br />
t, min<br />
Wyniki badań przedstawione na rysunkach 4 i 5 wskazują, że obecność hiaminy powodowała<br />
zwiększenie sorpcji izoproturonu w glebach w stosunku do próbek niezawierających<br />
surfaktanta. W glebie piaszczystej największe zmiany w wielkości sorpcji odnotowano dla<br />
stężenia hiaminy KSM, a odpowiednio mniejsze dla stężenia KSM/5 (rys. 4). Sorpcja izoproturonu<br />
w obecności hiaminy zależała także od stężenia herbicydu w roztworze wyjściowym.<br />
Przy stężeniu 7,5 mg/dm 3 wartości sorpcji były największe i wynosiły 9,7, 17,6 i 12,8 mg/kg<br />
odpowiednio dla dawek hiaminy: KSM/5, KSM i 5KSM. Stwierdzono, że ze wzrostem stężenia<br />
izoproturonu intensywność jego sorpcji zmniejszała się w następujących zakresach:<br />
60,3–25,9% – dla dawki hiaminy KSM/5, 60,1–47,1% – dla dawki hiaminy KSM oraz 43,4–<br />
34,2% – dla dawki hiaminy 5KSM.<br />
W glebie gliniastej ze wzrostem stężenia hiaminy obserwowano zwiększenie sorpcji<br />
izoproturonu (rys. 5). Efekt ten był różny, zależnie od stężenia hiaminy. Największe wartości<br />
sorpcji uzyskano przy stężeniu hiaminy 5KSM, a najmniejsze przy stężeniu KSM/5.<br />
Dla hiaminy o stężeniu 5KSM sorpcja izoproturonu mieściła się w zakresie 9,9–35,1 mg/<br />
kg i była średnio ponad 2,5-krotnie wyższa od wartości w układzie z dawką KSM/5. W porównaniu<br />
z glebą piaszczystą stopnie sorpcji izoproturonu zmieniały się nieznacznie ze<br />
wzrostem stężenia herbicydu. Największy procent sorpcji, powyżej 97%, odnotowano<br />
w zakresie niskich stężeń izoproturonu (2 i 3 mg/dm 3 ) przy dawce hiaminy 5KSM. Otrzymane<br />
wyniki są zgodne z rezultatami badań przeprowadzonych przez Hernandez-Soriano<br />
292
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
20 bS<br />
60<br />
KSM/5<br />
2015<br />
bS<br />
20 bSKSM<br />
60<br />
60<br />
KSM/5<br />
40<br />
KSM/5 5KSM<br />
15<br />
1510<br />
KSM<br />
KSM<br />
40<br />
40<br />
5 5KSM<br />
5KSM<br />
20<br />
10<br />
10<br />
0<br />
20 20<br />
5<br />
0<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
00<br />
C0, mg/dm 3<br />
2 3 4 55 7,5 7,5<br />
22 3 3 4 4 5 5 7,5 7,5<br />
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu<br />
C0, C0, mg/dm 33<br />
zasorbowana w nieobecności hiaminy, KSM/5,<br />
C0, C0, mg/dm mg/dm KSM 3 3 i 5KSM – stężenia<br />
Objaśnienia: hiaminy, bS S – ilość wielkość izoproturonu sorpcji, zasorbowana C 0<br />
– stężenie w nieobecności początkowe. hiaminy, Słupki błędu KSM/5, przedstawiają KSM i 5KSM – odchylenie stężenia<br />
standardowe hiaminy, z S trzech – wielkość oznaczeń. sorpcji, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
Objaśnienia: standardowe bS – ilość z trzech izoproturonu oznaczeń<br />
zasorbowana w nieobecności hiaminy, KSM/5, KSM KSM i 5KSM i 5KSM – stężenia – stężenia<br />
Rys. hiaminy, 4. Wpływ S – hiaminy wielkość na na sorpcję sorpcji, sorpcję izoproturonu C 00 – izoproturonu stężenie w początkowe. glebie w piaszczystej glebie Słupki piaszczystej<br />
błędu przedstawiają odchylenie<br />
Fig. 4. standardowe Effect of hyamine z trzech on oznaczeń the sorption of isoproturon in sandy soil<br />
Rys.<br />
Fig. 4. Effect of hyamine on the sorption of isoproturon in sandy soil<br />
4. Wpływ hiaminy na sorpcję izoproturonu w glebie piaszczystej<br />
Fig. 4. Effect of hyamine on the sorption of of isoproturon in in sandy soil soil<br />
40 bS<br />
100<br />
KSM/5<br />
30<br />
80<br />
KSM<br />
40<br />
bS<br />
100 100<br />
5KSM<br />
60<br />
20<br />
KSM/5<br />
80<br />
30<br />
80<br />
KSM<br />
40<br />
10<br />
5KSM<br />
60 60<br />
20<br />
20<br />
0<br />
40 40<br />
0<br />
10<br />
2 3 4 5 7,5 20 20 2 3 4 5 7,5<br />
C0, mg/dm 3<br />
C0, mg/dm 3<br />
0<br />
0 0<br />
2 3 4 55 7,5 7,5<br />
22 3 3 4 4 5 7,5<br />
C0, 3<br />
C0, mg/dm 3 5 7,5<br />
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu C0, mg/dm zasorbowana 3<br />
w nieobecności hiaminy, KSM/5, KSM C0, i mg/dm 5KSM 3<br />
– stężenia<br />
Objaśnienia: hiaminy, bS S – wielkość ilość izoproturonu sorpcji, C 0 – zasorbowana stężenie początkowe. w nieobecności Słupki błędu hiaminy, przedstawiają KSM/5, odchylenie KSM i 5KSM – stężenia<br />
hiaminy, bS S ilość – wielkość sorpcji, C nieobecności hiaminy, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia<br />
standardowe z trzech oznaczeń<br />
Rys. 5. Wpływ hiaminy sorpcję izoproturonu 0<br />
– stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
Objaśnienia: bS – ilość izoproturonu zasorbowana w glebie w nieobecności gliniastej hiaminy, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia<br />
standardowe z trzech wielkość oznaczeń. sorpcji, Fig. 5. hiaminy, Effect of S – hyamine wielkość on sorpcji, the sorption C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
0 – stężenie of isoproturon początkowe. in loamy Słupki soil błędu przedstawiają odchylenie<br />
standardowe<br />
standardowe z<br />
trzech<br />
trzech<br />
oznaczeń<br />
oznaczeń<br />
Rys. Rys. 5.<br />
5.<br />
5. Wpływ<br />
Wpływ hiaminy<br />
hiaminy na<br />
na<br />
sorpcję<br />
sorpcję<br />
na sorpcję izoproturonu<br />
izoproturonu<br />
izoproturonu w<br />
glebie<br />
glebie<br />
gliniastej w<br />
gliniastej<br />
glebie gliniastej<br />
Fig.<br />
Fig. 5. Effect of hyamine on the sorption of isoproturon in loamy soil<br />
5. 5. Effect<br />
8<br />
of bSof hyamine on the on sorption the sorption of isoproturon of isoproturon in loamy soil<br />
60<br />
in loamy soil<br />
KSM/5<br />
6 KSM<br />
45<br />
bS<br />
5KSM<br />
60<br />
8 bS<br />
4<br />
KSM/5<br />
60<br />
KSM/5<br />
30<br />
KSM<br />
45<br />
6 KSM<br />
45<br />
2 5KSM<br />
15<br />
5KSM<br />
30<br />
4<br />
30<br />
0<br />
0<br />
15<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2<br />
C0, mg/dm 3<br />
15<br />
C0, mg/dm 3<br />
0<br />
0<br />
0<br />
0<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
Objaśnienia: 2bS – ilość 3izoproturonu C0, mg/dm 4 3<br />
zasorbowana 5 w 7,5nieobecności SDS, KSM/5,<br />
2<br />
KSM<br />
3 C0, i mg/dm 5KSM<br />
4 3<br />
– stężenia<br />
5<br />
SDS,<br />
7,5<br />
S – wielkość sorpcji, C<br />
C0,<br />
0 –<br />
mg/dm 3<br />
C0, mg/dm 3<br />
stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z<br />
Objaśnienia: trzech oznaczeń bS – ilość izoproturonu zasorbowana w nieobecności SDS, KSM/5, KSM i 5KSM –<br />
Objaśnienia: Rys. 6. Wpływ bS – SDS ilość na izoproturonu sorpcję izoproturonu zasorbowana w glebie w nieobecności piaszczystej SDS, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia SDS,<br />
Objaśnienia: stężenia SDS,<br />
Fig. 6. S – Effect wielkość bS S<br />
of<br />
–– SDS<br />
ilość wielkość<br />
sorpcji, on<br />
izoproturonu sorpcji,<br />
the C 0 sorption – stężenie zasorbowana C<br />
of początkowe. isoproturon 0<br />
– stężenie w<br />
in Słupki nieobecności początkowe.<br />
sandy błędu soil przedstawiają SDS, Słupki KSM/5, błędu<br />
odchylenie KSM przedstawiają i 5KSM standardowe – stężenia odchylenie<br />
z SDS,<br />
standardowe<br />
trzech S – wielkość z trzech<br />
oznaczeń sorpcji, oznaczeń. C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z<br />
Rys. 6. trzech 6. Wpływ oznaczeń SDS SDS na sorpcję na sorpcję izoproturonu izoproturonu w glebie w piaszczystej glebie piaszczystej<br />
Rys. Fig. 6. 6. Effect Wpływ of SDS na on sorpcję the sorption izoproturonu of isoproturon w glebie in sandy piaszczystej soil<br />
Fig. 6. 6. Effect of of SDS SDS on the on sorption the sorption of isoproturon of isoproturon in sandy soil in sandy soil<br />
S, mg/kg<br />
S, mg/kg<br />
S, mg/kg<br />
S, S, mg/kg<br />
sorpcji<br />
% sorpcji % sorpcji<br />
sorpcji<br />
% sorpcji % sorpcji<br />
% sorpcji<br />
% sorpcji % sorpcji<br />
293
Paweł Muszyński<br />
i in. [2007]. Wykazano w nich, że obecność surfaktantów kationowych zwiększa sorpcję<br />
pestycydów w glebach. Wydaje się, że w prezentowanych badaniach pozytywny wpływ<br />
hiaminy na ilość zasorbowanego izoproturonu mógł być związany z sorpcją hiaminy i powstaniem<br />
w jej wyniku geosorbentów o zmodyfikowanych właściwościach sorpcyjnych.<br />
Według Xu i Boyd [1995], Zhu i in. [1998] oraz González i in. [2008] hydrofilowa część<br />
surfaktantów kationowych może wypierać kationy nieorganiczne słabo związane z powierzchnią<br />
minerałów ilastych lub znajdujące się w przestrzeniach między warstwami.<br />
Natomiast hydrofobowe końce surfaktantów nie biorą udziału w sorpcji wymiennej i kierują<br />
się w stronę fazy ciekłej. Ponieważ zasorbowane kationy organiczne są słabo solwatowane<br />
przez cząsteczki wody, mogą stanowić potencjalne miejsca sorpcji dla herbicydów<br />
obecnych w roztworze glebowym. Wskutek sorpcji surfaktantów kationowych zwiększa<br />
się także odstęp między warstwami minerałów.<br />
Davies i Jabeen [2002] wykazali, że cząsteczki izoproturonu mogą wnikać do wnętrza<br />
montmorylonitu i bentonitu. Wydaje się, że rozsunięcie płytek przez zasorbowane kationy<br />
organiczne powinno ułatwić interkalację izoproturonu między warstwy minerałów. Należy<br />
zauważyć, że w czwartorzędowym kationie hiaminy o ogólnym wzorze [(CH 3<br />
) 2<br />
NRR ’ ] + grupy<br />
R i R ’ są większymi podstawnikami niż grupy –CH 3<br />
(rys. 1). W związku z tym zastąpienie<br />
kationów nieorganicznych przez kationy hiaminy powinno skutkować znacznym rozsunięciem<br />
płytek, a to z kolei powinno sprzyjać większej sorpcji izoproturonu. Doong i in. [1996]<br />
uważają, że w wyniku sorpcji surfaktantów podwyższeniu ulega wartość KSM, czyli stężenie<br />
surfaktanta, przy którym zachodzi proces tworzenia miceli.<br />
Wpływ procesu sorpcji na wartość KSM jest nieznaczny w glebach wykazujących słabe<br />
zdolności sorpcyjne. Można przypuszczać, że jeśli ilość surfaktanta wprowadzonego do<br />
gleby jest duża, a jego sorpcja w glebie mała, może dochodzić do przekroczenia wartości<br />
KSM i tworzenia miceli. González i in. [2008] oraz Rodriguez-Cruz i in. [2004] uważają, że<br />
micele surfaktantów mogą wypierać z gleb uprzednio zasorbowane pestycydy. Należy sądzić,<br />
że przy dawce hiaminy 5KSM micele istniały w roztworze jeszcze przed jego wprowadzeniem<br />
do gleby. Wydaje się, że sorpcja w glebie piaszczystej zmniejszyła ilość miceli<br />
hiaminy, ale ponieważ pojemność sorpcyjna gleby piaszczystej jest ograniczona, formy te<br />
nadal były obecne w roztworze. Zatem mniejsza efektywność sorpcji izoproturonu w glebie<br />
piaszczystej przy najwyższym stężeniu hiaminy (5KSM) mogła być związana z desorpcją<br />
jego cząsteczek przez zagregowane formy hiaminy. Efektu tego nie obserwowano w glebie<br />
gliniastej ze względu na jej większą pojemność sorpcyjną w stosunku do gleby piaszczystej.<br />
Wpływ SDS na sorpcję izoproturonu w glebie piaszczystej i gliniastej przedstawiają rysunki<br />
6 i 7. Analiza wyników wskazuje, że sorpcja izoproturonu kształtowała się na różnym<br />
poziomie, zależnie od dawki SDS, a jej efektywność zmniejszała się ze wzrostem stężenia<br />
herbicydu. W glebie piaszczystej dawka SDS w stężeniu KSM/5 spowodowała zwiększenie<br />
sorpcji izoproturonu, za wyjątkiem roztworu o stężeniu 2 mg/dm 3 (rys. 6). Również dodatek<br />
SDS w stężeniu równym KSM miał dodatni wpływ na wielkość sorpcji izoproturonu. Nale-<br />
294
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
10 bS<br />
45<br />
10 KSM/5 bS<br />
45<br />
8<br />
KSM/5<br />
8<br />
106<br />
5KSM<br />
bS<br />
30 45<br />
30<br />
6 5KSM KSM/5<br />
84<br />
KSM<br />
4<br />
15 30<br />
62<br />
5KSM<br />
15<br />
2<br />
40<br />
150<br />
0<br />
0<br />
2 2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
Objaśnienia: 2 bS – ilość 3 izoproturonu 4 zasorbowana 5 7,5 w nieobecności 2 SDS, 3KSM/5, 4KSM i 5KSM 5 – 7,5<br />
Objaśnienia: stężenia SDS, bS S – ilość – wielkość izoproturonu C0, sorpcji, mg/dmzasorbowana 3 C 0<br />
– stężenie w nieobecności początkowe. SDS, Słupki KSM/5, błędu KSM przedstawiają C0, i 5KSM mg/dm– 3 stężenia odchylenie SDS,<br />
Objaśnienia: standardowe S – wielkość bS z – trzech ilość sorpcji, izoproturonu oznaczeń. C 0 – stężenie zasorbowana początkowe. w nieobecności Słupki błędu SDS, przedstawiają KSM/5, KSM odchylenie i 5KSM standardowe – stężenia z SDS,<br />
trzech S – wielkość oznaczeń sorpcji, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z<br />
Rys. Objaśnienia: Rys. 7. trzech 7. Wpływ Wpływ oznaczeń bS SDS – SDS ilość na sorpcję izoproturonu na sorpcję izoproturonu zasorbowana izoproturonu w glebie w nieobecności w gliniastej glebie gliniastej SDS, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia SDS,<br />
Rys. Fig. 7. 7. S<br />
7. Wpływ – wielkość<br />
Effect of SDS SDS sorpcji,<br />
of SDS na on sorpcję the C<br />
on 0 sorption –<br />
the izoproturonu stężenie of isoproturon początkowe.<br />
sorption w of glebie in Słupki<br />
isoproturon gliniastej loamy błędu soil przedstawiają odchylenie standardowe z<br />
in loamy soil<br />
Fig. 7. trzech Effect oznaczeń of SDS on the sorption of isoproturon in loamy soil<br />
Rys. 7. Wpływ SDS na sorpcję izoproturonu w glebie gliniastej<br />
Fig. 7. Effect of<br />
8 bSSDS on the sorption of isoproturon in loamy soil<br />
30<br />
8 KSM/5 bS<br />
30<br />
6<br />
KSM/5<br />
68<br />
20<br />
5KSM<br />
bS<br />
30<br />
4 5KSM KSM/5<br />
20<br />
46<br />
KSM<br />
10<br />
2<br />
20<br />
5KSM<br />
10<br />
24<br />
0<br />
10<br />
0<br />
02<br />
0<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 4 5 7,5<br />
Objaśnienia: : bS bS –– ilość ilość izoproturonu C0, mg/dm 3<br />
zasorbowana w nieobecności w nieobecności tweenu, tweenu, KSM/5, KSM/5, C0, mg/dm i 5KSM 3 – i stężenia 5KSM –<br />
Objaśnienia: stężenia tweenu, tweenu, : S bS – – wielkość S ilość – wielkość izoproturonu sorpcji, sorpcji, C 0<br />
zasorbowana – stężenie C początkowe. w nieobecności Słupki tweenu, błędu przedstawiają KSM/5, KSM odchylenie i 5KSM – stężenia<br />
0<br />
– stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
standardowe standardowe tweenu, S z – trzech wielkość z trzech oznaczeń.<br />
sorpcji, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
Rys. Objaśnienia: 8. standardowe Wpływ : bS tweenu – z ilość trzech na izoproturonu sorpcję oznaczeń izoproturonu zasorbowana w glebie w nieobecności piaszczystej tweenu, KSM/5, KSM i 5KSM – stężenia<br />
Fig. Rys. 8. 8. tweenu, 8. Effect Wpływ of S tweenu – tweenu wielkość na on sorpcję the sorpcji, na sorption sorpcję izoproturonu C 0 – of stężenie izoproturonu isoproturon w początkowe. glebie in sandy piaszczystej w glebie Słupki soil piaszczystej<br />
błędu przedstawiają odchylenie<br />
Fig. 8. standardowe Effect of tween z trzech on the oznaczeń sorption of isoproturon in sandy soil<br />
Rys.<br />
Fig.<br />
8.<br />
8.<br />
Wpływ<br />
Effect<br />
tweenu<br />
of tween<br />
na sorpcję<br />
on the<br />
izoproturonu<br />
sorption of<br />
w glebie<br />
isoproturon<br />
piaszczystej<br />
in sandy soil<br />
8 bS<br />
Fig. 8. Effect of tween on the sorption of isoproturon in sandy soil 30<br />
8 KSM/5 bS<br />
30<br />
6<br />
KSM/5<br />
68<br />
20<br />
5KSM<br />
bS<br />
30<br />
20<br />
4 5KSM KSM/5<br />
46<br />
KSM<br />
10<br />
2<br />
20<br />
5KSM<br />
10<br />
24<br />
0<br />
10<br />
0<br />
02<br />
2 3 4 5 7,5 0<br />
2 3 4 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
2 3 C0, mg/dm 4 3 5 7,5<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
0<br />
C0, mg/dm 3<br />
Objaśnienia: 2bS – ilość 3izoproturonu 4 zasorbowana 5 7,5 w nieobecności tweenu, 2 KSM/5, 3 KSM i 45KSM – 5stężenia<br />
7,5<br />
Objaśnienia: tweenu, bS S – wielkość ilość izoproturonu C0, sorpcji, mg/dmC 3<br />
0<br />
zasorbowana – stężenie początkowe. w nieobecności Słupki tweenu, błędu KSM/5, przedstawiają KSM C0, mg/dm odchylenie i 5KSM 3 – stężenia<br />
standardowe tweenu, S – wielkość z trzech oznaczeń sorpcji, C 0 – stężenie początkowe. Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />
Rys. Objaśnienia:<br />
9. standardowe Wpływ bS bS<br />
tweenu – ilość – ilość<br />
z trzech na izoproturonu izoproturonu<br />
sorpcję oznaczeń izoproturonu zasorbowana zasorbowana<br />
w glebie w nieobecności w nieobecności<br />
gliniastej tweenu, KSM/5, tweenu, KSM KSM/5, i 5KSM KSM – stężenia i 5KSM –<br />
stężenia<br />
Fig. Rys. 9. 9. tweenu, tweenu,<br />
Wpływ Effect of S tweenu – wielkość S – wielkość<br />
na on sorpcję the sorpcji, sorpcji,<br />
sorption izoproturonu C 0 – of stężenie C<br />
isoproturon 0<br />
– stężenie<br />
w początkowe. początkowe.<br />
glebie in loamy gliniastej Słupki soil błędu Słupki przedstawiają błędu przedstawiają odchylenie odchylenie<br />
standardowe<br />
Fig. 9. standardowe z trzech<br />
Effect of tween z trzech oznaczeń.<br />
on the oznaczeń sorption of isoproturon in loamy soil<br />
Rys. 9. 9. Wpływ Wpływ tweenu tweenu na sorpcję na sorpcję izoproturonu izoproturonu w glebie gliniastej w glebie gliniastej<br />
Fig. 9. Effect of tween on the sorption of isoproturon in loamy soil<br />
Fig. 9. Effect of tween on the sorption of isoproturon in loamy soil<br />
S, mg/kg S, mg/kg S, S, mg/kg S, mg/kg S, % sorpcji % % sorpcji<br />
% sorpcji % % sorpcji<br />
% sorpcji % % sorpcji<br />
295
Paweł Muszyński<br />
ży zaznaczyć, że dla stężeń początkowych 2 i 3 mg/dm 3 efekt ten był wyraźnie większy niż<br />
w wariancie z dawką KSM/5. Najwyższą efektywność sorpcji (51,6%) obserwowano dla stężenia<br />
izoproturonu 2 mg/dm 3 . Dla najwyższego stężenia SDS (5KSM) odnotowano zmniejszenie<br />
sorpcji izoproturonu. Przy stężeniach izoproturonu: 4, 5 i 7,5 mg/dm 3 sorpcja kształtowała<br />
się na poziomie średnio 2-krotnie niższym niż w glebie piaszczystej bez dodatku SDS.<br />
W glebie gliniastej wpływ SDS na sorpcję izoproturonu miał podobny charakter (rys. 7).<br />
Dla dawek KSM/5 i KSM odnotowano zwiększenie, zaś dla dawki 5KSM – zmniejszenie<br />
sorpcji w stosunku do jej wartości bez dodatku SDS. Podobnie jak w glebie piaszczystej,<br />
maksymalną sorpcję izoproturonu zaobserwowano w obecności SDS o stężeniu KSM. Efekt<br />
zwiększenia sorpcji izoproturonu w obecności SDS o stężeniach KSM i KSM/5 mógł być<br />
związany z elektrostatycznym przyciąganiem anionów SDS przez ładunki dodatnie znajdujące<br />
się na krawędziach minerałów ilastych. Zdaniem Howera [1970] anionowe surfaktanty<br />
są wiązane na krawędziach płytek montmorylonitu, podobnie jak inne ujemnie naładowane<br />
jony. Można sądzić, że w wyniku sorpcji SDS centra aktywne, które pierwotnie miały charakter<br />
hydrofilowy, stały się bardziej hydrofobowe i przez to w większym stopniu dostępne<br />
dla niepolarnych cząsteczek izoproturonu. Ponieważ, jak wykazano w badaniach Howera<br />
[1970], sorpcja anionowych surfaktantów nie powoduje rozsunięcia płytek minerałów, dlatego<br />
SDS był mniej efektywny w zwiększaniu sorpcji izoproturonu w porównaniu do hiaminy.<br />
Zmniejszenie sorpcji izoproturonu w badanych glebach przy dawce SDS 5KSM należy<br />
tłumaczyć desorpcją herbicydu przez micelle SDS. W badaniach Sánchez-Camazano i in.<br />
[2000] oraz Sánchez-Martín i in. [2003] obserwowno desorpcję herbicydów z gleb przy dawkach<br />
SDS powyżej KSM. Silna sorpcja nie sprzyja procesowi micelizacji, ale Rodriguez-<br />
-Cruz i in. [2005] wykazali, że SDS jest w małym stopniu wiązany przez gleby.<br />
W niniejszych badaniach konsekwencją mniejszego powinowactwa SDS do użytych<br />
gleb mogło być wyższe stężenie jego miceli w roztworze i wynikająca stąd większa skuteczność<br />
anionowego surfaktantu w obniżaniu sorpcji izoproturonu niż przy dawce hiaminy<br />
5KSM.<br />
Wpływ tweenu na sorpcję izoproturonu w badanych glebach przedstawiono na rysunkach<br />
8 i 9. Stwierdzono, że w obecności tweenu sorpcja izoproturonu kształtowała się na<br />
niższym poziomie niż w układzie bez surfaktanta. W glebie piaszczystej efektywność sorpcji<br />
była najmniejsza przy dawce tweenu równej KSM i zmieniała się w granicach od 11,1%<br />
dla stężenia izoproturonu 2 mg/dm 3 do 8,9% dla stężenia izoproturonu 7,5 mg/dm 3 (rys.<br />
8). Większą skuteczność sorpcji zaobserwowano przy stężeniach tweenu poniżej i powyżej<br />
KSM. Należy zaznaczyć, że różnice w stopniach sorpcji między dawkami 5KSM i KSM/5 były<br />
na ogół niewielkie. Przykładowo, dla stężenia izoproturonu 7,5 mg/dm 3 skuteczność sorpcji<br />
wynosiła 11,9% dla dawki 5KSM oraz 11,4% dla dawki KSM/5. Podobny efekt tweenu obserwowano<br />
w glebie gliniastej (rys. 9). Analogicznie jak w glebie piaszczystej ilość izoproturonu<br />
zabsorbowana przez glebę gliniastą była najmniejsza dla dawki tweenu wynoszącej KSM.<br />
Przy najniższym i najwyższym stężeniu izoproturonu odpowiednie wartości sorpcji wynosiły<br />
296
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
1 mg/kg oraz 6,1 mg/kg, co w odniesieniu do zawartości początkowej stanowiło kolejno 10,5<br />
i 16,2%. Analiza wyników wskazuje, że przy dawkach tweenu 5KSM i KSM/5 efektywność<br />
sorpcji izoproturonu była wyższa w porównaniu z efektywnością przy dawce KSM.<br />
Zmniejszenie sorpcji izoproturonu w badanych glebach sugeruje, że tween wykazywał<br />
powinowactwo do miejsc sorpcyjnych, które mogły zajmować cząsteczki izoproturonu. Jest<br />
to o tyle możliwe, że tween – podobnie jak izoproturon – należy do związków niejonowych.<br />
Ertli i in. [2004], Senesi i Testini [1983] oraz Spark i Swift [1994] wykazali, że sorpcja izoproturonu<br />
zachodzi w wyniku tworzenia wiązań wodorowych między atomami O i N herbicydu<br />
a grupami –COOH i –OH sorbentów glebowych. Podobnie cząsteczki tweenu ze względu<br />
na obecność grup –OH również mogą być wiązane za pomocą wiązań wodorowych. Prawdopodobnie<br />
więc konkurencja tweenu do miejsc sorpcyjnych była przyczyną zmniejszenia<br />
sorpcji izoproturonu w glebie piaszczystej i gliniastej.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Szereg powinowactwa gleb względem izoproturonu układał się następująco: gleba gliniasta<br />
> gleba piaszczysta. Kolejność w szeregu była zgodna z pojemnością sorpcyjną<br />
badanych gleb.<br />
2. Sorpcja izoproturonu była procesem szybkim i zmniejszała się ze wzrostem jego stężenia.<br />
3. Dodatek hiaminy, SDS i tweenu wpływał na wielkość sorpcji izoproturonu w glebach.<br />
Intensywność sorpcji zależała od stężenia izoproturonu i zastosowanej dawki surfaktanta<br />
oraz właściwości sorpcyjnych gleby. Hiamina oraz SDS w dawce KSM/5 i KSM<br />
zwiększały ilość izoproturonu, jaka była wiązana przez gleby, natomiast tween ograniczał<br />
sorpcję izoproturonu.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ABU-ZREIG M., RUDRA R.P., DICKENSON W.T. 2003. Effect of application of surfactants<br />
on hydraulic properties of soil. Biosystems Engineering 84(3): 363–372.<br />
BANASZKIEWICZ T. 2003. Chemiczne środki ochrony roślin: zagadnienia ogólne. Wydaw.<br />
UW-M, Olsztyn.<br />
BENOIT P., MADRIGAL I., PRESTON C.M., CHENU C., BARRIUSO E. 2008. Sorption and<br />
desorption of non-ionic herbicides onto particulate organic matter from surface soils<br />
under different land uses. Eur. J. Soil Sci. 59: 178–189.<br />
CUI Z.G., CANSELIER J.P., ZHOU X.Q. 2002. Mixed adsorption and surface tension prediction<br />
of nonideal ternary surfactant systems. 14 th SIS conference, June, Barcelona.<br />
DAVIES J.E.D., JABEEN N. 2002. The adsorption of herbicides and pesticides on clay minerals<br />
and soils. Part 1. Isoproturon. Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic<br />
Chemistry 43: 329–336.<br />
297
Paweł Muszyński<br />
DOONG R., LEI W., CHEN T., LEE CH., CHEN J., CHANG W. 1996. Effect of anionic and<br />
nonionic surfactants on sorption and micellar solubilization of monocyclic aromatic<br />
compounds. Wat. Sci. Tech. 34(7–8): 327–338.<br />
DUROVIĆ R., GAJIĆ-UMILJENDIĆ J., DORDEVIĆ T. 2009. Effects of organic matter<br />
and clay content in soil on pesticide adsorption processes. Pestic. Phytomed. 24:<br />
51–57.<br />
ERTLI T., MARTON A., FÖLDÉNYI R. 2004. Effect of pH and the role of organic matter in<br />
the adsorption of isoproturon on soils. Chemosphere 57: 771–779.<br />
GAILLARDON P., DUR J.C. 1995. Influence of soil moisture on short-term adsorption of<br />
diuron and isoproturon by soil. Pest. Sci. 45: 297–303.<br />
GEVAO B., SEMPLE K.T., JONES K.C. 2000. Bound pesticide residues in soils: a review.<br />
Environ. Pollut. 108: 3–14.<br />
GONZÁLEZ M., MINGORANCE M.D., SÁNCHEZ L., PEÑA A. 2008. Pesticide adsorption<br />
on a calcareous soil modified with sewage sludge and quaternary alkyl-ammonium<br />
cationic surfactants. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 15(1): 8–14.<br />
HERNÁNDEZ-SORIANO M.C., MINGORANCE M.D., PEÑA A. 2007. Interaction of pesticides<br />
with a surfactant-modified soil interface: Effect of soil properties. Colloids and<br />
Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects 306: <strong>49</strong>–55.<br />
HOWER W.F. 1970. Adsorption of surfactants on montmorillonite. Clays and Clay Minerals<br />
18: 97–105.<br />
IGLESIAS-JIMÉNEZ E., POVEDA E., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO<br />
M. 1997. Effect of the nature of exogenous organic matter on pesticide sorption by the<br />
soil. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 33(2): 117–124.<br />
LAHA S., TANSEL B., USSAWARUJIKULCHAI A. 2009. Surfactant–soil interactions during<br />
surfactant-amended remediation of contaminated soils by hydrophobic organic<br />
compounds: A review. Journal of Environmental Management 90: 95–100.<br />
LEE J.F., CRUM J.R., BOYD S.A. 1989. Enhanced retention of organic contaminants by<br />
soils exchanged with organic cations. Environ. Sci. Technol. 23(11): 1365–1372.<br />
MIYAMOTO S. 1985. Effects of wetting agents on water infiltration into poorly wettable<br />
sand, dry sand and wettable soils. Irrigation Science 125: 184–187.<br />
NEMETH-KONDA L., FÜLEKY G., MOROVJAN G., CSOKAN P. 2002. Sorption behaviour<br />
of acetochlor, atrazine, carbendazim, diazinon, imidacloprid and isoproturon on Hungarian<br />
agricultural soil. Chemosphere 48: 545–552.<br />
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., ANDRADES M.S., SÁNCHEZ-CA-<br />
MAZANO M. 2007. Retention of pesticides in soil columns modified in situ and ex situ<br />
with a cationic surfactant. Sci. Total Environ. 378: 104–108.<br />
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2004.<br />
Enhanced desorption of herbicides sorbed on soils by addition of Triton X-100. J. Environ.<br />
Qual. 33(3): 920–929.<br />
298
Wpływ surfaktantów na sorpcję izoproturonu w glebach<br />
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2005.<br />
A comparative study of adsorption of an anionic and a non-ionic surfactant by soils<br />
based on physicochemical and mineralogical properties of soils. Chemosphere 61:<br />
56–64.<br />
RODRIGUEZ-CRUZ M.S., SÁNCHEZ-MARTIN M.J., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2006.<br />
Surfactant-enhanced desorption of atrazine and linuron residues as affected by aging<br />
of herbicides in soil. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 50: 128–137.<br />
SÁNCHEZ-CAMAZANO M., RODRÍGUEZ-CRUZ S., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J. 2003.<br />
Evaluation of component characteristics of soil-surfactant-herbicide system that affect<br />
enhanced desorption of linuron and atrazine preadsorbed by soils. Environ. Sci. Technol.<br />
37(12): 2758–66.<br />
SÁNCHEZ-CAMAZANO M., SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., RODRÍGUEZ-CRUZ S. 2000. Sodium<br />
dodecyl sulphate-enhanced desorption of atrazine: Effect of surfactant concentration<br />
and of organic matter content of soils. Chemosphere 41(8): 1301–1305.<br />
SÁNCHEZ-MARTÍN M.J., RODRÍGUEZ-CRUZ S., SÁNCHEZ-CAMAZANO M. 2003.<br />
Study of the desorption of linuron from soils to water enhanced by the addition of an<br />
anionic surfactant to soil–water system. Water Res. 37(13): 3110–3117.<br />
SENESI N., TESTINI C. 1983. Spectroscopic investigation of electron donor-acceptor processes<br />
involving organic free radicals in the adsorption of substituted urea herbicides<br />
by humic acids. Pest. Sci. 14(1): 79–89.<br />
SINGH N., KLOEPPEL H., KLEIN W. 2001. Sorption behavior of metolachlor, isoproturon,<br />
and terbuthylazine in soils. J. Environ. Sci. Health B 36(4): 397–407.<br />
SMITH E., SMITH J., NAIDU R., JUHASZ A.L. 2004. Desorption of DDT from a contaminated<br />
soil using cosolvent and surfactant washing in batch experiments. Water, Air,<br />
and Soil Pollution 151: 71–86.<br />
SPARK K.M., SWIFT R.S. 1994. Investigation of the interaction between pesticides and<br />
humic sunstances using fluorescence spectroscopy. Sci. Total Environ. 152(1): 9–17.<br />
WOLFE M.F., SEIBER I.N. 1993. Environmental activation of pesticides. Occup. Med. 8<br />
(3): 561–573.<br />
XIARCHOS I., DOULIA D. 2006. Effect of nonionic surfactants on the solubilization of alachlor.<br />
J. Hazard. Mater. B 136: 882–888.<br />
XU S., BOYD S.A. 1995. Cation surfactant sorption to a vermiculite subsoil via hydrophobic<br />
bonding. Environ. Sci. Technol. 29(2): 312–320.<br />
YEH D.H., PENNELL K.D., PAVLOSTATHIS S.G. 1998. Toxicity and biodegradability<br />
screening of nonionic surfactants using sediment-derived methanogenic consortia.<br />
Water Science and Technology 38(7): 55–62.<br />
ZHU L., REN X., YU S. 1998. Use of cetyltrimethylammonium bromide-bentonite to remove<br />
organic contaminants of varying polar character from water: Environ. Sci. Technol. 32<br />
(21): 3374–3378.<br />
299
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Bernard Gałka*<br />
Wybrane PIERWIASTKI SZKODLIWE W GLEBACH I MARCHWI NA<br />
TERENIE RODZINNYCH OGRODÓW DZIAŁKOWYCH „ZABOBRZE”<br />
W JELENIEJ GÓRZE<br />
Selected HARMFUL ELEMENTS IN SOILS AND CARROTS IN<br />
FAMILY allotment gardens „ZABOBRZE” IN JELENIA GÓRA<br />
Słowa kluczowe: metale ciężkie, ogródki działkowe, właściwości gleb.<br />
Key words: heavy metals, allotment gardens, soil properties.<br />
The study was carried out in the family allotment gardens „Zabobrze” in Jelenia Gora, situated<br />
in the close neighborhood of national road No 3 (E-65), at John Paul II street, and<br />
close to the railway line Jelenia Góra - Lwówek Śląski. In their close proximity, there is also<br />
a coal-fired co-generation plant, supplied with desulphurization system.<br />
Seven allotment gardens were selected for analysis, from which soil material was sampled<br />
from the depth of 5−15 and 30–40 cm, and the roots of carrots were collected as an example<br />
of plant material produced in those gardens. It was found that soils had a natural content<br />
of lead, zinc and copper. The concentrations of all three metals were higher in the layer<br />
5−15 cm than those in 30–40 cm. In all of soil samples examined, metal concentrations<br />
remained below the limits for cultivation of vegetables established by IUNG, and below the<br />
values of soil quality standards, according to Ministerial Decree.<br />
Carrot roots contained natural concentrations of lead, zinc and copper, which did not<br />
exceed the maximum permissible values according to the guidelines by IUNG, and fulfilled<br />
the conditions given for Pb in the Regulations by European Community Commission<br />
[Rozporządzenie… 2006]. Metal concentrations in carrot roots did not correlate with the<br />
concentrations of those metals in 5–5 cm soil layer.<br />
* Dr inż. Bernard Gałka – <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie i <strong>Ochrony</strong> Środowiska; Uniwersytet<br />
Przyrodniczy we Wrocławiu; ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław, tel.: 71 320 56 27;<br />
e-mail: bernard.galka@up.wroc.pl<br />
300
Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych ogrodów...<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Ogródki działkowe są elementem zieleni miejskiej i z ekologicznego punktu widzenia<br />
stanowią obszary biologicznie czynne, niezależnie od tego, jak są użytkowane, urządzone<br />
i kto nimi administruje. Uczestniczą w procesach łagodzących negatywne zmiany w środowisku<br />
człowieka spowodowane urbanizacją. W aglomeracjach miejsko-przemysłowych<br />
coraz większym problemem staje się stan środowiska ogródków działkowych. Wyniki licznych<br />
badań wskazują, że pyły i aerozole emitowane przez lokalne zakłady przemysłowe,<br />
kotłownie, transport samochodowy, mogą doprowadzić do nadmiernego nagromadzenia<br />
pierwiastków metalicznych w glebach ogrodowych [Gambuś i Wieczorek 1995, Właśniewski<br />
2004, Szerszeń i in. 1996, Kawałko i Bylicka 2004, Kabała i in. 2009]. Przy drogach<br />
i ulicach wylotowych bardzo często są zlokalizowane ogródki działkowe. Największą akumulację<br />
metali ciężkich obserwuje się w powierzchniowych poziomach gleb w najbliższym<br />
sąsiedztwie drogi. Ogrody działkowe powinny być więc sytuowane w rejonach nieobjętych<br />
bezpośrednio emisjami przemysłowymi i z dala od głównych szlaków komunikacyjnych<br />
[Chodak i Kawałko 1996].<br />
W warzywach z ogródków działkowych zlokalizowanych na terenie dużych miast lub<br />
w okręgach przemysłowych powinno określać się ilość metali ciężkich. W licznych pracach<br />
wykazano bowiem akumulację niektórych metali (Zn, Pb, Cu, Cd) w powierzchniowej warstwie<br />
gleby oraz wzrost ilości ołowiu, kadmu i innych metali w różnych warzywach [Sommer-Urbańska<br />
i in. 1992, Jasiewicz 1994, Chodak i in. 1995, Gontarz i Dmowski 2004, Jagiełło<br />
i in. 2004, Rogóż 2003].<br />
Celem niniejszej pracy jest przedstawienie wybranych właściwości fizykochemicznych<br />
gleb ze szczególnym uwzględnieniem zawartości w nich wybranych metali ciężkich, a także<br />
zawartości tych metali w korzeniach marchwi – jako przykładowej roślinie uprawianej na<br />
terenie rodzinnych ogródków działkowych „Zabobrze” w Jeleniej Górze.<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Obiektem badań były rodzinne ogródki działkowe „Zabobrze” w Jeleniej Górze. Powierzchnia<br />
ogródków działkowych wynosi ogółem 5,1 ha, a liczba działek 146. Ogródki te są położone<br />
w północno-zachodniej części Jeleniej Góry w sąsiedztwie drogi krajowej <strong>nr</strong> 3 (E-65), przy ulicy<br />
Jana Pawła II oraz w pobliżu linii kolejowej Jelenia Góra - Lwówek Śląski. Bliskie sąsiedztwo<br />
stanowi także elektrociepłownia zarządzana przez Przedsiębiorstwo Energetyki Cieplnej,<br />
opalana miałem węgla kamiennego i posiadająca instalację odsiarczającą.<br />
Materiał glebowy został pobrany w 7 ogródkach działkowych, z dwóch głębokości:<br />
5−15 cm oraz 30–40 cm. Każda próba stanowiła średnią z 3 punktów oddalonych od siebie<br />
o około 3–4 metrów. Korzenie marchwi pobrano w okresie jesiennym, z tych samych<br />
ogródków działkowych co próbki glebowe.<br />
301
Bernard Gałka<br />
Materiał pobrano w roku 2008. W próbkach glebowych oznaczono skład granulometryczny<br />
metodą dyspersji laserowej, przy użyciu aparatu Mastersizer 2000 Hydro 2000 G”<br />
firmy Malvern, węgiel organiczny (C org<br />
.) metodą Tiurina i zawartość azotu ogólnego metodą<br />
Kjeldahla, po czym obliczono stosunek C:N.<br />
Oznaczono także podstawowe właściwości fizykochemiczne gleb:<br />
1) odczyn w 1M KCl metodą potencjometryczną,<br />
2) kwasowość hydrolityczną metodą Kappena,<br />
3) zasadowe kationy wymienne (Ca 2+ , Mg 2+ , K + , Na + ) metodą Pullmana.<br />
Obliczono całkowitą pojemność sorpcyjną gleb T oraz stopień wysycenia kationami<br />
zasadowymi V.<br />
Zasobność gleb w makroelementy przyswajalne dla roślin określono dla magnezu metodą<br />
Schachtschabela, a dla fosforu i potasu – metodą Egnera-Riehma.<br />
Zawartość pierwiastków potencjalnie szkodliwych, tj. Pb, Zn i Cu, oznaczono – po mineralizacji<br />
w wodzie królewskiej – metodą AAS.<br />
W materiale roślinnym określono wilgotność i oznaczono metodą AAS zawartość całkowitą<br />
Pb, Zn i Cu, po suchej mineralizacji próbek i roztworzeniu popiołu w kwasach azotowym<br />
i solnym. Wyniki przedstawiono w odniesieniu do suchej i świeżej masy materiału.<br />
3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />
Gleby analizowanych ogródków działkowych wykazują mało zróżnicowany skład granulometryczny.<br />
Są to gliny piaszczyste oraz pyły gliniaste (tab. 1), zaliczane według kategorii<br />
ciężkości agrotechnicznej do gleb średnich.<br />
Zawartość węgla organicznego (C org<br />
) w warstwie 5−15 cm analizowanych próbek glebowych<br />
była dość wysoka, co jest cechą typową dla gleb ogródków działkowych, i wahała<br />
się w przedziale od 2,16% do 3,72%. Obliczona zawartość próchnicy w warstwie 5−15 cm<br />
gleb wynosiła od 3,72% do 6,42% (tab. 2). W warstwie 30–40 cm analizowanych próbek<br />
zawartość węgla organicznego była mniejsza, choć w kilku próbkach – znaczna, i wynosiła<br />
od 0,5% do 2,77%. Procentowa zawartość próchnicy wynosiła od 0,87% do 4,78% (tab. 2).<br />
Zawartość azotu ogólnego w próbkach z głębokości 5−15 cm wynosiła od 0,14% do<br />
0,38%, a w próbkach z głębokości 30-40 cm od 0,14% do 0,24% (tab. 2). Stosunek C:N<br />
w warstwie 5−15 cm badanych gleb kształtował się od 8,5 do 22,1, to jest w zakresie korzystnym<br />
ze względu na wzrost roślin.<br />
Odczyn gleb był w większości próbek obojętny, a w kilku wypadkach – lekko kwaśny.<br />
Wartości pH w warstwie 5−15 cm kształtowały się w zakresie od 6,1 do 7,2, w warstwie 30-<br />
40 cm natomiast były mniejsze i mieściły się w przedziale od 5,0 do 6,4. Wartości kwasowości<br />
hydrolitycznej gleb wykazywały związek z odczynem i zawierały się w zakresie od<br />
0,37 do 1,65 cmol(+)/kg gleby w warstwie 5−15 cm oraz od 1,05 do 3,45 cmol(+)/kg gleby<br />
w warstwie 30–40 cm (tab. 1).<br />
302
Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych ogrodów...<br />
Tabela 1. Wybrane właściwości fizykochemiczne badanych gleb<br />
Table 1. Selected physicochemical properties of soils<br />
Numer<br />
działki<br />
I<br />
II<br />
III<br />
IV<br />
V<br />
VI<br />
VII<br />
Głębokość,<br />
cm<br />
pH<br />
1M<br />
KCl<br />
Hh*<br />
Wymienne kationy zasadowe<br />
Ca 2+ Mg 2+ K + Na + S*<br />
T* V*<br />
cmol (+)/kg %<br />
Grupa<br />
granulometryczna,<br />
PTG 2008<br />
5−15 6,1 1,65 13,6 2,02 0,25 0,30 16,1 17,8 90,7 gp<br />
30–40 5,0 3,45 10,0 1,15 0,17 0,26 11,5 15,0 77,0 pyg<br />
5−15 7,2 0,37 22,4 1,25 0,32 0,44 24,4 24,7 98,5 gp<br />
30–40 6,1 1,57 16,0 1,09 0,22 0,33 17,6 19,2 91,8 pyg<br />
5−15 7,0 0,52 24,0 1,30 0,28 0,46 26,0 26,5 98,0 pyg<br />
30–40 6,4 1,05 13,6 1,00 0,25 0,29 15,1 16,1 93,5 gp<br />
5−15 6,6 0,9 18,0 1,63 0,15 0,34 19,7 20,6 95,6 gp<br />
30–40 6,0 2,02 12,0 1,08 0,16 0,26 13,5 15,5 86,9 gp<br />
5−15 6,3 1,5 16,0 2,15 0,21 0,33 18,6 20,1 92,5 gp<br />
30–40 5,5 2,17 10,0 1,51 0,15 0,22 11,8 14,0 84,5 gp<br />
5−15 7,0 0,6 22,0 1,14 0,39 0,40 23,9 24,5 97,5 gp<br />
30–40 6,1 1,8 12,0 1,01 0,27 0,30 13,5 15,3 88,2 gp<br />
5−15 6,9 0,6 20,8 1,30 0,18 0,43 22,7 23,3 97,4 gp<br />
30–40 5,4 1,5 8,0 0,70 0,11 0,30 9,11 10,6 85,8 gp<br />
Objaśnienia: Hh – kwasowość hydrolityczna, S – suma wymiennych kationów zasadowych, T – całkowita<br />
pojemność sorpcyjna, V – stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi.<br />
Udział kationów zasadowych w kompleksie sorpcyjnym w pobranych próbkach kształtował<br />
się następująco: Ca 2+ > Mg 2+ >Na + > K + (tab. 1), co jest typowe w glebach Polski.<br />
Stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi był wysoki, w przedziale<br />
od 90,7% do 98,5% w warstwie 5−15 cm oraz od 77,0% do 93,5% w warstwie 30-40 cm<br />
(tab. 1). Pojemność sorpcyjna analizowanych próbek glebowych mieściła się w warstwie<br />
powierzchniowej (5−15 cm) od 17,8 do 26,6 cmol(+)/kg, a w warstwie 30-40 cm była mniejsza,<br />
wynosiła od 10,6 do 19,2 cmol(+)/kg (tab. 1), co ma związek z mniejszą zawartością<br />
próchnicy w głębszej warstwie gleby.<br />
Odnosząc zawartość kationów zasadowych w pobranych próbkach glebowych do kryteriów<br />
oceny odporności gleb na degradację chemiczną według Siuty [Karczewska 2008],<br />
można stwierdzić, że przeważająca część badanych gleb należy do kategorii odpornych<br />
i bardzo odpornych na czynniki degradacji chemicznej.<br />
W warstwie 5−15 cm badanych gleb stwierdzono zróżnicowaną zasobność w makroskładniki<br />
przyswajalne dla roślin (tab. 2). Tylko w jednym wypadku (działka I) stwierdzono<br />
małą zawartość przyswajalnego fosforu (8,4 mg P 2<br />
O 5<br />
/100g). W pozostałych glebach zawartość<br />
fosforu przyswajalnego mieściła się w przedziale od 15,9 do 33,3 mg P 2<br />
O 5<br />
/100g, to jest<br />
w zakresie wartości wysokich i bardzo wysokich (tab. 2). Zasobność w potas gleby w warstwie<br />
5−15 cm, mieszczącą się w przedziale od 7,5 do 29,3 mg K 2<br />
O /100 g, w większości próbek<br />
należy ocenić jako niską i średnią, a tylko w jednym wypadku jako bardzo wysoką. Zawartość<br />
form przyswajalnych magnezu w próbkach glebowych pobranych z głębokości 5−15 cm<br />
303
Bernard Gałka<br />
wynosiła od 3,3 do 14,0 mg na 100g i odzwierciedlała szerokie spektrum zasobności od małej<br />
do bardzo dużej. Zróżnicowanie zawartości przyswajalnych form makroelementów w glebach<br />
poszczególnych działek niewątpliwie było spowodowane stosowaniem na nich przez poszczególnych<br />
użytkowników różnych zabiegów agrotechnicznych i różnymi dawek nawozów.<br />
Tabela 2. Właściwości chemiczne badanych gleb<br />
Table 2. Chemical properties of soils<br />
Numer<br />
działki<br />
Głębokość,<br />
cm<br />
C org.,<br />
%<br />
N, % C/N<br />
Przyswajalne formy<br />
makroelementów<br />
Całkowite zawartości<br />
metali<br />
P 2<br />
O 5<br />
K 2<br />
O Mg Pb Zn Cu<br />
mg/100 g<br />
mg/kg<br />
I 5−15 3,28 0,38 8,53 8,4 10,6 14,0 37,5 81,7 19,5<br />
30–40 2,77 0,24 11,3 4,2 6,2 8,0 28,9 52,5 16,5<br />
II 5−15 2,16 0,19 11,2 22,7 14,4 5,8 36,4 88,2 20,7<br />
30–40 1,88 0,22 8,28 7,6 7,2 6,0 28,7 60,0 20,0<br />
III 5−15 3,10 0,14 22,1 33,3 12,5 5,7 31,2 94,0 19,0<br />
30–40 1,69 0,19 8,79 11,6 10,1 6,0 17,4 55,2 14,2<br />
IV 5−15 3,72 0,35 10,6 31,3 29,3 7,6 39,6 91,5 23,2<br />
30–40 2,48 0,17 14,1 8,1 26,8 6,3 28,3 46,5 15,7<br />
V 5−15 3,13 0,28 11,1 24,9 7,7 13,7 32,8 74,7 18,5<br />
30–40 1,17 0,14 8,37 4,7 4,5 11,9 14,5 48,5 10,5<br />
VI 5−15 3,07 0,28 10,9 31,1 19,8 5,2 37,8 33,5 21,0<br />
30–40 1,68 0,17 9,61 4,1 11,9 6,1 22,3 51,0 14,0<br />
VII 5−15 2,64 0,28 9,45 15,9 7,5 3,3 34,3 67,7 21,0<br />
30–40 0,50 0,14 3,62 1,1 2,3 1,8 11,0 30,7 8,5<br />
Całkowite zawartości trzech potencjalnie szkodliwych metali: Pb, Zn i Cu w analizowanych<br />
próbkach gleb wykazywały stosunkowo niewielkie zróżnicowanie. W próbkach<br />
pobranych z głębokości 5−15 cm zawartości ołowiu zawierały się w stosunkowo wąskim<br />
przedziale, od 31,3 do 39,6 mg/kg, a wyrażony w procentach współczynnik zmienności,<br />
określający stosunek odchylenia standardowego do średniej, był niski i wyniósł jedynie<br />
8,4%. Zawartość ołowiu w warstwie 30–40 cm mieściła się natomiast w znacznie szerszym<br />
przedziale: od 11,0 do 28,9 mg/kg. (tab. 2), ze współczynnikiem zmienności 34%.<br />
Największą zawartość Pb stwierdzono w próbce z głębokości 30–40 cm, pobranej z działki<br />
<strong>nr</strong> VII, którą charakteryzowała najmniejsza całkowita pojemność sorpcyjna T.<br />
Stwierdzone zawartości Pb w glebach pozostawały w zakresie typowym dla poziomów<br />
powierzchniowych i podpowierzchniowych gleb Polski [Kabata-Pendias i Pendias 1993;<br />
Czarnowska i in. 1994; Czarnowska i Gworek 1994]. Wartości te mieściły się także w zakresie<br />
zawartości naturalnych (stopień zanieczyszczenia 0), określonych w wytycznych<br />
IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993] i pozostawały znacznie poniżej poziomu 100 mg/kg,<br />
określonego jako standard jakości gleb w kategorii sozologicznej B, obejmującej użytki<br />
rolne, tereny zabudowy mieszkaniowej oraz tereny rekreacyjne [Rozporządzenie… 2002].<br />
304
Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych ogrodów...<br />
Zawartości cynku w badanych próbkach gleby pobranych z głębokości 5−15 cm były<br />
bardziej zróżnicowane niż zawartości Pb i mieściły się w przedziale od 33,5 do 94,0 mg/kg,<br />
średnio 75,9 mg/kg i ze współczynnikiem zmienności wynoszącym 27,5%. Najmniejszą zawartość<br />
Zn w warstwie 5−15 cm, znacznie odbiegającą od pozostałych, zanotowano w próbce<br />
z działki VI. Trudno wyjaśnić przyczynę tej wyjątkowo małej zawartości Zn w tym wypadku.<br />
W warstwie 30–40 cm zawartość Zn była mniejsza i mniej zróżnicowana – wahała się od<br />
30,7 do 60,0 mg/kg (tab. 2), a współczynnik zmienności wyniósł 18,9%. Wszystkie próbki wykazywały<br />
zawartość Zn w zakresie typowym dla gleb niezanieczyszczonych [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1993, Czarnowska i in. 1994, Czarnowska i Gworek 1994], w przedziale odpowiadającym<br />
zawartościom naturalnym wg IUNG i poniżej wartości standardu jakości (300<br />
mg/kg) określonej dla obszarów B w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września<br />
2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002]. Także dla<br />
miedzi stwierdzono podobne zależności. Zawartość Cu w warstwie 5−15 cm gleb kształtowała<br />
się w przedziale od 18,5 do 23,3 mg/kg, a współczynnik zmienności był niski i wyniósł<br />
7,8%. W warstwie 30–40 cm zawartość całkowita Cu w glebie była mniejsza, w przedziale od<br />
8,5 do 20,0 mg /kg, ze współczynnikiem zmienności 28%. Również i dla miedzi jej zmierzone<br />
zawartości mieszczą się w granicach typowych dla polskich gleb i zaliczają się do kategorii<br />
0 stopnia zanieczyszczenia według IUNG oraz nie przekraczają standardu jakości gleb, wynoszącego<br />
dla Cu, podobnie jak dla Pb, 100 mg/kg [Rozporządzenie… 2002].<br />
Tabela 3. Całkowita zawartość metali ciężkich w korzeniach marchwi<br />
Table 3. Total concentrations of heavy metals in carrot roots<br />
Zawartości metali w korzeniach marchwi<br />
Numer<br />
Pb Zn Cu<br />
działki mg/kg s.m.* mg/kg św.m.** mg/kg s.m. mg/kg św.m. mg/kg s.m. mg/kg św.m.<br />
I 0,014 0,002 12,4 2,48 4,6 0,92<br />
II < g.o. < g.o. 20,0 4,00 6,4 1,28<br />
III < g.o. < g.o. 15,0 3,00 5,2 1,04<br />
IV 0,014 0,002 18,7 3,74 5,2 1,04<br />
V < g.o. < g.o. 12,5 2,5 4,6 0,92<br />
VI 0,019 0,095 18,8 3,76 5,1 1,02<br />
VII < g.o. < g.o. 16,9 3,38 4,2 0,84<br />
Objaśnienie: *s.m. – sucha masa; ** św.m. – świeża masa,< g.o. – poniżej granicy oznaczalności<br />
(
Bernard Gałka<br />
tościom tym odpowiadały zawartości Pb w świeżej masie korzeni, na poziomie poniżej<br />
0,095 mg/kg (tab. 3). Oznaczone koncentracje Pb, zarówno w świeżej, jak i suchej masie<br />
materiału roślinnego, zawierały się w zakresie wartości dopuszczalnych dla roślin o przeznaczeniu<br />
konsumpcyjnym i paszowym, podanym przez Kabatę-Pendias i in. [1993]<br />
w wytycznych IUNG. Ołów jest jedynym spośród analizowanych pierwiastków metalicznych,<br />
w odniesieniu do którego w legislacji unijnej określono dopuszczalne zawartości<br />
w produktach żywnościowych. Według rozporządzenia Komisji Wspólnoty Europejskiej<br />
[2006] zawartość ołowiu w świeżej masie warzyw korzeniowych – świeżych i mrożonych -<br />
nie powinna przekraczać 0,1 mg/kg. W żadnej z pobranych próbek nie stwierdzono przekroczenia<br />
tej wartości (tab. 3).<br />
Zawartość cynku w analizowanym materiale korzeni marchwi mieściła się w zakresie<br />
od 12,4 do 20,0 mg/kg s.m., któremu odpowiadały zawartości w świeżej masie od 2,48 do<br />
4,0 mg/kg św.m. (tab.3). Wartości te mieszczą się w typowym przedziale podanym przez<br />
Kabatę-Pendias i Pendiasa [1993], którzy określili normalne zawartości Zn w korzeniu<br />
marchwi w zakresie 21−27 mg/kg s.m., czyli 1,8–4,0 mg/kg św.m. Zawartości Cu w analizowanych<br />
korzeniach marchwi, mieszczące się w przedziale od 4,2 do 6,4 mg/kg s.m, tj.<br />
jest od 0,84 do 1,28 mg/kg św.m. (tab.3), również pozostawały w zakresie typowym, określonym<br />
przez Kabatę-Pendias i Pendias jako 4,0–8,5 mg/kg s.m.<br />
Wyniki oznaczonych zawartości Cu i Zn w korzeniach marchwi są zgodne z wytycznymi<br />
IUNG w odniesieniu do materiału roślinnego przeznaczonego na cele konsumpcyjne<br />
i paszowe.<br />
Tabela 4. Korelacje między całkowitymi zawartościami metali w glebach (5−15 cm i 30–40 cm)<br />
i w suchej masie korzeni marchwi<br />
Table 4. Correlations between total concentrations of metals in soils (5−15 cm and 30–40 cm)<br />
and in dry mass of carrot roots<br />
Współczynniki korelacji Pearsona, R<br />
Głębokość, cm<br />
Pb Zn Cu<br />
5−15 x -0,179 0,208<br />
30–40 x 0,052 0,835**<br />
Objaśnienie: x – nie obliczono współczynnika korelacji ze względu na małą liczbę wyników oznaczeń,<br />
**orientacyjna wartość współczynnika korelacji dla Cu.<br />
Analizę korelacji między zawartością metali w korzeniach marchwi oraz ich całkowitą<br />
zawartością w glebie (w warstwach 5–15 cm i 30–40 cm) przeprowadzono jedynie dla Zn<br />
i Cu, z pominięciem Pb, dla którego w większości próbek roślinnych nie uzyskano konkretnych<br />
wartości stężeń, a jedynie informację, że wyniki pozostają poniżej granicy oznaczalności<br />
(tab. 3). Zawartości Zn i Cu w korzeniach marchwi nie wykazywały związku z zawartością<br />
tych pierwiastków w warstwie gleb 5–15 cm (tab. 4). Analiza wykazała natomiast<br />
306
Wybrane pierwiastki szkodliwe w glebach i marchwi na terenie rodzinnych ogrodów...<br />
istotną statystycznie, rosnącą zależność zawartości Cu w korzeniach marchwi od zawartości<br />
Cu w warstwie 30–40 cm gleb (tab.4), jednak mimo wysokiej wartości współczynnika<br />
korelacji (R=0,835) zależność tę należy traktować jako orientacyjną, między innymi ze<br />
względu na mało liczny zbiór analizowanych wartości oraz ich stosunkowo niewielkie zróżnicowanie.<br />
4. WNIOSKI<br />
Na podstawie przeprowadzonych analiz gleb z terenu ogródków działkowych w Jeleniej<br />
Górze „Zabobrze” oraz analiz zawartości metali w korzeniach marchwi można sformułować<br />
następujące wnioski:<br />
1. Badane gleby charakteryzowały dobre właściwości użytkowe, wynikające z ich składu<br />
granulometrycznego i znacznej zawartości próchnicy. Całkowita pojemność sorpcyjna<br />
tych gleb oraz zasobność w przyswajalne formy makroelementów również potwierdzają<br />
ich korzystne właściwości.<br />
2. Zawartości potencjalnie szkodliwych metali: Pb, Zn i Cu w wierzchniej warstwie<br />
(5–15 cm) badanych gleb były większe niż w warstwie głębszej (30–40 cm), co jest<br />
zależnością typową, związaną prawdopodobnie z procesem naturalnej bioakumulacji.<br />
3. Zawartości wszystkich wymienionych wyżej metali Pb, Zn i Cu – w badanych glebach<br />
mieściły się w zakresie wartości naturalnych według wytycznych IUNG i pozostawały<br />
znacznie mniejsze niż dopuszczalne wartości określone przez standardy jakości gleb.<br />
4. Korzenie marchwi zawierały naturalne ilości Pb, Zn i Cu, zgodne z wytycznymi IUNG,<br />
dla roślin przeznaczonych na cele konsumpcyjne i paszowe, a ilości Pb zgodne też<br />
z rozporządzeniem Komisji Wspólnoty Europejskiej [2006].<br />
5. Nie stwierdzono istotnej zależności zawartości metali w korzeniach marchwi od zawartości<br />
tych metali w warstwie 5−15 cm gleb.<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
Chodak T., Kawałko D. 1996. Zawartość niektórych metali ciężkich w glebach i warzywach<br />
ogródków działkowych Wrocławia. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 343: 9<strong>49</strong>–954.<br />
Chodak T., Szerszeń L., Kabała C. 1995. Metale ciężkie w glebach i warzywach<br />
ogródków działkowych Wrocławia. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 418: 291−297.<br />
Czarnowska K., Gworek B. 1994. Pierwiastki śladowe w warzywach liściowych<br />
i owocach z ogródków działkowych dzielnicy Warszawa-Mokotów. Rocz. Glebozn. 45<br />
(1/2): 37–43.<br />
Czarnowska K., Gworek B., Szafranek A. 1994. Akumulacja metali ciężkich<br />
w glebach i warzywach korzeniowych z ogródków działkowych dzielnicy Warszawa-<br />
-Mokotów. Rocz. Glebozn. 45 (1/2): 45–54.<br />
307
Bernard Gałka<br />
Gambuś F., Wieczorek J. 1995. Metale ciężkie w glebach i warzywach z krakowskich<br />
ogródków działkowych. Acta Agronom. Silv. 33: 13−24.<br />
Gontarz B., Dmowski Z. 2004. Ocena zawartości niektórych mikroelementów w warzywach<br />
z wybranych ogródków działkowych Wrocławia. Część I: Zawartość miedzi.<br />
Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 502: 761–767.<br />
Jagiełło A., Bożym M., WacławeK W. 2004. Rozmieszczenie zanieczyszczeń w anatomicznych<br />
częściach warzyw pochodzących z ogródków działkowych Nysy. Część II:<br />
Metale ciężkie. Bromatol. Chem Toksykol. 37(4): 335−339.<br />
Jasiewicz C. 1994. Zawartość miedzi w warzywach z ogródków działkowych Krakowa.<br />
Aura 3: 23−24.<br />
Kabała C., Chodak T., Szerszeń L., Karczewska A., Szopka K., Fratczak U.<br />
2009. Factors influencing the concentration of heavy metals in soils of allotment gardens<br />
in the city of Wroclaw, Poland. Fresenius Environ Bull.18 (7): 1118–1124<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A. i in. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleby i roślin metalami<br />
ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy.<br />
Karczewska A. 2008. <strong>Ochrona</strong> gleb i rekultywacja terenów zdegradowanych. Wydawnictwo<br />
Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu.<br />
Kawałko D., Bylicka A. 2004. Zawartość mikroelementów w glebach ogródków działkowych<br />
na terenie Oleśnicy. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 502: 847–851.<br />
Rogóż A. 2003. Właściwości fizykochemiczne gleb i zawartość pierwiastków śladowych<br />
w uprawianych warzywach. Część I Zawartość pierwiastków śladowych w glebach.<br />
Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. <strong>49</strong>3: 209−217.<br />
Rozporządzenie Komisji Wspólnoty Europejskiej <strong>nr</strong> 1881/2006 z dnia 19 grudnia<br />
2006 roku ustalające najwyższe dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń<br />
środkach spożywczych (Dz. Urz. Unii Europejskiej L364/5 20.12.2006).<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. Nr 165, poz. 1359).<br />
Szerszeń L., Kabała C., Musiał P. 1996. Metale ciężkie w glebach ogródków działkowych<br />
w Sosnowcu. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 434: 943–947.<br />
Właśniewski S. 2004. Pierwiastki śladowe w ogródkach działkowych Rzeszowa. Zesz.<br />
Prob. Post. Nauk Rol. <strong>49</strong>3: 279–287.<br />
Zommer-Urbańska S., Topolewski P., Wojciech P., Świsławska A. 1992.<br />
Badanie zawartości pierwiastków szkodliwych dla zdrowia w wybranych warzywach<br />
i owocach uprawianych na terenie ogródków działkowych i ogrodnictwie w Inowrocławiu.<br />
Bromatol. Chem Toksykol. 25 (2): 185–191.<br />
308
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Paweł Wowkonowicz*, Bartosz Malowaniec**,<br />
Krystyna Niesiobędzka***<br />
METALE CIĘŻKIE W ROŚLINACH I GLEBACH NA TRwAŁYCH<br />
UŻYTKACH ZIELONYCH W OKOLICACH WARSZAWY<br />
HEAVY METALS IN SOIL AND PLANTS ON GRASSLAND AROUND<br />
WARSAW<br />
Słowa kluczowe: metale ciężkie, gleba, roślina, formy biodostępne, użytki zielone.<br />
Keywords: heavy metals, soil, plant, bioavailable, grassland.<br />
The aim of this study was to investigate the degree of heavy metal (Cd, Cu, Zn, Pb, Ni)<br />
contamination of soil on grassland around Warsaw and relationship between the total content<br />
of heavy metals and their bioavailable forms. Samples of soil and plants were collected<br />
on pastures and analyzed. The results were shown and compared with previous data. The<br />
content of Cu, Zn, Ni did not exceed the average levels in plants and soils in Poland. The<br />
amount of Cd and Pb in studied plants and soils were higher than the average for Polish<br />
grassland. Significant correlations between bioavailable forms of heavy metals (Zn, Ni, Cu)<br />
and total heavy metal content were found and presented.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
W ostatnich dziesięcioleciach na naturalne krążenie pierwiastków śladowych w przyrodzie<br />
coraz silniej nakładają się efekty procesów związanych z działalnością gospodarczą<br />
człowieka. Wiąże się ona z wydobywaniem i przetwarzaniem różnych surowców na-<br />
* Mgr inż. Paweł Wowkonowicz – <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska-Państwowy <strong>Instytut</strong><br />
Badawczy, ul. Krucza 5/11d, 00-548 Warszawa; tel.: 22 622 90 98, 666 145 900;<br />
e-mail: p.wowkonowicz@ios.edu.pl<br />
** Mgr inż. Bartosz Malowaniec – Clondalkin Industrial Estate, Greyhound, Dublin 22,<br />
Irlandia; e-mail: malow@o2.pl<br />
*** Dr Krystyna Niesiobędzka – Wydział Inżynierii Środowiska, <strong>Instytut</strong> Systemów<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska, Politechnika Warszawska, ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa<br />
oraz Wyższa Szkoła Zawodowa w Ciechanowie; tel.: 22 234 59 53;<br />
e-mail: krystynaniesiobedzka@is.pw.edu.pl<br />
309
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka<br />
turalnych oraz konsumpcją wytworzonych produktów. Działalności tej towarzyszy powstawanie<br />
produktów odpadowych, z których gazy i pyły są emitowane do atmosfery, ścieki są<br />
odprowadzane do wód powierzchniowych, a odpady stałe gromadzone na składowiskach<br />
lub w osadnikach [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Nadmierna akumulacja metali ciężkich<br />
w warstwie powierzchniowej gleb stanowi jedną z przyczyn degradacji chemicznej gleb oraz<br />
zanieczyszczenia wód glebowo-gruntowych i powierzchniowych. Nagromadzenie w glebach<br />
metali ciężkich, szczególnie w formie łatwo dostępnej dla roślin, może być bezpośrednią<br />
przyczyną nadmiernego pobierania tych metali przez rośliny i stanowić zagrożenie dla<br />
zdrowia ludzi i zwierząt. O dostępności metali ciężkich dla roślin decyduje wiele czynników<br />
środowiska przyrodniczego, przy czym trzy z nich, tj. skład granulometryczny gleb, odczyn<br />
i zasobność gleb w próchnicę, mają szczególne znaczenie [Zawadzki 1999].<br />
Celem badań, których wyniki zaprezentowano i omówiono w niniejszym opracowaniu,<br />
była ocena zanieczyszczenia gleb trwałych użytków zielonych metalami ciężkimi, zarówno<br />
w formie całkowitej, jak i biodostępnej, oraz roślin występujących na tych terenach. Obiektem<br />
badań objęto trwałe użytki zielone usytuowane na terenach niezurbanizowanych. Próbki<br />
do badań pobrano w znacznej odległości (od 250 m do 10 km) od dużych, wylotowych<br />
szlaków komunikacyjnych z Warszawy, tak, aby ograniczyć wpływ pylenia z transportowanych<br />
materiałów, substancji pochodzących ze spalania materiałów pędnych oraz ścierania<br />
opon, nawierzchni dróg i przewodów trakcji elektrycznych (rys. 1). Zakresem badań objęto<br />
następujące metale ciężkie: miedź (Cu), kadm (Cd), nikiel (Ni), cynk (Zn) oraz ołów (Pb),<br />
zawarte w glebach i roślinach. Szatę roślinną wybraną do badań stanowiły trawy: wiechlina<br />
łąkowa, kostrzewa czerwona, kupkówka pospolita i życica trwała oraz mniszek lekarski.<br />
Rys.1. Rozmieszczenie stanowisk poboru próbek do badań<br />
Fig. 1. Locations of the grassland for samples collection<br />
310
Metale ciężkie w roślinach i glebach na trwałych użytkach zielonych w okolicach Warszawy<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
Glebę do analiz pobrano z warstwy 0–10 cm. Była to próbka mieszana, składająca się<br />
z trzech próbek pobranych z 1 m 2 o masie około 3 kg. Materiał roślinny do analiz stanowiły<br />
części nadziemne wymienionych roślin, pobrane z powierzchni, gdzie pobierano próbki gleby.<br />
Próbki gleby do analiz suszono w temperaturze pokojowej, a następnie przesiano przez<br />
sito o średnicy 1 mm. Materiał roślinny przemyto wodą destylowaną i suszono w temperaturze<br />
pokojowej, a następnie w temperaturze 60°C. W glebie oznaczono:<br />
1) odczyn – potencjometrycznie w KCl;<br />
2) sumę kationów o charakterze zasadowym – metodą Kappena;<br />
3) zawartość węgla organicznego – metodą Tiurina;<br />
4) zawartość jonów wymiennych – w roztworze octanu amonu.<br />
Całkowitą zawartość metali ciężkich w glebie i roślinach oznaczono techniką AAS, po<br />
uprzedniej mineralizacji w mieszaninie kwasu azotowego i 70% kwasu nadchlorowego<br />
w stosunku 3:1. Natomiast formy biodostępne ekstrahowano z gleby w 0,05 M EDTA [Ure<br />
1996].<br />
3. WYNIKI BADAŃ<br />
Zaobserwowano dużą zmienność odczynu gleb, który wahał się od silnie kwaśnego do<br />
słabo zasadowego, przy czym większość badanych gleb charakteryzował odczyn bardzo<br />
kwaśny lub kwaśny. Suma kationów o charakterze zasadowym była największa na stanowiskach:<br />
Stara Wieś, Łąki Radzymińskie i Boża Wola i wynosiła kolejno 35,2, 43,5 i 29,5<br />
cmol(+)/kg, gdzie zarejestrowano obojętny lub zasadowy odczyn gleby. Zawartość węgla<br />
organicznego wahała się od 1,3% do 7,6%, przy czym najbardziej zasobne w tę substancję<br />
były gleby ze stanowisk Turów, Truskaw oraz Górki (tab. 1).<br />
Zawartość metali ciężkich w badanych glebach podano w tabeli 2, a w badanych roślinach<br />
w tabeli 3.<br />
Całkowita zawartość kadmu w powierzchniowej warstwie badanych gleb była zróżnicowana<br />
(od 0,27 do 6,26 mg Cd·kg -1 s.m.) i znacznie przewyższała, z wyjątkiem stanowiska<br />
Wola Karczewska, średnią zawartość kadmu w polskich glebach, wynoszącą 0,22 mg<br />
Cd·kg -1 s.m. [Mocek i in. 1996]. Według Michówki i in. [1997] średnia zawartość kadmu w<br />
glebach Tatrzańskiego Parku Narodowego wynosiła 1,5 mg Cd·kg -1 s.m., w glebach Lubelszczyzny<br />
– 0,22 mg Cd·kg -1 s.m. [Lipiński, Bednarek 1997], natomiast w glebach ogródków<br />
działkowych Opola – średnio 2,1 mg Cd·kg -1 s.m. [Wacławek, Maćko 2001]. Według<br />
Kabaty-Pendias [1993] zawartość kadmu w trawach waha się pomiędzy 0,01 a 3,32 mg·kg -1<br />
s.m., przy średniej 0,12 mg·kg -1 s.m.. Trawa z tatrzańskich łąk zawiera średnio 1,4 mg·kg -1<br />
[Michówka i in. 1997]. W badanych trawach zawartość kadmu mieściła się w przedziale od<br />
1,93 do 3,90 mg·kg -1 . W rejonach Lubelszczyzny, ogólnie uznanych za niezanieczyszczone,<br />
311
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka<br />
średnia zawartość Cd w trawach wynosi 0,1 mg·kg -1 , przy jego średniej zawartości w glebie<br />
wynoszącej 0,13 mg·kg -1 [Warda 1997]. Zawartość kadmu w mniszku lekarskim wynosiła od<br />
2,13 do 4,35 mg·kg -1 . Według Gworek i Mocek [2001] zawartość kadmu w liściach mniszka<br />
waha się pomiędzy 0,25 a 4,4 mg·kg -1 .<br />
Badane gleby nie wykazywały zanieczyszczenia cynkiem, którego całkowita ilość wahała<br />
się pomiędzy 7,5 a 39,5 mg·kg -1 , przy średniej krajowej 40 mg·kg -1 [Kabata-Pendias<br />
1999]. W badanych trawach zawartość cynku (Zn) wahała się między 16 a 48 mg·kg -1 ,<br />
według Kabaty-Pendias i Pendias [2001] natomiast zawartość Zn w trawach z terenu<br />
Polski mieści się w zakresie od 12 do 72 mg·kg -1 , ze średnią 30 mg·kg -1 . W pracy<br />
Gworek i Mocek [2001] zawartość cynku w liściach mniszka lekarskiego z rejonu Niziny<br />
Południowo-Podlaskiej oscylowała pomiędzy 19 a 164 mg·kg -1 . W mniszku najmniejszą<br />
zawartość tego pierwiastka zaobserwowano w miejscowości Stara Wieś, wynoszącą<br />
0,98 mg Zn·kg -1 s.m., a największą w Woli Karczewskiej i Bożej Woli, wynoszącą 7,65 oraz<br />
20,08 mg Zn·kg -1 s.m.<br />
Średnia zawartość niklu (Ni) w glebach Polski wynosi 6 mg·kg -1 , przy zakresie od 0,1 do<br />
328 mg·kg -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. W badanych glebach, zawartość tego pierwiastka<br />
wahała się pomiędzy 3,05 a 35,20 mg·kg -1 . Na Lubelszczyźnie wynosi 9,5 mg·kg -1<br />
[Lipiński, Bednarek 1997], a w glebach pólnocno-wschodniej Polski – 25,3 mg·kg -1 [Niesiobędzka<br />
1998]. Ostrowska [1996] podaje średnią zawartość niklu w trawach wynoszącą<br />
0,4 mg·kg -1 , a w mniszku lekarskim – 0,99 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w glebie<br />
12,5 mg·kg -1 . Według Kabaty-Pendias i Pendias [1999], zawartość niklu w polskich trawach<br />
waha sie pomiędzy 0,01 a 19 mg·kg -1 ze średnią 0,84 mg·kg -1 . W badaniach prezentowanych<br />
w niniejszej pracy zawartość niklu w badanych trawach mieściła sie w zakresie<br />
od 0,8 do 2,28 mg·kg -1 , w mniszku lekarskim natomiast wynosiła od 0,98 do 7,65 mg·kg -1 ,<br />
a w punkcie 11 – 20,08 mg·kg -1 .<br />
Średnia zawartość miedzi (Cu) w glebach Polski mieści się w szerokim zakresie – od 0,2<br />
do 725 mg·kg -1 , przy średniej wartości 6,5 mg·kg -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. W glebach<br />
północno-wschodniej Polski średnia zawartość miedzi wynosi 10 mg·kg -1 [Niesiobędzka<br />
1998]. Gleba na badanych stanowiskach nie była zanieczyszczona tym pierwiastkiem.<br />
W badanych trawach zawartość miedzi waha sie w przedziale od 3,25 do 8,75 mg·kg -1 . Zawartość<br />
miedzi w trawach Polski według Kabaty-Pendias [2001] mieści sie w zakresie od<br />
2,2 do 211 mg·kg -1 . W Kotlinie Kłodzkiej [Wacławek, Maćko 2001] wszystkie gatunki traw<br />
zawierały miedź w zbliżonych ilościach, ze średnią zawartością 6 mg·kg -1 , przy zawartości<br />
tego pierwiastka w glebie wynoszącej 19 mg·kg -1 . Podobne badania wykonano w okolicach<br />
Szczecina [Wybieralski, Maciejewska 2011], gdzie uzyskano następujące wyniki:<br />
1) średnią zawartość miedzi w glebie – 9,9 mg·kg -1 ,<br />
2) średnią zawartość miedzi w trawach – 11,5 mg·kg -1 .<br />
Zawartość miedzi w mniszku lekarskim wahała się w granicach od 6,40 do 20,56<br />
mg·kg -1 .<br />
312
Metale ciężkie w roślinach i glebach na trwałych użytkach zielonych w okolicach Warszawy<br />
Badane gleby wykazywały niewielkie zróżnicowanie w zakresie całkowitej zawartości<br />
ołowiu. Wartości te mieściły się w zakresie od 35,3 do 45,7 mg·kg -1 s.m. Średnia zawartość<br />
ołowiu w glebach polskich użytkowanych rolniczo wynosi 14 mg·kg -1 s.m. [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999], w Kotlinie Kłodzkiej – 10 mg·kg -1 s.m. [Wacławek, Maćko 2001], w glebach<br />
północno-wschodniej Polski natomiast – 29 mg·kg -1 s.m. [Niesiobędzka 1998]. W trawach<br />
z terenów zanieczyszczonych średnie zawartości ołowiu wynoszą nawet 387 mg·kg -1<br />
s.m. [Wybieralski, Maciejewska 2011], na terenach niezanieczyszczonych natomiast oscylują<br />
wokół 0,4 mg·kg -1 s.m. [Niesiobędzka 1998] oraz 0,35 mg·kg -1 s.m. [Wacławek, Maćko<br />
2001]. W badanych trawach uzyskano zawartości ołowiu zawierające się w zakresie od 3,9<br />
do 7,5 mg·kg -1 s.m. W mniszku uzyskano zawartości tego pierwiastka wynoszące od 2,95<br />
do 4,53 mg·kg -1 s.m.<br />
Porównując uzyskane wyniki z wytycznymi IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993] odnośnie<br />
zawartości niklu (Ni), miedzi (Cu), ołowiu (Pb) i cynku (Zn) badane gleby mogą być użytkowane<br />
rolniczo jako trwałe użytki zielone, a trawy i mniszek lekarski wykorzystane do celów<br />
paszowych. Badane gleby na stanowiskach: Lesznowola, Łąki Radzymińskie, Turów i Górki<br />
należy zaliczyć do średnio zanieczyszczonych kadmem (Cd), a na stanowisku Sikory i Truskaw<br />
są silnie zanieczyszczone. Jeśli chodzi o badane trawy, zawartość kadmu znacznie<br />
przekraczała wartość uznaną za granicę przydatności paszowej roślin w Polsce, wynoszącą<br />
0,5 mg·kg -1 [Kabata-Pendias i in. 1993].<br />
Tabela 1. Właściwości chemiczne gleb<br />
Table 1. Properties of analyzed soils<br />
Nr<br />
pH<br />
w KCl<br />
Suma kationów o charakterze<br />
zasadowym, c mol(+) · kg<br />
Pojemność sorpcyjna,<br />
c mol(+) · kg<br />
Węgiel<br />
organiczny, %<br />
1 5,15 14,3 18,61 3,9<br />
2 7,40 35,2 36,48 3,5<br />
3 4,20 20 24,61 2,5<br />
4 7,90 43,5 44,33 2,4<br />
5 3,35 19,8 39,45 7,4<br />
6 5,62 23,2 25,94 1,8<br />
7 3,70 0,9 9,30 3,3<br />
8 6,70 24,8 28,93 7,6<br />
9 5,15 12,8 15,35 2,1<br />
10 5,45 31 34,79 2,3<br />
11 6,95 29,5 30,85 3,1<br />
12 4,50 31 36,25 5,7<br />
13 4,22 18,1 21,96 2,2<br />
14 5,30 6,3 9,98 1,3<br />
313
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w badanych glebach w mg·kg -1 s.m.<br />
Table 2. Heavy metals content in soils in mg·kg -1 d.m.<br />
Nr. Lokalizacja<br />
Ołów Kadm Nikiel Miedź Cynk<br />
A* B** A* B** A* B** A* B** A* B**<br />
1 Lesznowola 23,5 5,6 3,0 0,19 4,2 1,15 6,55 3,15 23,5 5,6<br />
2 Stara wieś 21,0 5,1 1,85 0,15 9,7 1,65 9,20 4,39 21,0 5,1<br />
3 Siekory 9,0 2,3 3,75 śl. 9,85 1,09 6,0 1,53 9,0 2,3<br />
4<br />
Łąki<br />
Radzymińskie<br />
8,0 2,5 3,3 0,11 7,85 1,36 6,05 1,87 8,0 2,5<br />
5 Turów 34,5 7,6 3,05 0,01 8,5 1,19 10,4 4,62 34,5 7,6<br />
6 Dębówka 8,0 2,7 6,25 0,10 35,2 5,97 21,3 6,98 8,0 2,7<br />
7<br />
Wola<br />
Karczewska<br />
7,5 2,2 0,27 n.o. 3,05 0,52 5,60 1,76 7,5 2,2<br />
8 Truskaw 18,0 4,6 3,15 0,39 5,15 1,61 7,25 2,74 18,0 4,6<br />
9 Czubin 19,5 3,2 2,2 0,1 6,3 0,73 6,95 2,28 19,5 3,2<br />
10 Łomianki 39,5 13,3 1,75 0,21 19,3 1,96 12,35 6,1 39,5 13,3<br />
11 Boża Wola 38,5 13,1 3,75 0,95 30,45 4,35 21,05 8,28 38,5 13,1<br />
12 Górki 25,5 4,3 2,26 0,38 9,3 0,93 7,10 1,79 25,5 4,3<br />
13 Chobot 21,5 3,3 1,3 0,14 4,0 0,54 4,55 1,52 21,5 3,3<br />
14 Załubice Nowe 24,0 4,2 1,05 śl. 6,6 0,25 2,30 1,11 24,0 4,2<br />
Objaśnienia: *A – zawartość ogólna (ekstrakcja mieszaniną kwasu azotowego i 70% kwasu nadchlorowego);<br />
**B – zawartość ekstrahowana 0,05M EDTA.<br />
Tabela 3. Zawartość metali ciężkich w badanych roślinach w mg·kg -1 s.m.<br />
Table 3. Heavy metals content in plants in mg·kg -1 d.m.<br />
Nr.<br />
Lokalizacja<br />
mniszek<br />
lekarski<br />
Ołów Kadm Nikiel Miedź Cynk<br />
trawa mniszek<br />
lekarski<br />
trawa mniszek<br />
lekarski<br />
trawa<br />
mniszek<br />
lekarski<br />
trawa<br />
mniszek<br />
lekarski<br />
trawa<br />
1 Lesznowola 3,78 5,35 2,13 3,90 1,10 0,95 6,75 7,43 35,25 40,25<br />
2 Stara wieś 3,45 4,90 n.o. 1,93 0,98 1,55 7,60 3,98 38,45 18,5<br />
3 Siekory 4,33 4,33 3,8 3,65 1,43 2,00 7,90 6,25 32,48 29,5<br />
4<br />
Łąki<br />
Radzymińskie<br />
4,53 5,53 2,78 3,25 1,93 0,8 7,95 4,20 36,75 16,5<br />
5 Turów 3,60 4,73 3,98 2,43 1,55 1,95 8,63 7,30 38,0 32,0<br />
6 Dębówka 4,50 6,75 3,00 3,33 2,65 2,00 17,25 3,25 42,25 17,5<br />
7<br />
Wola<br />
Karczewska<br />
3,15 3,95 3,75 2,70 7,65 0,48 10,1 5,18 <strong>49</strong>,75 20,0<br />
8 Truskaw 2,95 4,25 4,35 3,08 2,43 0,88 11,25 8,75 <strong>49</strong>,0 48,5<br />
9 Czubin 3,23 4,70 2,75 2,98 1,35 0,48 10,9 6,70 29,25 18,75<br />
10 Łomianki 3,58 4,80 3,63 2,63 1,75 2,28 9,88 8,25 47,0 26,5<br />
11 Boża Wola 4,25 7,50 4,30 3,35 20,08 1,78 20,56 6,30 42,0 8,0<br />
12 Górki 3,78 5,18 2,75 3,00 1,93 1,28 7,08 0,83 9,5 7,5<br />
13 Chobot 4,50 5,00 3,25 2,95 1,43 1,35 6,40 6,40 48,5 45,75<br />
14 Załubice Nowe 3,43 6,53 3,03 2,95 2,10 1,95 9,10 5,05 27,75 16,5<br />
314
Metale ciężkie w roślinach i glebach na trwałych użytkach zielonych w okolicach Warszawy<br />
W tabeli 4 zamieszczono uzyskane wyniki badań dotyczących składu granulometrycznego<br />
badanych gleb.<br />
Tabela 4. Skład granulometryczny badanych gleb<br />
Table 4. Granulometric composition of analyzed soils<br />
Nr<br />
Zawartość w % poszczególnych frakcji o rozmiarze ziaren w mm<br />
>1 1,0–0,5 0,5–0,25 0,25–0,10 0,10–0,05 0,05–0,02 0,02–0,005 0,005–0,002
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka<br />
Tabela 6. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością pierwiastków w roślinach a podstawowymi<br />
właściwościami gleb (p
Metale ciężkie w roślinach i glebach na trwałych użytkach zielonych w okolicach Warszawy<br />
Całkowita zawartość kadmu w glebie wykazała dodatnie korelacje z zawartością frakcji<br />
ilastej (R=0,55). Podobne zależności zaobserwowali Michówka i in. [1997] oraz Gworek<br />
i Mocek [2001]. Natomiast brak takiej zależności stwierdził Lipiński i Bednarek [1997]. Zawartość<br />
kadmu w trawie była skorelowana z całkowitą zawartością kadmu (R=0,<strong>49</strong>). Opinie<br />
na ten temat w literaturze są podzielone. Wysokie współczynniki korelacji otrzymali Gworek<br />
i Mocek [2001] i Mocek i in. [1996], Gąsiorek i in. [1997] natomiast wykazali brak takich zależności,<br />
powołując się na Kabatę-Pendias i Pendias [1999], która podaje, że roślinność łąkowa<br />
może pobierać 50% kadmu z powietrza atmosferycznego.<br />
Badania wykazały wysoką zależność pomiędzy całkowitą zawartością cynku<br />
w glebie a zawartością cynku biodostępnego (R= 0,89). Zaobserwowano również istotne<br />
współzależności pomiędzy zawartością cynku w trawie a węglem organicznym (R= 0,51).<br />
Dane literaturowe natomiast wskazują na występowanie wysokiej korelacji pomiędzy zawartością<br />
niklu i kadmu w glebach [Ostrowska 1996; Kabata-Pendias i Pendias 1999], co<br />
również potwierdzają uzyskane w niniejszej pracy wyniki badań (R=0,68). Całkowita zawartość<br />
niklu w glebach bardzo wysoko korelowała z zawartością frakcji ilastej (R=0,85). Również<br />
[Lipiński, Bednarek 1997] zaobserwował podobną zależność.<br />
Nie stwierdzono natomiast zależności pomiędzy zawartością Ni w glebie a pojemnością<br />
sorpcyjną i zawartością substancji organicznej. Na tej podstawie można wnioskować, że nikiel<br />
jest słabo kumulowany w powierzchniowej warstwie gleby, na co zwraca uwagę również<br />
[Michówka i in. 1997]. Wyniki badań wskazały na bardzo wysoką współzależność pomiędzy<br />
zawartością niklu biodostępnego a całkowitą zawartością niklu (R= 0,95) oraz zawartością<br />
frakcji ilastej (R=0,83). Świadczy to o tym, że zawartość form mobilnych zwiększa się wraz<br />
ze zwiększaniem się zawartości całkowitej niklu w glebie. Stwierdzono istnienie silnej korelacji<br />
pomiędzy zawartością niklu w roślinności a całkowitą zawartością niklu w glebie (w trawie:<br />
R=0,57, w mniszku lekarskim R=0,50). Podobną zależność (R= 0,87) otrzymała w pracy<br />
Miechówka i in. [1997].<br />
Uzyskane wyniki badań wskazują na wysoką zależności między całkowitą zawartością<br />
miedzi a zawartością frakcji ilastej (R= 0,79), co również zaobserwowała w swojej<br />
pracy Jaworska [1996]. Zawartość form biodostępnych miedzi wykazuje silną zależność<br />
od całkowitej zawartości miedzi w glebie (R=0,95) oraz zawartości frakcji ilastej<br />
(R=0,62). Zawartość miedzi w trawie wykazała dodatnią korelację z węglem organicznym<br />
(R=0,56) w glebach, a zawartość miedzi w mniszku lekarskim korelowała z zawartością<br />
miedzi biodostępnej (R=0,76), całkowitą zawartością miedzi (R=0,85) oraz frakcją<br />
ilastą (R=0,85).<br />
Wyniki analiz wykazały także istnienie zależności pomiędzy całkowitą zawartością ołowiu<br />
a jego zawartością w trawie. Zawartość ołowiu w badanych roślinach nie korelowała<br />
z zawartością form biodostępnych, co może być spowodowane tym, że od 73 do 95% ołowiu<br />
w roślinach jest pochodzenia atmosferycznego, a nie pobranego z gleby [Kabata-Pendias<br />
2001].<br />
317
Paweł Wowkonowicz, Bartosz Malowaniec, Krystyna Niesiobędzka<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Zawartość badanych pierwiastków w wierzchniej warstwie gleb trwałych użytków zielonych<br />
(0–10 cm) przekroczyła zawartości uznawane za naturalne dla kadmu i ołowiu.<br />
Porównując uzyskane wartości do wytycznych IUNG [Kabata-Pędias i in. 1993] gleby<br />
z czterech stanowisk wykazały średnie zanieczyszczenie, a z dwóch silne zanieczyszczenie<br />
kadmem. Wyniki dla pozostałych metali ciężkich są na poziomie tła geochemicznego.<br />
2. Spośród badanych pierwiastków tylko zawartość kadmu w trawach przekroczyła wartość<br />
uznaną za granicę przydatności paszowej roślin w Polsce.<br />
3. Zawartości Cu, Zn i Ni w badanych trawach nie odbiegały od wartości średnich, typowych<br />
dla roślinności trawiastej Polski. Natomiast zawartość ołowiu dwukrotnie, a kadmu<br />
nawet kilkakrotnie przewyższała wartości średnie.<br />
4. Analiza statystyczna wykazała istotne korelacje między całkowitą zawartością Cu, Ni,<br />
Zn w glebach a ich formami biodostępnymi.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BRULIŃSKA-OSTROWSKA E. 1996. Nikiel w roślinach łąkowych. Nikiel w środowisku-problemy<br />
metodyczne i ekologiczne. Zeszyty Naukowe „Komitetu Człowiek i Środowisko”.<br />
PAN, Warszawa.<br />
GWOREK B., MOCEK A. (red.). 2001. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia t. I.<br />
IOŚ, Warszawa.<br />
JAWORSKA H. 1996. Miedz i molibden w środowisku – problemy metodyczne i ekologiczne.<br />
Miedz całkowita i dostępna dla roślin w wybranych glebach płowych. Zeszyty Naukowe<br />
„Komitetu Człowiek i Środowisko”. PAN, Warszawa.<br />
KABATA-PENDIAS A. 2001. Trace elements in soil and plants. CRC Press, Londyn.<br />
KABATA-PENDIAS A. i in. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami<br />
ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999, Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN,<br />
Warszawa.<br />
LIPIŃSKI W., BEDNAREK W. 1997. Występowanie kadmu i niklu w glebach o różnym składzie<br />
granulometrycznym. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z: 448a.<br />
PAN, Warszawa.<br />
MICHÓWKA A., GĄSIOREK M., ZALEWSKI T. 1997. Zawartość kadmu i niklu w glebach<br />
i roślinach polan pasterskich w Tatrzańskim Parku Narodowym. Zeszyty Problemowe<br />
Postępów Nauk Rolniczych, z: 448b. PAN, Warszawa.<br />
MOCEK A., DRZYMAŁA S., MASZNER P. 1996. Geneza, analiza i klasyfikacja gleb. Akademia<br />
Rolnicza, Poznań.<br />
318
Metale ciężkie w roślinach i glebach na trwałych użytkach zielonych w okolicach Warszawy<br />
NIESIOBĘDZKA K. 1998. Metale ciężkie w aspekcie właściwości gleb w północno-<br />
-wschodniej Polsce. Chemia i inżynieria środowiska, t. 5, <strong>nr</strong> 3.<br />
OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i ocena właściwości<br />
gleb i roślin. IOŚ, Warszawa.<br />
URE A.M. 1996. Single extraction schemes for soil analysis and related applications. Sc. Total<br />
Environ. 178:3–10.<br />
WACŁAWEK W., BOŻYM M. 2011. Badania zawartości wybranych metali ciężkich (Pb, Cu,<br />
Cr) w roślinach jednoliściennych potencjalnych bioindykatorach. Chemia i inżynieria<br />
środowiska, t. 8, <strong>nr</strong> 11.<br />
WACŁAWEK W., MAĆKO A. 2001. Relationships between soil properties and speciation<br />
forms of heavy metals. Chemia i inżynieria środowiska, t. 8, <strong>nr</strong> 2–3.<br />
WARDA M. 1997. Wpływ właściwości gleb na akumulację kadmu i niklu w trawach roślin<br />
dwuliściennych wybranych z runi pastewnej. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych,<br />
z: 448a. PAN, Warszawa.<br />
WYBIERALSKI J., MACIEJEWSKA M. 2011. Badania poziomu zanieczyszczeń metalami<br />
ciężkimi gleby i roślin na terenach przygranicznych w Rosołówku koło Szczecina. Chemia<br />
i inżynieria środowiska, t. 7, <strong>nr</strong> 1.<br />
ZAWADZKI S. (red.) 1999. Gleboznawstwo. PWRiL, Warszawa.<br />
319
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Mária Timoracká*, Alena Vollmannová*, Daniel Bajčan*,<br />
Dalaram S. Ismael*<br />
The relationship of heavy metal contents in soils to<br />
their content in chosen legume seeds<br />
ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ METALI CIĘŻKICH W GLEBIE<br />
I ICH ZAWARTOŚCIĄ W NASIONACH WYBRANYCH ROŚLIN<br />
STRĄCZKOWYCH<br />
Key words: pea, bean, risky elements, soil.<br />
Słowa kluczowe: groch, fasola, gleba.<br />
Celem badań, których wyniki są prezentowane w niniejszym opracowaniu, jest określenie zawartości<br />
metali ciężkich (Cu, Fe, Mn, Cd, Pb, Ni, Co, Cr i Zn) w glebie oraz ich związek z wybranymi odmianami<br />
fasoli i grochu. Glebę (według rejestru PD Vinica), na której uprawiano zielony groszek<br />
i fasolę, charakteryzował odczyn obojętny do silnie kwaśnego, z typową zawartością kationów<br />
K, P i Mg. Całkowita zawartość badanych metali była większa niż wartość tła A, z wyjątkiem<br />
kadmu. Oznaczona zawartość metali w 2M kwasie azotowym nie przekroczyła wartości<br />
granicznej A 1<br />
. Kolejne badania obejmowały analizę gleb (według rejestru PD Horná Streda),<br />
na których uprawiano fasolę i groch. Wykazały one bardzo dużą zawartość magnezu w obu<br />
uprawianych roślinach oraz dużą zawartość potasu w grochu i bardzo dużą w fasoli.<br />
Zawartość badanych metali była powyżej wartości tła A dla kadmu, miedzi i niklu, ale nie<br />
przekroczyła wartości granicznej określonej w aktach prawnych dotyczących zanieczyszczeń<br />
gleby.<br />
Malejący szereg zawartości poszczególnych pierwiastków kształtował się następująco: Fe><br />
Zn> Mn> Cu> Ni> Pb> Cr ≈ Co> Cd. Zawartość badanych metali z wyjątkiem kadmu, nie<br />
przekroczyła maksymalnej wartości dopuszczalnej w roślinach strączkowych, określonej<br />
w Kodeksie Żywnościowym.<br />
* Ing. Mária Timoracká, PhD., prof. RNDr. Alena Vollmannová, PhD., RNDr. Daniel Bajčan,<br />
PhD., Dalaram S. Ismael – Dep. of Chemistry, Faculty of Biotechnology and Food Science,<br />
Slovak Agriculture University in Nitra, Tr. A. Hlinku 2, 9<strong>49</strong>01 Nitra, Slovak Republic;<br />
tel.: +421376414862; email: maria.timoracka@uniag.sk<br />
320
The relationship of heavy metal contents in soils to their content in chosen legume seeds<br />
1. Introduction<br />
Soil is a dynamic system which is influenced by various factors, whether natural or<br />
anthropic, causing the contamination. Changes that occur due to these factors in the soil<br />
cause bioaccessibility of metals and can e<strong>nr</strong>ich the soil with other elements that are biologically<br />
active, or contrary, degrade a land, and it becomes inappropriate for crop growth.<br />
Heavy metals occur naturally in the ecosystem with large variations in concentration. In<br />
modern times, anthropogenic sources of heavy metals, i.e. pollution, have been introduced<br />
to the ecosystem.<br />
Living organisms require varying amounts of „heavy metals”. Iron, cobalt, copper, manganese,<br />
molybdenum, and zinc are required by humans. Excessive levels can be harmful to<br />
the organism. Other heavy metals such as mercury and lead are toxic metals that have no<br />
known vital or beneficial effect on organisms, and their accumulation over time in the bodies<br />
of animals can cause serious illness. Certain elements that are normally toxic are, for<br />
certain organisms or under certain conditions, beneficial. Some of these elements are actually<br />
necessary for humans in trace amounts (cobalt, copper, chromium, manganese, nickel)<br />
while others are carcinogenic or toxic, affecting, among others, the central nervous system<br />
(manganese, mercury, lead, arsenic), the kidneys or liver (mercury, lead, cadmium, copper)<br />
or skin, bones, or teeth - nickel, cadmium, copper, chromium [Cimboláková, Nováková<br />
2009]. Plants which exhibit hyper accumulation can be used to remove heavy metals from<br />
soils by concentrating them in their bio matter.<br />
Legumes are rich and inexpensive source of proteins, carbohydrates, dietary fibres to<br />
millions of peoples. In addition to being an important source of protein, legumes are also<br />
reported to be a good source of minerals (K, P, Ca, Mg) and trace elements. Metals, such<br />
as iron, zinc and manganese are essential metals, since they play an important role in biological<br />
systems. Cu and Zn are essential micronutrients, they can be toxic when taken in<br />
excess. Lead and cadmium are non essential metals as they are toxic, even in trace [Gençcelep<br />
et al. 2009].<br />
The monitoring of heavy metals content in legumes is very important because consumption<br />
of vegetable (e.g. green pea) is high. The aim of this research was to determine<br />
chosen heavy metals content of legume species - frozen vegetables (green pea) or dry<br />
grains.<br />
2. Materials and methods<br />
Material. In cooperation with PD Vinica, one of the most important producers of frozen<br />
vegetable on our market, samples of 5 fresh green peas’ varieties were taken (Cezar, Joff,<br />
Fabundo, Primo, Favorit). Dry legumes (bean cv. Ema and pea Jadeit, Achát, Olivín, Xantos,<br />
Jantár, Svit) were purchased by fy Legusem Horná Streda.<br />
321
Mária Timoracká i in.<br />
Then the pH was determined, the nutrients contents and the risk elements contents in<br />
soil from the same sites, from which the legume samples were taken with the aim to find out<br />
the relations between soil traits in grain. Soil samples were taken by pedologic tool in the<br />
depths 0-10 cm (A horizon).<br />
Methods. Major mineral elements (K, Ca, Mg) and trace elements (Fe, Mn, Zn, Cu, Co,<br />
Ni, Cr, Pb, Cd) – in soil and matter – were determined using a Varian AA240FS atomic absorption<br />
spectrometer equipped with a D2 lamp background correction system, using an air<br />
– acetylene flame.<br />
Soil reaction was determined as pH/ KCl, nutrients contents were determined by Mehlich<br />
II. procedure and by AAS method the total and releasable (in the solution of 2 M HNO 3<br />
)<br />
content of risk elements was determined. The sample of legume grains to the same place<br />
were collected the soil sample after their drying, regulation and decomposition by HNO 3<br />
on<br />
the microwave digestion. The legume samples was incinerated in a Nabertherm muffle furnace<br />
MARS X Press Microwave Oven at 200°C and dissolved ash was diluted to a certain<br />
volume with water. The mixture was heated in a digestion block according to the following<br />
sequence: 20-175°C/15 min, 175°C /15 min, 175-80°C/20 min. Minerals and trace elements<br />
concentrations were determined on a dry weight basis as mg·kg -1 .<br />
The results were evaluated according to the Decision of Ministry of Agriculture in Slovak<br />
republic about highest acceptable limits of toxic compounds in soil No. 531/1994 – 540<br />
and Food Codex SR.<br />
3. Results and discussion<br />
Vinica cadastre. Soils from four plots from which samples of green peas were collected,<br />
were moderately humus-containing with neutral to extremely acid soil reaction. It<br />
was characterized by moderate to good potassium content, medium to high phosphorus<br />
content and good to high magnesium content. Nutrient content determined in soil samples<br />
ranged from 1575 to 1750 mg·kg -1 N, 66,4-103,8 mg·kg -1 P, 173-250 mg·kg -1 K, 1225-<br />
2644,5 mg·kg -1 Ca, 199-289 mg·kg -1 Mg.<br />
Table 1. Nutrients contents (Mehlich II) in mg·kg -1 and soil reaction in soils PD Vinica<br />
Tabela 1. Zawartość nutrientów w mg·kg -1 i charakterystyka gleb w rejonie PD Vinica<br />
Area / variety Ca Mg K P N pH KCl<br />
% Humus<br />
1A / Cesar 2644.5 209.5 221.5 101.8 1750.0 6.60 2.26<br />
2A / Primo 1841.5 241.5 173.0 66.4 1575.0 5.52 2.52<br />
3A / Favorit 2016.0 289.0 223.0 103.8 1575.0 5.70 2.35<br />
4A / Fabundo, Joff 1225.0 199.0 250.0 86.6 1575.0 4.50 2.64<br />
322
The relationship of heavy metal contents in soils to their content in chosen legume seeds<br />
The values of total risk elements contents (Tab. 2) were under the concentrations defined<br />
under A limit value with the exception of Cd (a background value A is 0,8 mg·kg -1 ), because<br />
its total contents were enhanced on all 4 plots. In soil samples the releasable risk<br />
elements contents were also determined in the solution of HNO 3<br />
(c = 2 mol·dm -3 ). All of determined<br />
values were lower than reference value A 1<br />
(a background value A 1<br />
for Cd is 0,3<br />
mg·kg -1 ) (Tab. 3).<br />
Table 2. Total risk elements contents in soils PD Vinica in mg·kg -1<br />
Tabela 2. Całkowita zawartość metali ciężkich w glebach rejonu PD Vinica w mg·kg -1<br />
Area / variety Zn Cu Cr Cd Pb Ni Co<br />
1A / Cesar 77.6 26.0 40.8 1.24 30.0 34.4 13.6<br />
2A / Primo 73.2 32.4 <strong>49</strong>.6 1.00 33.6 34.4 18.4<br />
3A / Favorit 75.6 29.6 35.6 0.92 28.4 34.8 15.6<br />
4A / Fabundo, Joff 63.2 24.0 42.8 1.12 28.8 31.6 14.8<br />
Table 3. Risk elements content in mg·kg -1 in nitric acid extract (c = 2 mol·dm -3 ) in the soils from<br />
PD Vinica<br />
Tabela 3. Zawartość metali ciężkich w glebach rejonu PD Vinica w mg·kg -1 , oznaczona wobec<br />
2M kwasu azotowego<br />
Area / variety Zn Cu Cr Cd Pb Ni Co<br />
1A / Cesar 13.5 8.3 2.9 0.19 9.5 4.5 3.2<br />
2A / Primo 10.6 7.9 4.0 0.19 11.6 4.1 3.9<br />
3A / Favorit 12.0 8.2 2.4 0.16 9.8 4.0 3.1<br />
4A / Fabundo, Joff 8.5 6.1 1.8 0.17 8.9 3.9 2.3<br />
The heavy metals contents in soil did not exceeded the limit values specified by law<br />
531/1994 – 540 (Decision of the Ministry of Agriculture SR). However, from the point of view<br />
of risky metal intake by plants, is important content of accessible, respectively potentially<br />
mobilizable forms of heavy metal. And from this perspective soil can be described as relatively<br />
uncontaminated. Any of the determination of heavy metals content in the soil below<br />
the threshold does not guarantee that the plants growing on this soil will always contain their<br />
tolerable amounts. It is therefore crucial in terms of hygiene, whether the heavy metals accumulate<br />
in parts of plant used for consumption [Zrůst 2003].<br />
323
Mária Timoracká i in.<br />
Table 4. Heavy metals content in mg·kg -1 in legume from PD Vinica<br />
Tabela 4. Zawartość metali ciężkich w roślinach strączkowych w mg·kg -1 , hodowanych w rejonie<br />
PD Vinica<br />
Crop Variety Fe Mn Zn Cu Co Ni Cr Pb Cd<br />
Cezar 91.84 15.97 43.40 10.24 0.69 2.60 0.86 0.17 1.04<br />
Fabundo 75.85 12.00 42.90 7.65 0.40 2.60 0.45 0.45 0.08<br />
Green pea Favorit 69.35 15.30 35.35 7.55 0.30 3.05 0.30 0.70 0.13<br />
Jof 67.10 10.60 42.60 7.60 0.15 2.00 0.35 0.65 0.10<br />
Primo 62.20 10.75 38.80 8.80 0.20 2.35 0.30 0.90 0.12<br />
Yellow bean Ema 60.50 17.40 29.90 5.75 0.35 3.20 0.55 1.00 0.14<br />
Food Codex of Slovak Republic has set a limit for the maximum levels of chosen risk<br />
elements in legumes; for cadmium, lead, chromium, copper and nickel are maximum values<br />
0.1; 1.0; 4.0; 15.0; 6.0 mg·kg -1 , respectively. Limits for contaminants in Slovak food commodities<br />
are harmonized with EU limits [Cimboláková, Nováková 2009]. The risky elements<br />
contents, with the exception of Cd, did not exceed limit for the maximum levels of chosen<br />
risk elements in studied legume.<br />
Horná Streda cadastre. Soils from sites from which bean and peas were collected,<br />
were medium to high humus with extremely acid soil reaction. Exchangeable pH value in the<br />
Horná Streda soils were 5.24 (bean) and 5.41 (pea), that means the sites with acidic soils.<br />
This was characterized by good (pea) to high (bean) potassium content and very high magnesium<br />
content. Nutrient content determined in soil samples ranged from 2012 to 2100<br />
mg·kg -1 N; 61.8-63 mg·kg -1 P; 294-318 mg·kg -1 K; 2725.5-2981.5 mg·kg -1 Ca; 593-612<br />
mg·kg -1 Mg.<br />
Table 5. Nutrients contents (Mehlich II) and soil reaction in soils PD Horná Streda<br />
Tabela 5. Zawartość nutrientów w mg·kg -1 i charakterystyka gleb w rejonie PD Horná Streda<br />
Locality Crop Ca Mg K P N pH KCl % Humus<br />
Horná Streda kidney bean 2981.5 593.0 318.0 61.8 2100.0 5.24 3.21<br />
Horná Streda pea 2725.5 612.0 294.0 63.0 2012.5 5.41 2.92<br />
A background value A for the total risk element content in soil were exceeded for Cd<br />
(limit exceeded to 46.6%); Cu (limit exceeded to 4.76%); and Ni (limit exceeded to 31.6%),<br />
but in neither case it reached the indicative limit values B established by legislative for soil<br />
contamination. The law 531/1994 – 540 has set a limit for the maximum levels of total content<br />
for chosen risk elements in soils; for cadmium, copper and nickel are maximum values<br />
0.8; 36.0; 35.0 mg·kg -1 , respectively.<br />
324
The relationship of heavy metal contents in soils to their content in chosen legume seeds<br />
Table 6. Total risk elements contents in soils PD Horná Streda in mg·kg -1<br />
Tabela 6. Całkowita zawartość metali ciężkich w glebach rejonu PD Horná Streda w mg·kg -1<br />
Locality Crop Zn Cu Cr Cd Pb Ni Co<br />
Horná Streda kidney bean 83.2 39.6 44.4 1.28 30.0 51.6 17.6<br />
Horná Streda pea 90.0 36.0 48.8 1.72 29.2 50.8 17.6<br />
The contents of potentially mobilizable heavy metals in nitric acid extract (a background<br />
A 1<br />
) did not exceed a limit and fluctuated above allowable concentration only in case of nickel<br />
(limit is 10 mg·kg -1 ). Nickel may accumulate to toxic levels in soils due to anthropogenic<br />
activities.<br />
Table 7. Risk elements content in mg·kg -1 in nitric acid extract (c = 2 mol·dm -3 ) in Horná Streda<br />
Tabela 7. Zawartość metali ciężkich w glebach rejonu PD Horná Strefa w mg·kg -1 , oznaczona<br />
wobec 2M kwasu azotowego<br />
Lokality Crop Zn Cu Cr Cd Pb Ni Co<br />
Horná Streda kidney bean 14.0 14.3 2.3 0.35 12.6 11.6 3.5<br />
Horná Streda pea 13.7 16.1 2.4 0.34 13.7 10.6 3.4<br />
The risky elements contents, again with the exception of Cd, did not exceed limit for the<br />
maximum levels of chosen risk elements in studied legume seeds from this locality. Nickel<br />
content in seeds was also determined bellow limit value (6.0 mg·kg -1 ).<br />
Table 8. Heavy metals content in mg·kg -1 in legume from Horná Streda<br />
Tabela 8. Zawartość metali ciężkich w roślinach strączkowych w mg·kg -1 , hodowanych w rejonie<br />
PD Horná Streda<br />
Crop Variety Fe Mn Zn Cu Co Ni Cr Pb Cd<br />
Jadeit 56.30 10.05 41.00 6.90 0.20 2.85 0.30 0.55 0.13<br />
Achat 50.85 10.40 39.90 8.35 0.25 2.45 0.25 0.65 0.10<br />
Pea<br />
Olivín 52.85 9.75 37.60 8.50 0.30 2.60 0.25 0.55 0.15<br />
Jantar 54.75 9.55 35.85 6.90 0.20 2.55 0.25 0.30 0.14<br />
Svit 56.75 9.30 43.15 8.65 0.20 2.45 0.30 0.50 0.13<br />
Xantos 47.10 10.65 35.85 6.75 0.20 2.35 0.30 0.30 0.09<br />
Kidney bean Ema 70.15 15.35 29.50 7.50 0.65 3.15 0.50 0.60 0.13<br />
325
Mária Timoracká i in.<br />
Legumes seeds. The order of the elements levels in all tested legumes seeds was determined<br />
as following: Fe> Zn> Mn> Cu> Ni> Pb> Cr ≈ Co> Cd. The risky elements contents,<br />
with the exception of Cd, did not exceed a limit for the maximum levels of chosen risk<br />
elements in legumes (Food Codex SR). The levels of essential elements in legume species<br />
were higher than those of toxic elements. The concentrations obtained by us were similar to<br />
the concentration published by some researches [Augustin et al. 1981; Oomah et al. 2008;<br />
Campos-Vega et al. 2010].<br />
The most abundant element was found to be iron (ranging from 47.10 to 91·84 mg·kg -1 ),<br />
while at least variable elements were nickel, cobalt and cadmium contents. Legumes are<br />
known as zinc accumulators [Gençcelep et al. 2009] and zinc concentrations of our<br />
tested legume ranged from 29.50 to 43.40 mg·kg -1 . The minimum zinc levels were found<br />
in bean with comparable values for yellow and dry bean of the same variety from different<br />
localities. In the case of pea samples, zinc content depends on variety. Copper concentrations,<br />
accumulated in legume species, were 5.75-10.24 mg·kg -1 , which does not pose<br />
a health risk.<br />
Copper can be found in many enzymes, some of which are essential for Fe metabolism<br />
and there are probable direct correlation between the dietary Zn and Cu ratio and the<br />
incidence of cardiovascular disease [Campos-Vega et al. 2010]. Manganese was found to<br />
be relatively high, its content in samples were between 9.30 and 17.40 mg·kg -1 . The highest<br />
manganese concentrations were found in cv. Ema (yellow and white dry together). Bean<br />
samples also contained higher amounts of lead, chromium, nickel. The nickel and cobalt<br />
levels in legume samples were found to be in the range of 2.00-3.20 mg·kg -1 and 0.15-0.69<br />
mg·kg -1 , respectively. Nickel values were found to be very similar between species of legume.<br />
Chromium content ranged from 0.25 mg·kg -1 (dry pea) to 0.86 (green pea) mg·kg -1 .<br />
The toxic risk elements contents were between 0.17 (Cezar) – 1.00 (Ema) mg·kg -1 for<br />
Pb and 0.08 (Fabundo) – 1.04 mg·kg -1 (Cezar) for Cd. Most of the trace elements present<br />
in bean and pea, their content is generally below the limit values or few higher (Cd), as the<br />
maximum level allowed in Food Codex valid in Slovak Republic. The exception is cv. Cezar<br />
(green pea), which grew in the soil with the highest content of cadmium. Generally, this cultivar<br />
has been an accumulator of chosen monitored elements.<br />
4. Conclusion<br />
Target of this investigation was to evaluate the level of heavy metal contamination of<br />
monitored two areas of Slovakia (Vinica - southern Slovakia, Horná Streda - western Slovakia)<br />
and to determine the relationship of heavy metal contents in soils to their content in<br />
grown legume seeds.<br />
According to results obtained in this study these grains are allowed for food industry.<br />
However, given the low value of soil reaction (acid soils) and perspective can be reflected<br />
326
The relationship of heavy metal contents in soils to their content in chosen legume seeds<br />
in the deterioration of crops and then in increased penetration of various pollutants into the<br />
food chain, it is appropriate to recommend optimization of soil acidity by liming to prevent<br />
mobilization of heavy metals and decreasing of toxic element contents is an advantage.<br />
The results obtained by our research confirm the fact that there is a considerable need<br />
to devote closer attention to the hygienic control of legume quality as well as eatables quality<br />
control generally.<br />
Acknowledgment. This contribution is the result of the project implementation: Centre<br />
of excellence for white-green biotechnology, ITMS 26220120054, supported by the<br />
Research and Development Operational Programme funded by the ERDF.<br />
References<br />
Augustin J., Beck C.B., Kalbfleish G., Kagel L.C., Matthews R.H. 1981. Variation<br />
in the vitamin and mineral content of raw and cooked commercial Phaseolus vulgaris<br />
classes. Journal of Food Science, vol. 46:1701-1706.<br />
Campos-Vega R., Loarca-Piña G., Dave Oomah B. 2010. Minor components of pulses<br />
and their potencial impact on human health. Food Research International, vol. 43: 461-482.<br />
Cimboláková I., Nováková J. 2009. Heavy metals – the important element of the food<br />
chain. Potravinárstvo, vol. 3, No. 3:14-16.<br />
GENÇCELEP H., Uzun Y., TunÇtŰrk Y., Demirel K. 2009. Determination of mineral content<br />
of wild-grown edible mushrooms. Food Chemistry, vol. 133:1033-1036.<br />
Oomah B.D., Blanchard C., Balasubramanian P. 2008. Phytic acid, phytase,<br />
minerals, and antioxidant activity in Canadian dry bean (Phaseolus vulgaris L.) cultivars.<br />
Journal of Agricultural and Food Chemistry, vol. 56:11 312-11 319.<br />
Decision of the Ministry of Agriculture SR No. 531/1994-540 o najvyšších prípustných<br />
hodnotách rizikových látok v pôde. MP SR: Vestník MP SR, roč. XXVI,<br />
čiastka I., rozhodnutie 3, číslo 531/1994.<br />
Výnos Ministerstva Pôdohospodárstva Slovenskej republiky a Ministerstva Zdravotníctva<br />
Slovenskej republiky z 15. marca 2004 No. 608/3/2004 - 100, ktorým sa vydáva<br />
hlava Potravinového Kódexu Slovenskej republiky upravujúca kontaminanty<br />
v potravinách. 2004 Food Codex.<br />
Zrůst J. 2003. Riziko pěstování brambor v půdách kontaminovaných těžkými kovy.<br />
Vědecký výbor fytosanitární a životního prostředí. Praha: 36.<br />
327
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Małgorzata Rauba*, Ewa Rauba**<br />
ROLNICTWO JAKO JEDNO ZE ŹRÓDEŁ FOSFORU OGÓLNEGO<br />
W WODACH RZEKI ŚLINa<br />
AGRICULTURE AS ONE OF TOTAL PHOSPHORUS SOURCES<br />
IN THE RIVER ŚLINA WATER<br />
Słowa kluczowe: fosfor ogólny, wody powierzchniowe, eutrofizacja, nawozy.<br />
Keywords: total phosphorus, surface water, eutrophication, fertilizers.<br />
It is difficult to control the size of area pollution. One of the main European Union law on<br />
this problem is Directive 2000/60/EC of the European Parliament and the Council of 23<br />
October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy,<br />
known as the Water Framework Directive (WFD). The first step in reducing the inflow of nutrients<br />
into the waters was to develop and implement Council Directive 91/676/EEC of 12<br />
December 1991 concerning the protection of waters against pollution caused by nitrates<br />
from agricultural sources (Text with EEA relevance 31 December 1991) known as the Nitrates<br />
Directive. The second step will be to develop directives phosphate, which is to restrict<br />
the flow of phosphorus compounds from source area, as the phosphorus is one of the<br />
basic ingredients that lead to disturbances in the environment cause such eutrophication.<br />
Resources available to plants of phosphorus in soils used for agriculture are low.<br />
Despite the small migration of phosphorus in the soil, its content in the surface waters is significant.<br />
It is estimated that the main source of eutrophication caused by phosphorus are a farm<br />
manure – 34 %, to a lesser manure from households – 24 %, and mineral fertilizers – 16 %.<br />
The object of research over the content of total phosphorus in river waters Ślina was a river<br />
situated in south-western part of Podlaskie.<br />
The study was conducted in 2008–2009 in 19 permanent research points located in areas<br />
not exposed to water from tributaries of the farms and animal farms.<br />
* Dr inż. Małgorzata Rauba – Politechnika Białostocka , Zamiejscowy Wydział Leśny<br />
w Hajnówce, ul. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka; tel.: 85 682 95 08 w. 17;<br />
e-mail: m.rauba@pb.edu.pl<br />
** Dr inż. Ewa Rauba – Politechnika Białostocka, Wydział Zarządzania, ul. O. Tarasiuka 2,<br />
16-001 Kleosin; tel.: 85 746 98 48; e-mail: erauba@o2.pl<br />
328
Rolnictwo jako jedno ze źródeł fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Zwiększanie się liczebności populacji ludzi sprawiło, że rolnictwo, opierające się pierwotnie<br />
wyłącznie na wykorzystaniu potencjału przyrody, nie potrafiło już sprostać zwiększonym<br />
potrzebom konsumpcyjnym i przeszło z formy ekstensywnej na intensywną, nastawioną<br />
na uzyskanie jak najszybciej, jak największej ilości produktów. Stało się to możliwe dzięki<br />
stosowaniu nawozów mineralnych, zawierających substancje pokarmowe w dawkach, które<br />
wielokrotnie przewyższają ich zawartość w nawozach naturalnych. Składniki te w nawozach<br />
mineralnych są łatwiej i szybciej przyswajane przez rośliny.<br />
Dostępność nawozów mineralnych i wyraźne zwiększenie produkcji spowodowały, że<br />
w wielu gospodarstwach rolnych ilość stosowanych nawozów przekroczyła zapotrzebowanie<br />
roślin na określone składniki pokarmowe. Dodatkowo gleba wzbogacana była w nawozy<br />
naturalne. Nadmiar związków biogennych pozostawał w glebie oraz przedostawał się do<br />
wód podziemnych i powierzchniowych.<br />
Trudno jest kontrolować wielkość zanieczyszczeń obszarowych. Problematykę tę bardzo<br />
ogólnie porusza między innymi podstawowy akt prawny Unii Europejskiej, kształtujący<br />
jej politykę – dyrektywa 2000/60/EC Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 października<br />
2000 roku w sprawie ustanowienia ram dla działalności Wspólnoty w dziedzinie polityki<br />
wodnej, zwana Ramową Dyrektywą Wodną (RDW). Trzeba jednak zdawać sobie sprawę<br />
jak trudne jest ścisłe określenie konkretnych wymagań dotyczących ograniczania zanieczyszczeń<br />
obszarowych, w tym także pochodzenia rolniczego, dlatego też Ramowa Dyrektywa<br />
Wodna zaleca jedynie stosowanie najlepszych praktyk w zakresie ochrony środowiska.<br />
Pierwszym krokiem w ograniczeniu dopływu biogenów do wód było opracowanie<br />
i wdrożenie dyrektywy Rady 91/676/EWG z dnia 12 grudnia 1991 r., dotyczącej ochrony<br />
wód przed zanieczyszczeniami powodowanymi przez azotany pochodzenia rolniczego<br />
zwaną dyrektywą azotanową. Drugim krokiem ma być opracowanie dyrektywy fosforanowej,<br />
która ma ograniczać dopływ związków fosforu ze źródeł obszarowych, jako że fosfor<br />
jest jednym z podstawowych składników prowadzących do zaburzeń w środowisku naturalnym,<br />
powodujących m.in. jego eutrofizację [Kupiec, Zbierska 2010].<br />
Główną drogą wędrówki fosforu do wód powierzchniowych jest spływ powierzchniowy.<br />
Woda w kontakcie z powierzchnią gleby rozpuszcza zawarte w niej fosforany oraz unosi<br />
lekki i luźny materiał w postaci resztek roślinnych, pozostałości nawozów naturalnych oraz<br />
mineralnych [Steineck i in. 2002]. Pierwszym etapem spływu powierzchniowego jest rozpuszczanie,<br />
desorpcja i ekstrakcja związków fosforu z gleby przez wodę opadową, a drugim<br />
– rzeczywisty transport [Durkowski 1997].<br />
Mimo niewielkiej migracji fosforu w glebie, jego zawartość w wodach powierzchniowych<br />
jest znaczna. Szacuje się, że głównym źródłem eutrofizacji powodowanej przez fosfor są<br />
odchody hodowlane (34%), w mniejszym stopniu odchody bytowe (24%) oraz nawozy mineralne<br />
(16%).<br />
329
Małgorzata Rauba, Ewa Rauba<br />
Celem badań było wykazanie, że działalność rolnicza jest jedną z przyczyn zwiększania<br />
się ilości fosforu ogólnego w wodach rzecznych zlewni użytkowanej rolniczo.<br />
2. MATERIAŁY I METODY<br />
Obiektem badań była rzeka Ślina, położona w południowo-zachodniej części województwa<br />
podlaskiego. Zlewnia tej rzeki znajduje się w obrębie dwóch powiatów: białostockiego<br />
i wysokomazowieckiego (rys. 1). Granicę zlewni od północy wyznacza ujście Śliny do<br />
rzeki Narew w miejscowości Targonie Wielkie.<br />
Rys. 1. Lokalizacja punktów badawczych na rzece Ślina<br />
Fig. 1. Location of research points on the River Ślina<br />
Rzeka Ślina jest III-rzędowym, lewobrzeżnym dopływem Narwi. Wpada do niej na 270<br />
km jej biegu. Jest to rzeka w całości uregulowana. Długość Śliny wynosi około 38 km, sze-<br />
330
Rolnictwo jako jedno ze źródeł fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina<br />
rokość – od 1,5 do 5 m, a głębokość nie przekracza 1 m. Na pewnych odcinkach jest ona<br />
ciekiem okresowym, wody zanikają w piaskach.<br />
Zlewnia rzeki ma typowy charakter rolniczy bez istotnych punktowych źródeł zanieczyszczeń,<br />
w związku z tym można przypuszczać, że fosfor pochodził głównie z zanieczyszczeń<br />
obszarowych.<br />
Próbki wód powierzchniowych pobierano w 19 stałych punktach na długości całej rzeki<br />
(rys. 1) w latach 2008–2009, w sezonie wczesnowiosennym (marzec/kwiecień, maj), letnim<br />
(czerwiec, sierpień) i jesiennym (wrzesień, listopad). Punkty poboru prób wód powierzchniowych<br />
zlokalizowano w miejscach oddalonych od osiedli wiejskich i ferm hodowlanych,<br />
aby ograniczyć ewentualny dopływ ścieków bytowo-gospodarczych i hodowlanych.<br />
W pobranych próbkach wód oznaczono stężenie fosforu ogólnego metodą spektrofotometryczną<br />
za pomocą spektrofotometru DR/2000 firmy HACH, zgodnie z metodyką tej firmy.<br />
W badanych wodach zbadano również stężenie tlenu rozpuszczonego zmodyfikowaną<br />
metodą Winklera, zgodnie z metodyką firmy HACH. W celu sprawdzenia poziomu nawożenia<br />
fosforem, wśród rolników gospodarujących na obszarze zlewni w 2008 roku przeprowadzono<br />
badania ankietowe, do których wybrano 119 gospodarstw leżących na terenach przyległych<br />
do Śliny. Na podstawie uzyskanych wyników sporządzono bilans fosforu metodą „na<br />
powierzchni pola” [Fotyma i in. 2001].<br />
Uzyskane wyniki opracowano za pomocą programu statystycznego STATISTICA 9.<br />
Zbadano zależność między średnimi stężeniami fosforu ogólnego w pobranych wodach Śliny<br />
a zużyciem nawozów fosforowych, przy poziomie ufności 0,05.<br />
3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />
Duże stężenie fosforu ogólnego wystąpiło w wodach pobranych niemal we wszystkich<br />
punktach w obu latach badań. Przekroczyło ono średnio dwukrotnie wartość<br />
0,4 mg P·dm -3 przypisaną II klasie jakości wód powierzchniowych [Rozporządzenie... 2008]<br />
(rys. 2). W pierwszym roku badań najmniejsze stężenie zanotowano w wodzie w punktach<br />
11–15, co było związane z położeniem tych punktów w miejscach oddalonych od intensywnej<br />
gospodarki rolnej, na obszarze, na którym dominują użytki zielone (rys. 1). Największe<br />
stężenie wystąpiło w sierpniu i wrześniu i było ono blisko 11-krotnie większe niż dopuszczalna<br />
zawartość tego biogenu w wodach płynących. Podobne zwiększenie zawartości fosforu<br />
stwierdzono również w 2009 roku. Taki rozkład stężeń fosforu ogólnego w okresie letnim<br />
w obu badanych latach był związany z deficytem tlenowym, o czym piszą w swoich pracach<br />
inni autorzy. Z badań Milera (2002) oraz Dojlido i in. [1998] wynika, że stężenie związków<br />
fosforu w dużej mierze zależy od zawartości tlenu rozpuszczonego. Zwiększenie stężenia<br />
fosforu w warunkach jednoczesnego zmniejszenia zawartości tlenu rozpuszczonego może<br />
być spowodowane uwalnianiem się rozpuszczalnych związków fosforu w warunkach anaerobowych,<br />
co zachodzi przede wszystkim w sezonie letnim. Można więc przypuszczać,<br />
331
Małgorzata Rauba, Ewa Rauba<br />
że jedną z przyczyn występowania wysokiego stężenia fosforu ogólnego w wodach Śliny<br />
w miesiącach letnich było stwierdzone małe stężenie tlenu rozpuszczonego.<br />
Rys. 2. Stężenie fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina badane a) w 2008 roku, b) w 2009 roku<br />
Fig. 2. Concentrations of total phosphorus in River Ślina a) in 2008, b) in 2009<br />
332
Rolnictwo jako jedno ze źródeł fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina<br />
Zmniejszanie się stężenia tlenu latem jest związane nie tylko z niewielkimi przepływami,<br />
jakie występują w warunkach niskiego stanu wody, ale również z rozkładaniem się materii<br />
organicznej na dnie rzeki i zwiększonym zapotrzebowaniem na tlen roślinności wodnej<br />
i przybrzeżnej.<br />
Wyniki badań wskazują, że istnieje zależność między średnim stężeniem fosforu ogólnego<br />
a porami roku (rys. 3). Największe stężenie tego biogenu stwierdzono latem oraz<br />
wczesną jesienią, najmniejsze zaś wiosną. Małe stężenie fosforu ogólnego w wodach Śliny<br />
zanotowano w próbkach wód pobranych na początku czerwca oraz w kwietniu i maju<br />
2009 r. Było ono średnio dwukrotnie mniejsze niż największe stwierdzone stężenie.<br />
Podobne wyniki uzyskali Grabińska i in. [2004], którzy wskazują, że największą zawartość<br />
związków fosforu w wodach powierzchniowych obserwuje się latem i wczesną jesienią,<br />
najmniejszą natomiast w sezonie wiosennym.<br />
Rys. 3. Sezonowe wartości stężenia fosforu ogólnego w rzece Ślina w okresie badawczym<br />
2008–2009<br />
Fig. 3. Seasonal concentrations of total phosphorus in the River Ślina 2008–2009<br />
Sezonowy rozkład stężenia fosforu ogólnego zaobserwował także Banaszuk [2004],<br />
badając nizinną rzekę Awissa (dopływ Narwi). Zauważył on, że jego zawartość była największa<br />
w okresie letnim (lipiec i sierpień).<br />
Taki rozkład stężenia może być związany z intensywnym parowaniem w warunkach<br />
małego zasilania cieku. Sama ewapotranspiracja nie mogła być jednak przyczyną tak dużego<br />
stężenia fosforu ogólnego w badanej rzece, można więc przypuszczać, że jedną<br />
z przyczyn podwyższonego stężenia tego biogenu w wodach Śliny jest stosowanie nadmiernych<br />
dawek nawozów. Uważa się, że fosfor słabo migruje w środowisku glebowym<br />
333
Małgorzata Rauba, Ewa Rauba<br />
ze względu na tworzenie trudno rozpuszczalnych związków fosforanowych [Ruszkowska<br />
i in. 1984, Panak 1995], jednak w przypadku gleb lekkich, które dominują na badanym obszarze,<br />
oraz w wyniku długotrwałego nawożenia jest możliwe wysycenie gleb tym składnikiem<br />
i jego migracja w profilu glebowym. Sezonowe zwiększenie stężenia fosforu ogólnego<br />
może wynikać także z tego, że wczesną wiosną składniki nawozowe nie są jeszcze wymywane<br />
z powierzchni gruntu, a w okresie wegetacyjnym roślin w większości są wykorzystywane<br />
przez uprawy, latem natomiast może występować częściowe wymywanie z profilu<br />
glebowego oraz zmywanie nawozów przez opady atmosferyczne, ponieważ w tym<br />
okresie fosfor nie jest już wykorzystywany przez rośliny i może występować w nadmiarze.<br />
Przyczyną dużego stężenia fosforu ogólnego w wodach Śliny może być również znaczny<br />
udział gleb hydrogenicznych w jej dolinie. W takich glebach następuje wzmożona migracja<br />
połączeń fosforanowych z kwasami fulwowymi [Bartoszewicz 1979]. Inną przyczyną<br />
podwyższonego stężenia tego biogenu, zwłaszcza w górnym odcinku rzeki, jest występowanie<br />
lasów łęgowych tuż przy korycie rzeki. Materia organiczna pochodząca z gleb oraz<br />
obumarłych roślin i liści, przedostając się do wód powoduje wzbogacanie ich w organiczne<br />
formy fosforu. Na dopływ fosforu na tym odcinku rzeki ma również wpływ system odwadniający,<br />
w postaci rowów melioracyjnych. Badania Koca i in. [1999] nad odpływem biogenów<br />
z obszarów rolniczych dowodzą, że systemem odwadniającym odprowadzana jest większa<br />
ilość fosforu ogólnego z obszarów leśnych niż z pól uprawnych. Z biegiem rzeki substancje<br />
organiczne ulegają rozkładowi i mineralizacji, co powoduje zmniejszanie się zawartości<br />
fosforu ogólnego.<br />
Ma to odzwierciedlenie w jakości wód Śliny. Z biegiem rzeki zmniejszała się zwartość<br />
fosforu ogólnego w jej wodzie (rys. 4). Duże stężenie tego biogenu w 2008 roku stwierdzono<br />
w górnym odcinku rzeki. Jakość wody ze względu na ten parametr pogorszyła się na tym<br />
odcinku za sprawą dopływów A i B, korzystnie na zawartość fosforu ogólnego wpłynął natomiast<br />
dopływ E w środkowym odcinku rzeki. Średnie stężenie fosforu ogólnego zwiększyło<br />
się w dolnym odcinku rzeki, za dopływem G. W 2009 roku na całej długości rzeki nie stwierdzono<br />
znaczących wahań stężenia fosforu ogólnego. Jedynie na 31. kilometrze, za dopływem<br />
F, jego zawartość nieznacznie się zmniejszyła. Mimo poprawy jakości wody na docinkach<br />
z czystymi dopływami, stężenie fosforu ogólnego w wodzie Śliny znacznie przekroczyło<br />
wartość dopuszczalną dla II klasy czystości wód.<br />
W badanych gospodarstwach zużycie nawozów w postaci czystego składnika wynosiło<br />
od 16 do 46 P kg·ha -1 . Poziom nawożenia istotnie wpłynął na zawartość fosforu ogólnego<br />
w wodach Śliny. Z analizy statystycznej wynika, że istnieje dodatnia istotna zależność<br />
między ilością zużytych nawozów fosforowych a stężeniem fosforu ogólnego w wodach Śliny<br />
(rys. 5).<br />
334
Rolnictwo jako jedno ze źródeł fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina<br />
Rys. 4. Zamiany stężenia fosforu ogólnego z biegiem rzeki Ślina<br />
Fig. 4. Changes of total phosphorus concentrations with the kilometer of River Ślina<br />
Taka zależność wskazuje na przedostawanie się składników nawozowych, które nie<br />
zostały wykorzystane przez rośliny do wód powierzchniowych, o czym świadczyły nadwyżki<br />
fosforu.<br />
Rys. 5. Zależność stężenia fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina od poziomu nawożenia<br />
Fig. 5. Dependence of concentrations of total phosphorus from the level of fertilization in River<br />
Ślina<br />
335
Małgorzata Rauba, Ewa Rauba<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Na podwyższoną zawartość fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina ma wpływ małe stężenie<br />
rozpuszczonego tlenu.<br />
2. Stężenie fosforu ogólnego w wodach rzecznych w dużej mierze zależy od pory roku –<br />
największe wystąpiło w miesiącach letnich i było spowodowane małym zasilaniem cieku,<br />
zmniejszonym stężeniem tlenu rozpuszczonego oraz częściowym wymywaniem,<br />
przez wody opadowe, nadwyżek fosforu pochodzącego z nawozów.<br />
3. Stwierdzono istotną dodatnią korelację między stężeniem fosforu ogólnego a poziomem<br />
nawożenia, wyrażoną współczynnikiem Pearsona 0,58 w pierwszym roku badań.<br />
4. Dopływy wód nie wypłynęły istotnie na zawartość fosforu ogólnego w wodach Śliny.<br />
PIŚMIENNICTWO i akty prawne<br />
BANASZUK P. 2004. Identyfikacja procesów kształtujących skład chemiczny małego cieku<br />
w krajobrazie rolniczym na podstawie analizy czynnikowej. Woda-Środowisko-Obszary<br />
Wiejskie t. 4 z. 1(10): 103–116.<br />
BARTOSZEWICZ A. 1979. Zasolenie wód glebowo-gruntowych Wielkopolski oraz jego<br />
związek z warunkami glebowymi oraz intensyfikacją nawożenia. Rocz. AR w Poznaniu<br />
91:. 53.<br />
DOJLIDO J., WOYCIECHOWSKA J., TABORYSKA B., SZKUTNICKI J. 1998. Wymywanie<br />
związków azotu i fosforu w zlewniach rolniczych dopływów Górnej Wilgi. Wiadomości<br />
<strong>Instytut</strong>u Meteorologii i Gospodarki Wodnej t. XXI (XLII) z. 4: 39–73.<br />
DURKOWSKI T. 1997. Zasoby wodne a jakość wody w rolnictwie. Zeszyty Edukacyjne,<br />
3/97. IMUZ, Falenty: 17–38.<br />
Dyrektywa 2000/60/EC Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 października 2000<br />
roku w sprawie ustanowienia ram dla działalności Wspólnoty w dziedzinie polityki<br />
wodnej. Dz. Urz. WE L327/1 z dnia 22.12.2008 r.<br />
Dyrektywa Rady 91/676/EWG z dnia 12 grudnia 1991 r. dotycząca ochrony wód przed<br />
zanieczyszczeniami powodowanymi przez azotany pochodzenia rolniczego. (Dz.<br />
Urz. WE L375 z dnia 31.12.1991 r.<br />
FOTYMA M., JADCZYSZYN T., PIETRUCH Cz. 2001. System wspierania decyzji w zakresie<br />
zrównoważonej gospodarki składnikami mineralnymi – MACROBIL. Pam. Puł. 124:<br />
81–89.<br />
GRABIŃSKA B., KOC J., GLIŃSKA-LEWCZUK K. 2004. Wpływ użytkowania zlewni Narwi<br />
na zagrożenie wód związkami fosforu. Nawozy i nawożenie 2(19): 178–191.<br />
KOC J., SZYMCZYK S., PROCYK Z. 1999. Czynniki kształtujące wymywanie azotu, fosforu<br />
i potasu z gleb uprawnych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 467: 119–125.<br />
336
Rolnictwo jako jedno ze źródeł fosforu ogólnego w wodach rzeki Ślina<br />
KUPIEC J., ZBIERSKA J. 2010. Nadwyżki fosforu w wybranych gospodarstwach rolnych na<br />
obszarach szczególnie narażonych na zanieczyszczenia azotem. Woda-Środowisko-<br />
Obszary Wiejskie, t. 10 z. 1(29): 59–71.<br />
MILER A. T. 2002. Skład chemiczny oraz unosiny i zawiesiny w ciekach dwóch mikrozlewni<br />
o kontrastowym zalesieniu. Przegląd Naukowy. Inżynieria i Kształtowanie Środowiska.<br />
Rocz. XI, z. 2(25): 62–70.<br />
PANAK H. (red.) 1995. Przewodnik metodyczny do ćwiczeń z chemii rolnej. Wyd. ART.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 roku w sprawie klasyfikacji<br />
stanu jednolitych wód powierzchniowych. Dz.U. 2008, <strong>nr</strong> 162, poz. 1008.<br />
RUSZKOWSKA M., RĘBOWSKA Z., SYKUT S., KUSIO M. 1984. Bilans składników pokarmowych<br />
w doświadczeniu lizymetrycznym. Pam Puł. 82: 7–28.<br />
STEINECK S., JAKOBSSON CH., CARLSON G. 2002. Fosfor – stosowanie, wykorzystanie<br />
przez rośliny uprawne i nagromadzenie w glebach użytków rolnych. W: B. Sapek<br />
(red.) Rolnictwo polskie i ochrona jakości wody – monografie. Zeszyty Edukacyjne 7.<br />
IMUZ, Falenty: 25–37.<br />
337
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Piotr Klimaszyk*, Piotr Rzymski**<br />
WŁAŚCIWOŚCI FIZYCZNO-CHEMICZNE SPŁYWU<br />
POWIERZCHNIOWEGO Z LEŚNEJ ZLEWNI – POTENCJALNA<br />
ROLA SPŁYWU W KSZTAŁTOWANIU JAKOŚCI WODY DROBNEGO<br />
ZBIORNIKA WODNEGO<br />
PHYSICO-CHEMICAL PROPERTIES OF SURFACE RUNOFF FROM<br />
WOODED CATCHMENT – POTENTIAL ROLE OF SURFACE RUNOFF<br />
IN AFFECTING THE WATER QUALITY OF SMALL LAKE<br />
Słowa kluczowe: spływ powierzchniowy, zlewnia, dystrofizacja.<br />
Key words: surface runoff, catchment, dystrophication.<br />
Surface runoff is an important component of the water cycle and it contributes to energy and<br />
chemical substances circulation in the environment. Surface runoff can supply lakes with<br />
variety of chemical substances. Their concentrations depend on the catchment characteristics.<br />
Our studies investigated surface runoff role in affecting the water quality of small lake<br />
in Wielkopolski National Park. We analyzed physico-chemical properties of surface runoff<br />
taking place within the catchment grown by monoculture of Pinus silvestris. Surface runoff<br />
waters were collected in the period of VII 2006 – VIII 2007 from the channels installed on<br />
the slopes. Simultaneously, samples of surface water from the lake were analyzed. Our results<br />
indicate that surface runoff can provide significant loads of nitrogen and phosphorus<br />
increasing lake trophy. However, we observed high concentrations of dissolved organic carbon<br />
provided by surface runoff (a major component of humic acids) that can preserve dystrophic<br />
state of the lake.<br />
* Dr nauk biol. Piotr Klimaszyk – Zakład <strong>Ochrony</strong> Wód, Wydział Biologii, Uniwersytet im.<br />
Adama Mickiewicza w Poznaniu, ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań; tel.: +48 61 829-57-80;<br />
e-mail: pklim@amu.edu.pl<br />
** Mgr Piotr Rzymski – Katedra Biologii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Wydział Nauk o Zdrowiu,<br />
Uniwersytet Medyczny im. Karola Marcinkowskiego w Poznaniu, ul. Długa 1/2, 61-848<br />
Poznań; tel.: +48 61 853-05-71; e-mail: rzymskipiotr@gmail.com<br />
338
Właściwości fizyczno-chemiczne spływu powierzchniowego z leśnej zlewni...<br />
1. Wprowadzenie<br />
Spływ powierzchniowy, w odróżnieniu od dopływu podziemnego, jest zjawiskiem krótkotrwałym,<br />
epizodycznym, ponieważ pojawia się tylko w czasie opadów i roztopów, a także<br />
bezpośrednio po nich. Jest on zaliczany do obszarowych źródeł eksportu pierwiastków<br />
i związków chemicznych do wód powierzchniowych [Kajak 1979]. Wraz ze spływającą<br />
wodą, ze zlewni do zbiorników wodnych mogą migrować znaczne ilości azotu [Brusch<br />
i Nilsson 1993], fosforu [Uusi-Kamppa i Ylaranta 1992] oraz materii organicznej [Cronan<br />
i Aiken 1985, Cronan 1990]. Ilość transportowanych pierwiastków zależy przede wszystkim<br />
od morfologii i sposobu użytkowania zlewni. Spływem zawierającym duże ilości biogenów<br />
charakteryzują się zwłaszcza obszary rolnicze [Correl i in.1999, Hilbricht-Ilkowska<br />
1994, Bartoszewicz i Ryszkowski 1996, Sharpley i in. 1999]. Wynika to z dużej podatności<br />
gleb na erozję wodną (zwłaszcza poza sezonem wegetacyjnym, gdy brak roślinności) oraz<br />
z nawożenia. Zlewnie leśne charakteryzują się mniejszym eksportem azotu i fosforu [Kufel<br />
1990, Kajak 1998]. Ważnym elementem, regulującym wielkość ładunku odpływającego<br />
ze zlewni, jest nachylenie stoków. Im większy jest spadek zlewni, tym większy eksport materii<br />
[Bajkiewicz-Grabowska 1994]. Istotną rolę w kształtowaniu właściwości fizyczno-chemicznych<br />
spływu powierzchniowego odgrywa także typ fitocenozy porastającej zlewnię.<br />
Roślinność ma zdolność wychwytywania aerozoli gazowych i pyłowych, wydzielania bądź<br />
pobierania substancji chemicznych [Swank i Scott-Swank 1984, Swank 1986, Zimka i Stachurski<br />
1996]. Zachodzące procesy powodują, że opad śródkoronowy i spływ po pniach<br />
istotnie różnią się pod względem właściwości chemicznych od opadu atmosferycznego.<br />
Jednocześnie stwierdzono, że poszczególne gatunki drzew czy fitocenozy leśne mogą odmiennie<br />
wpływać na właściwości fizyczno-chemiczne opadu [Kostrzewski i in. 1994]. Zmiany<br />
składu chemicznego spływu powierzchniowego zachodzą także podczas kontaktu wody<br />
z rozkładającym się detrytusem roślinnym i glebą.<br />
W ostatnich latach, zmiany klimatu spowodowały wystąpienie niecodziennych warunków<br />
pogodowych w Europie [Jones i in. 2007]. W ostatnich dekadach na terenach Pomorza<br />
i Wielkopolski obserwuje się wzrost temperatury powietrza i zmniejszenie średnich opadów<br />
rocznych. Jednocześnie notuje się zwiększenie udziału silnych deszczy w bilansie opadowym<br />
[Woś 1994]. Zjawiska te mogą się przyczyniać do zwiększenia erozyjnej działalności<br />
spływu powierzchniowego również na terenach leśnych, przyczyniając się tym samym do<br />
procesu eutrofizacji lub dystrofizacji.<br />
Celem pracy była ocena potencjalnego wpływu, jaki może mieć spływ powierzchniowy<br />
na kształtowanie właściwości fizyczno-chemicznych wody zbiornika Czarny Dół (Wielkopolski<br />
Park Narodowy).<br />
339
Piotr Klimaszyk, Piotr Rzymski<br />
2. Materiał i metody<br />
Badania prowadzono na obszarze zlewni zbiornika Czarny Dół. Jest ona w 100% porośnięta<br />
przez las, przy czym na znacznej powierzchni dominuje monokultura sosny (Pinus<br />
silvestris). Wodę spływu zbierano ze specjalnie zamontowanych na stokach rynien w okresie<br />
od lipca 2006 r. do sierpnia 2007 r. Odczyn i przewodnictwo elektrolityczne badano za<br />
pomocą miernika YSI 556. Analizę koncentracji azotu amonowego, azotynów, azotanów,<br />
azotu organicznego, fosforu całkowitego oraz ortofosforanów wykonano zgodnie ze „Standardowymi<br />
metodami badania wody i ścieków” [Standard... 2005]. Stężenie rozpuszczonego<br />
węgla organicznego (RWO) badano analizatorem SHIMAZU TOC-5000 A. Jednocześnie<br />
pobierano, i w taki sam sposób badano, wodę z warstwy powierzchniowej zbiornika. Analizę<br />
statystyczną wykonano z zastosowaniem pakietu STATISTICA v.8.0 (StatSoft, Poland).<br />
3. Wyniki<br />
Właściwości fizyczno-chemiczne wód spływu były zmienne, zależnie od pory roku.<br />
Zdecydowanie większe wymywanie związków azotu, zarówno mineralnego, jak i organicznego,<br />
obserwowano w cieplejszym okresie. Większa była również ogólna zawartość jonów.<br />
Im intensywniejsze były opady atmosferyczne, tym większe były koncentracje badanych<br />
związków w wodach spływu powierzchniowego. W okresie jesieni i zimy obserwowano natomiast<br />
większy eksport RWO i minimalnie większy – mineralnego fosforu (tab.1). Wszystkie<br />
różnice, poza fosforem, były istotne statystycznie (U-Mann Whitney, p
Właściwości fizyczno-chemiczne spływu powierzchniowego z leśnej zlewni...<br />
tem. Różnice wynosiły odpowiednio: 1,1 mg·dm -3 , 0,3 mg·dm -3 i 0,4 mg·dm -3 . Większe wartości<br />
przewodnictwa elektrolitycznego oraz stężenia RWO obserwowano w okresie jesieni<br />
i zimy. Różnice wynosiły odpowiednio: 9,4 μSm·cm -1 i 5,9 mg·dm -3 . Wszystkie różnice były<br />
istotne statystycznie (U-Mann Whitney, p
Piotr Klimaszyk, Piotr Rzymski<br />
i in. 2003]. Większy udział węgla organicznego w wodach spływu w okresie jesienno-zimowym<br />
może tłumaczyć fakt, że w warunkach niższej temperatury rozkład materii organicznej<br />
zachodzi zdecydowanie wolniej [Kirschbaum 1995]. Porze cieplejszej towarzyszą<br />
natomiast gwałtowne opady, które mogą wymywać i transportować spore ładunki związków<br />
biogennych (mineralnych form azotu i fosforu), warunkujących produkcję pierwotną<br />
w wodach powierzchniowych. Największe ładunki azotu i fosforu są wnoszone ze zlewni<br />
rolniczych [Sharpley i in. 1999, Vuornenmaa i in.2002], jednak z naszych badań wynika, że<br />
leśne zlewnie również mogą zwiększać koncentracje tych związków w wodach powierzchniowych,<br />
przyczyniając się do powolnego procesu eutrofizacji.<br />
Analiza fizyczno-chemiczna wód zbiornika Czarny Dół wskazuje, że pozostaje on pod<br />
wpływem spływu powierzchniowego z przybrzeżnych stoków. Wraz ze wzrostem stężenia<br />
azotu mineralnego i organicznego w wodach spływu rósł również jego udział w wodach<br />
Czarnego Dołu. W okresie jesienno-zimowym, podobnie jak w wodach spływu, obserwowano<br />
większe wartości stężenia RWO. Wzrost udziału kwasów humusowych w wodach<br />
powierzchniowych może przyczyniać się do postępowania procesu dystrofizacji w zbiorniku,<br />
co będzie miało konsekwencje biologiczne [Steinberg 2003]. Kwaśny odczyn, brunatny<br />
kolor wody i mniejsza dostępność związków biogennych (wiązane są w formy nieprzyswajalne)<br />
wpływa na zmniejszenie ogólnej liczby gatunków fauny i flory w wodach powierzchniowych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BAJKIEWICZ-GRABOWSKA E. 1994. Waloryzacja zlewni Suwalskiego Parku Krajobrazowego<br />
i ich naturalnej podatności na degradację. W: Jeziora Suwalskiego Parku Krajobrazowego:<br />
związki z krajobrazem, stan eutrofizacji i kierunki ochrony. PAN, Warszawa.<br />
BARTOSZEWICZ A., RYSZKOWSKI L. 1996. Influence of shelterbelts and meadows on the<br />
chemistry of ground waters. W: Dynamics of an agricultural landscape. Państw. Wyd.<br />
Rol. i Leśne, Poznań.<br />
BRUSH W., NILSSON B. 1993. Nitrate transformation and water movement in wetland<br />
area. Hydrobiol. 251: 103−111.<br />
CORREL D.L., JORDAN T.I., WELLER D.E. 1999. Transport of nitrogen and phosphorus<br />
from Rhode River watersheds during storm events. Water Resour. Res. 35(8):<br />
2513−2521.<br />
CRONAN C.R. 1990. Patterns of organic acid transport from forested watersheds to aquatic<br />
ecosystems. W: Organic acids in aquatic ecosystem: the Dalhem workshop. John Wiley<br />
& Sons, New York.<br />
CRONAN C.R., AIKEN G.R. 1985. Chemistry and transport of soluble humic substances<br />
in forested watersheds of Adirondack Park, New York. Geochim. Cosmochim. Acta <strong>49</strong>:<br />
1697−1705.<br />
342
Właściwości fizyczno-chemiczne spływu powierzchniowego z leśnej zlewni...<br />
HILLBRICHT-ILKOWSKA A. 1994. Waloryzacja zlewni Suwalskiego Parku Krajobrazowego<br />
i ich naturalnej podatności na degradację. W: Jeziora Suwalskiego Parku Krajobrazowego:<br />
związki z krajobrazem, stan eutrofizacji i kierunki ochrony. PAN, Warszawa.<br />
HONGVE D. 1999. Production of dissolved organic carbon in forested catchments. J. Hydrol.<br />
224: 91–99.<br />
JONES R. G., MURPHY J. M., NOGUER M. 2007. Simulation of climate change over europe<br />
using a nested regional-climate model. W: Q. J. Roy (ed.) Assessment of control<br />
climate, including sensitivity to location of lateral boundaries. Meteorol. Soc. 121(526):<br />
1413−1429.<br />
KAJAK Z. 1979. Eutrofizacja jezior. PWN, Warszawa.<br />
KAJAK Z. 1998. Hydrobiologia-Limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. PWN, Warszawa.<br />
KIRSCHBAUM M. U. F. 1995. The temperature dependence of soil organic matter decomposition,<br />
and the effect of global warming on soil organic C storage. Soil Biol. Biochem.<br />
27: 753–760.<br />
KLIMASZYK P., RZYMSKI P. 2011. Surface runoff as a factor determining trophic state of<br />
midforest lake (Piaseczno Małe, North Poland). Pol. J. Environ. Stud. 20(3) – w druku.<br />
KOSTRZEWSKI A., DZBANUSZEK J., STACH A. 1994. Wpływ lasu na proces ługowania<br />
gleb na obszarze Wielkopolskiego Parku Narodowego. W: Kozacki L. (red.) Geoekosystem<br />
Wielkopolskiego Parku Narodowego jako obszaru chronionego podlegającego<br />
antropopresji. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 55–88.<br />
KUFEL L. 1990. Watershed nutrient loading to lakes in the Krutynia (Masurian Lakeland,<br />
Poland). Ekol. Pol. 38(3–4): 323−336.<br />
McTIERNAN K.B., COUTEAUX M., BERG B. DE ANTA R.C., GALLARDO A., KRATZ W.,<br />
PIUSSI P., REMACLE J., DE SANTO A. V. 2003. Changes in chemical composition of<br />
Pinus sylvestris needle litter during decomposition along a European coniferous forest<br />
climatic transect. Soil Biol. Biochem. (35): 801–812.<br />
SHARPLEY A.N., GBUREK W. J., FOLMAR G., PIONKE H.B. 1999. Sources of phosphorus<br />
exported from agricultural watershed in Pensylvania. Agric. Water Manage. 41(2): 77-89.<br />
Standard methods for the examinations of water and wastewater 2005. American Water<br />
Works Association: 1368.<br />
STEINBERG C.E.W. 2003. Ecology of humic substances in freshwaters. Springer, Berlin.<br />
STROBEL B.W., HANSEN H.C.B., BORGGAARD O.K., ANDERSEN M.K., RAULUND-<br />
RASMUSSEN K. 2001. Composition and reactivity of DOC in forest floor soil solutions<br />
in relation to tree species and soil type. Biogeochem. 56: 1−26.<br />
SWANK W.T. 1986. Biological control of solute losses from forest ecosystems. John Wiley<br />
and Sons, Chichester.<br />
SWANK W.T., SCOTT-SWANK W.T. 1984. Dynamics of water chemistry in hardwood and<br />
pine ecosystems. W: Catchment experiments in fluvial geomorphology. Geo Books,<br />
Norwich.<br />
343
Piotr Klimaszyk, Piotr Rzymski<br />
UUSI-KAMPPA J., YLARANTA T. 1992. Reduction of sedyment, phosphorus and nitro gen<br />
transport on vegetated buffer strips. J. Agr. Sci. Finland 1: 569–575.<br />
VUORNENMAA J., REKOLAINEN S., LEPISTO A., KENTTAMIES K., KAUPILLA P. 2002.<br />
Losses of nitrogen and phosphorus from agricultural and forest areas in Finland during<br />
the 1980s and 1990s. Environ. Monit. Assess. 76: 213−248.<br />
WOŚ A. 1994. The Wielkopolska Lowland climate. UAM, Poznań.<br />
ZIELIŃSKI P., GÓRNIAK A., CHOROSZEWSKA K. 1999. Changes in water quality induced<br />
by the decomposition of plant detritus. Acta Hydrobiol. 41: 119−126.<br />
ZIMKA J.R., STACHURSKI A. 1996. Kwaśne opady deszczu, a obumieranie lasów świerkowych<br />
w Karkonoszach. W: Chemizm i oddziaływanie kwaśnych deszczy na środowisko<br />
przyrodnicze. UAM, Poznań.<br />
344
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Arkadiusz Telesiński*, Martyna Śnioszek*, Ewelina Środa*<br />
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach<br />
hydromakrofitów w zależności od ich koncentacji<br />
w wodzie i osadach dennych rzeki Gunica<br />
Fluoride accumulation in chosen hydromacrophytes<br />
species depending on their content in water<br />
and sediments of Gunica river<br />
Słowa kluczowe: fluor, hydromakrofity, osady denne, rzeka Gunica.<br />
Key words: fluorine, hydromacrophytes, bottom sediments, Gunica river.<br />
The studies of fluoride content were conducted in water and bottom sediments of Gunica river.<br />
It flows through areas affected by emission from „Police” Chemical Plant. Accumulation of<br />
these ions in chosen hydromacrophytes was also analyzed. Gunica is the longest river in Police<br />
district and it has 32 km of length. Samples were taken in six sites, different distance from<br />
„Police” Chemical Plant, three times in vegetation period. Fluoride content in water, bottom<br />
sediments and plant samples was analyzed potentiometry, using a pH-ionometer Orion 920A<br />
with fluoride electrode. Obtained results showed, that water and sediments of Gunica river are<br />
little contaminated with fluoride. Distance from „Police” Chemical Plant has a significant effect<br />
on fluoride concentration in water and sediments. The higher fluoride content was observed<br />
near the fertilizer plant. Between species of hydromacrophytes Berula erecta and Lemna minor<br />
accumulated the highest concentration of fluoride. Correlation coefficiens showed also,<br />
that fluoride content in more plant species depended on fluoride concentration in sediments.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Skażenie środowiska związkami fluoru stanowi aktualnie jeden z ważniejszych problemów,<br />
ze względu na toksyczne działanie tego pierwiastka na całe ekosystemy [Divan i in.<br />
2008]. Głównym nośnikiem, za pomocą którego związki fluoru są rozprowadzane w środo-<br />
* Dr inż. Arkadiusz Telesiński, mgr inż. Martyna Śnioszek, mgr inż. Ewelina Środa – Zakład<br />
Biochemii, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego<br />
17, 71-434 Szczecin; tel.: 91 4<strong>49</strong> 62 84; e-mail: martyna.snioszek@zut.edu.pl<br />
345
Arkadiusz Telesiński, Martyna Śnioszek, Ewelina Środa<br />
wisku, jest powietrze. Pomijając te enklawy, w których występuje fluor jako składnik pochodzenia<br />
naturalnego (geologicznego, wulkanicznego lub z aerozoli morskich), we wszystkich<br />
innych przypadkach obecność jego jest wynikiem działalności człowieka, niedostatecznie<br />
zabezpieczającego środowisko naturalne [Wędzisz 1994]. Związki fluoru poprzez opad pyłu<br />
i z wodami opadowymi mogą dostać się do gleb [Meinhart 1994].<br />
Wyniku wietrzenia skał oraz ługowania gleb opadami atmosferycznymi są doprowadzane<br />
do wód [Jarkowski, Grabecki 1995]. Zawartość fluorków w wodach powierzchniowych<br />
zmienia się w zależności od miejsca i oddalenia od źródła emisji tego pierwiastka. Koncentracja<br />
fluorków w niezanieczyszczonych wodach śródlądowych waha się w przedziale<br />
od 0,01 do 0,3 mg F -· dm -3 [Camargo 1996, Datta i in. 2000]. W Polsce poziomy fluorków<br />
w wodach naturalnych wykazują duże wahania, od 0,01 do 100 mg F - · dm -3 [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999]. Wyjątek stanowią wody na terenach zanieczyszczonych przez przemysł<br />
i wody będące naturalnym źródłem fluorków [Dąbrowska i in. 2001]. Stężenie fluoru<br />
w ekosystemach wodnych, w wyniku działalności człowieka, ciągle znacząco wzrasta [Camargo<br />
2003].<br />
Związki fluoru ulegają akumulacji zarówno w środowisku abiotycznym, jak i w organizmach<br />
producentów oraz konsumentów wodnych. Konieczne jest więc prowadzenie badań<br />
nad przemianami związków fluoru i ich przemieszczaniem się pomiędzy środowiskiem abiotycznym<br />
i biotycznym w ekosystemach wodnych, zwłaszcza tych znajdujących się w obrębie<br />
emisji tego pierwiastka [Machoy-Mokrzyńska, Machoy 2006].<br />
Celem niniejszej pracy było określenie zależności pomiędzy zawartością fluorków w wodzie<br />
i osadach dennych rzeki Gunica a odległością od emitora związków fluoru oraz pomiędzy<br />
zawartością fluorków w wodzie i osadach dennych a stężeniem tych jonów w tkankach<br />
hydromakrofitów.<br />
2. METODY BADAŃ<br />
Materiał do badań stanowiły próbki wody, osadów dennych oraz hydromakrofitów pobrane<br />
w sześciu punktach różnie oddalonych od Zakładów Chemicznych „Police” S.A. (tab. 1).<br />
Tabela 1. Lokalizacja punktów pomiarowych<br />
Table 1. Location of measurements points<br />
Nazwa<br />
Odległość od ZCh „Police”<br />
S.A., km<br />
Kierunek w stosunku do ZCh<br />
„Police” S.A.<br />
Jezioro Stolsko 5,5 południowo-zachodni<br />
Jezioro Świdwie 4 zachodni<br />
Okolice wsi Węgornik 3 południowo-zachodni<br />
Okolice wsi Tanowo 2,5 południowo-zachodni<br />
Okolice wsi Tatynia 1 zachodni<br />
Jasienica 0,8 północny<br />
346
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach hydromakrofitów w zależności...<br />
Próbki pobrano trzykrotnie w ciągu okresu wegetacyjnego: 5. maja, 5. lipca i 5. września<br />
2009. Zestawienie gatunków makrofitów pobranych do badań przedstawiono w tabeli 2.<br />
Tabela 2. Wykaz gatunków hydromakrofitów pobranych do badań<br />
Table 2. List of analyzed hydromacrophytes species<br />
Gatunki makrofitów strefy przybrzeżnej<br />
Gatunki makrofitów toni wodnej<br />
Jezioro Stolsko<br />
Trzcina pospolita (Phragmites australis)<br />
Turzyca brzegowa (Carex riparia)<br />
Potocznik wąskolistny (Berula erecta)<br />
Tatarak zwyczajny (Acorus calamus)<br />
Jeżogłówka gałęzista (Sparganium erectum)<br />
Moczarka kanadyjska (Elodea canadensis)<br />
Rogatek sztywny (Ceratophyllum demersum)<br />
Wywłócznik kłosowy (Myriophyllum spicatum)<br />
Osoka aloesowata (Stratiotes aloides) a<br />
Jezioro Świdwie<br />
Rogatek sztywny (Ceratophyllum demersum)<br />
Trzcina pospolita (Phragmites australis)<br />
Wywłócznik kłosowy (Myriophyllum spicatum)<br />
Turzyca brzegowa (Carex riparia)<br />
Osoka aloesowata (Stratiotes aloides) a Rzęsa<br />
Potocznik wąskolistny (Berula erecta)<br />
trójrowkowa (Lemna trisulca) a, b<br />
Rzęsa drobna (Lemna minor) a<br />
Okolice wsi Węgornik<br />
Turzyca brzegowa (Carex riparia)<br />
Potocznik wąskolistny (Berula erecta)<br />
Tatarak zwyczajny (Acorus calamus)<br />
Mięta nadwodna (Mentha aquatica)<br />
Moczarka kanadyjska (Elodea canadensis)<br />
Wywłócznik kłosowy (Myriophyllum spicatum)<br />
Rzęsa drobna (Lemna minor) a<br />
Okolice wsi Tanowo<br />
Trzcina pospolita (Phragmites australis)<br />
Moczarka kanadyjska (Elodea canadensis)<br />
Marek szerokolistny (Sium latifolium)<br />
Wywłócznik kłosowy (Myriophyllum spicatum)<br />
Jeżogłówka gałęzista (Sparganium erectum) a Rzęsa trójrowkowa (Lemna trisulca)<br />
Mięta nadwodna (Mentha aquatica)<br />
Rzęsa drobna (Lemna minor) a<br />
Okolice wsi Tatynia<br />
Trzcina pospolita (Phragmites australis)<br />
Tatarak zwyczajny (Acorus calamus)<br />
Marek szerokolistny (Sium latifolium)<br />
Jeżogłówka gałęzista (Sparganium erectum)<br />
Mięta nadwodna (Mentha aquatica)<br />
Marek szerokolistny (Sium latifolium)<br />
Jeżogłówka gałęzista (Sparganium erectum)<br />
Mięta nadwodna (Mentha aquatica)<br />
Jasienica<br />
Moczarka kanadyjska (Elodea canadensis)<br />
Rzęsa trójrowkowa (Lemna trisulca)<br />
Rzęsa drobna (Lemna minor) a<br />
Objaśnienia: a gatunek nie pobrany 05.05.2009 r.; b gatunek nie pobrany 05.09.2009 r.<br />
W pobranych próbkach wykonano metodą potencjometryczną, z zastosowaniem jonoselektywnej<br />
elektrody fluorkowej, pH-jonometrem Orion 920A, oznaczenia zawartości fluorków:<br />
1) w wodzie, zgodnie z metodą Durdy i in. [1986];<br />
2) w osadach dennych metodą Ogońskiego i Samujło [1996] w modyfikacji Nowak i Kuran<br />
[2000];<br />
3) w tkankach roślin zgodnie z metodą Szymczak i Grajety [1982].<br />
347
Arkadiusz Telesiński, Martyna Śnioszek, Ewelina Środa<br />
Wyniki zawartości fluorków w wodzie i osadzie dennym opracowano statystycznie,<br />
stosując dwuczynnikową analizę wariancji. Czynnikiem pierwszym był termin pobrania<br />
próbek, drugim zaś lokalizacja miejsca badań.<br />
Najmniejsze istotne różnice (NIR) obliczono według procedury Tukey’a, przy poziomie<br />
istotności α = 0,05.<br />
Ocenę istotności różnic pomiędzy średnią zawartością fluoru w poszczególnych gatunkach<br />
hydromakrofitów przeprowadzono natomiast za pomocą testu HSD Tukey’a, dla<br />
nierównych liczebności prób.<br />
Obliczono także współczynniki korelacji liniowej Pearsona pomiędzy zawartością fluorków<br />
w wodzie i osadzie dennym a koncentracją tych jonów w pobranych gatunkach hydromakrofitów.<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Przeprowadzone badania wykazały, że zawartość fluorków w wodach rzeki Gunica<br />
(tab. 3), przepływającej przez obszary objęte emisją Zakładów Chemicznych „Police” S.A.,<br />
kształtowała się w granicach od 0,190 do 0,359 mg F -·dm-3 .<br />
Jak podaje Dąbrowska i in. [2001] w większości rzek Polski stężenie fluorków znajduje<br />
się na poziomie 0,01–0,02 mg F -·dm-3 . Wynika z tego, że wody rzeki Gunicy charakteryzuje<br />
znacznie wyższe stężenie tych jonów niż większości rzek Polski.<br />
Oznaczona koncentracja fluorków w wodach rzeki Gunica mieści się jednak w zakresie<br />
podanym przez Kabatę-Pendias i Pendiasa [1999] dla wód naturalnych w Polsce. Autorzy<br />
ci donoszą, że zawartość fluorków w wodach powierzchniowych Polski ulega znacznym wahaniom<br />
– od 0,01 do 100 mg F -·dm-3 .<br />
-3<br />
Tabela 3. Zawartość fluorków w wodach rzeki Gunica, mg F-·dm -3<br />
Table 3. Concentration of fluoride in water of Gunica river, mg F-·dm Terminy<br />
Punkty pomiarowe (B)<br />
pomiarów<br />
(A)<br />
1 2 3 4 5 6 średnia<br />
05.05.2010 0,204 0,216 0,284 0,270 0,270 0,272 0,253<br />
05.07.2010 0,196 0,209 0,279 0,225 0,209 0,213 0,222<br />
05.09.2010 0,190 0,247 0,228 0,228 0,214 0,359 0,244<br />
Średnia 0,197 0,224 0,264 0,241 0,231 0,281 0,240<br />
NIR 0,05<br />
A = 0,002<br />
A·B = 0,005<br />
B = 0,003<br />
B·A = 0,004<br />
348
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach hydromakrofitów w zależności...<br />
Zawartość fluorków w wodzie zwiększała się wraz ze zmniejszaniem się odległości od<br />
Zakładów Chemicznych i była największa w okolicach Jasienicy, w odległości około 0,8 km<br />
od emitora. Podobną tendencję stwierdzono w osadach dennych rzeki Gunica (tab. 4). Koncentracja<br />
fluorków wahała się w nich w przedziale od 6,761 do 39,6<strong>49</strong> mg F -·kg-1 s.m. osadu<br />
i wzrastała wraz ze zbliżaniem się do Zakładów Chemicznych „Police” S.A.<br />
Otrzymane wyniki są zbliżone do stężenia fluoru rozpuszczonego w roztworze glebowym<br />
na terenach objętych emisją Zakładów Chemicznych „Police” S.A. Ponadto, porównując<br />
je do zawartości fluorków w osadach dennych starorzecza rzeki Warty w Luboniu, dochodzącej<br />
w najgłębszym miejscu zbiornika aż do 184 760 mg F -·kg-1 s.m. osadu [Pińskwar<br />
i in. 2000], można stwierdzić, że zanieczyszczenie związkami fluoru osadów Gunicy jest<br />
niewielkie.<br />
Tabela 4. Zawartość fluorków w osadach dennych rzeki Gunica, mg F -·kg-1 s.m. osadu<br />
Table 4. Fluoride content in bottom sediments of Gunica river, mg F -·kg-1 d.w. of sediments<br />
Terminy<br />
Punkty pomiarowe (B)<br />
pomiarów<br />
(A)<br />
1 2 3 4 5 6 średnia<br />
05.05.2010 6,761 12,746 14,191 15,315 12,225 25,307 14,424<br />
05.07.2010 8,588 13,006 21,299 20,845 37,173 39,6<strong>49</strong> 23,427<br />
05.09.2010 10,489 9,962 9,581 25,324 34,514 36,753 21,104<br />
Średnia 8,613 11,905 15,024 20,<strong>49</strong>5 27,971 33,903 19,652<br />
NIR 0,05<br />
A = 0,437<br />
A·B = 1,318<br />
B = 0,761<br />
B·A = 1,070<br />
Analizując zawartość fluorków w roślinach nie wykazano jednak wyraźnej zależności<br />
pomiędzy koncentracją tych jonów w tkankach makrolitów a odległością od Zakładów<br />
Chemicznych „Police” S.A. Hocking i in. [1980] natomiast wykazali, że zawartość fluorków<br />
w brunatnicach: Fucus distichus i Ectocarpus sp. zmniejszała się wraz z oddalaniem się<br />
od emitora.<br />
Spośród badanych gatunków hydromakrofitów (tab. 5.) strefy przybrzeżnej największą<br />
akumulacją fluorków charakteryzowały się trzcina pospolita i potocznik wąskolistny, a toni<br />
wodnej – rzęsa drobna (tab. 6). Ta wysoka koncentracja tych jonów może być spowodowana<br />
pobieraniem fluoru, nie tylko z wody i osadów dennych, ale również z powietrza. Jednak<br />
zarówno zawartość fluorków w tkankach trzciny pospolitej i rzęsy wodnej były istotnie dodatnio<br />
skorelowane ze stężeniem tych jonów w osadach dennych.<br />
3<strong>49</strong>
Arkadiusz Telesiński, Martyna Śnioszek, Ewelina Środa<br />
Tabela 5. Analiza statystyczna istotności różnic w zawartości fluorków w wybranych gatunkach<br />
hydromakrofitów strefy przybrzeżnej rzeki Gunica<br />
Table 5. Statistical analysis of the significance of differences in fluoride content in selected species<br />
of littoral hydromacrophytes from Gunica river<br />
Odchylenie standardowe<br />
Średnia<br />
Gatunek rośliny<br />
Liczba roślin<br />
mg F -·kg-1 s.m.<br />
1. Trzcina pospolita 12 46,97 16,80<br />
2. Turzyca brzegowa 9 6,64 3,37<br />
3. Potocznik wąskolistny 9 37,10 28,32<br />
4. Marek szerokolistny 9 12,46 6,14<br />
5. Tatarak zwyczajny 9 6,96 3,45<br />
6. Jeżogłówka gałęzista 11 20,04 11,05<br />
7. Mięta nadwodna 12 10,50 8,09<br />
Statystyczna ocena różnic<br />
między gatunkami<br />
1–2***, 1–4***, 1–5***, 1–6***, 1–7***, 2–3***, 2–6**, 3–4***, 3–5***,<br />
3–6***, 3–7***, 4–6***<br />
Objaśnienia: * – istotne na poziomie p < 0,05, ** – istotne na poziomie p < 0,01, *** – istotne na poziomie<br />
p < 0,001.<br />
Tabela 6. Analiza statystyczna istotności różnic zawartości fluorków w wybranych gatunkach hydromakrofitów<br />
toni wodnej rzeki Gunica<br />
Table 6. Statistical analysis of the significance of differences in fluoride content in water depth<br />
selected hydromacrophytes species of Gunica river<br />
Odchylenie standardowe<br />
Średnia<br />
Gatunek rośliny<br />
Liczba roślin<br />
mg F -·kg-1 s.m.<br />
1. Moczarka kanadyjska 12 13,46 4,60<br />
2. Rogatek sztywny 6 9,40 3,44<br />
3. Wywłócznik kłosowy 12 11,93 7,61<br />
4. Osoka aloesowata 4 7,41 1,45<br />
5. Rzęsa trójrowkowa 7 15,86 5,29<br />
6. Rzęsa drobna 8 168,84 72,45<br />
Statystyczna ocena różnic<br />
między gatunkami<br />
1–6***, 2–6***, 3–6***, 4–6***, 5–6***<br />
Objaśnienia: * – istotne na poziomie p < 0,05, ** – istotne na poziomie p < 0,01, *** – istotne na poziomie<br />
p < 0,001.<br />
Nie tylko zawartość fluorków w tkankach trzciny pospolitej i rzęsy drobnej była istotnie<br />
dodatnio skorelowana z koncentracją tych jonów w osadach dennych rzeki Gunica (tab. 7).<br />
Stwierdzono również istotną dodatnią zależność pomiędzy zawartością fluorków w osadach<br />
dennych a akumulacją ich w tkankach tataraku zwyczajnego, jeżogłówki gałęzistej, moczarki<br />
kanadyjskiej, wywłócznika kłosowego i rzęsy trójrowkowej. Chociaż Sinha i in. [2000] wykazali,<br />
że zawartość fluorków w hydromakrofitach zwiększa się zarówno wraz ze wzrostem<br />
350
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach hydromakrofitów w zależności...<br />
stężenia tych jonów w wodzie, jak i wydłużaniem się czasu ekspozycji roślin na związki fluoru,<br />
autorzy niniejszej pracy w badaniach własnych stwierdzili występowanie istotnej ujemnej<br />
korelacji pomiędzy koncentracją fluorków w wodach rzeki Gunica a stężeniem tych jonów<br />
w tkankach rogatka sztywnego, osoki aloesowatej i rzęsy trójrowkowej.<br />
Tabela 7. Współczynniki korelacji liniowej Pearsona pomiędzy zawartością fluorków w wybranych<br />
gatunkach hydromakrofitów a koncentracją tych jonów w wodzie i osadach dennych<br />
rzeki Gunica<br />
Table 7. Pearson correlation coefficients between the content of fluoride in selected hydromacrophytes<br />
species and concentration of these ions in water and bottom sediments of the<br />
river Gunica<br />
Strefa przybrzeżna<br />
Toń wodna<br />
Gatunek rośliny Osad Woda<br />
Trzcina pospolita 0,56* -0,07<br />
Turzyca brzegowa -0,05 -0,31<br />
Potocznik wąskolistny 0,12 -0,12<br />
Marek szerokolistny 0,09 -0,09<br />
Tatarak zwyczajny 0,96* -0,05<br />
Jeżogłówka gałęzista 0,80* 0,33<br />
Mięta nadwodna -0,57* 0,10<br />
Moczarka kanadyjska 0,<strong>49</strong>* 0,02<br />
Rogatek sztywny -0,42 -0,91*<br />
Wywłócznik kłosowy 0,68* 0,19<br />
Osoka aloesowata 0,47 -0,<strong>49</strong>*<br />
Rzęsa trójrowkowa 0,71* -0,76*<br />
Rzęsa drobna 0,94* 0,22<br />
Objaśnienia: * – istotne na poziomie p < 0,05.<br />
Przedstawione wyniki badań, na tle dostępnych danych literaturowych nie wykazują<br />
dużego zanieczyszczenia fluorkami rzeki Gunica. Jednak ze względu na to, że ekosystemy<br />
wodne są układami ekologicznymi, które stanowią pewną całość pod względem przyrodniczym,<br />
obejmując zarówno organizmy żywe, jak i ich abiotyczne otoczenie, konieczne wydaje<br />
się prowadzenie ciągłego monitoringu zawartości fluorków w poszczególnych komponentach<br />
tych ekosystemów.<br />
Należy również pamiętać, że w związku właściwościami fluoru, istnieje możliwość wywołania<br />
przez związki fluoru skutków biologicznych i środowiskowych, z których nie wszystkie<br />
udało się do tej pory poznać [Machoy-Mokrzyńska, Machoy 2006].<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Zawartość fluorków, zarówno w wodzie, jak i osadach dennych wskazuje na niskie zanieczyszczenie<br />
tymi jonami rzeki Gunica.<br />
351
Arkadiusz Telesiński, Martyna Śnioszek, Ewelina Środa<br />
2. Na koncentrację fluorków w wodzie i osadach dennych rzeki Gunica znaczący wpływ<br />
ma odległość od Zakładów Chemicznych „Police” S.A. – im bliżej emitora związków fluoru,<br />
tym większe stężenie fluorków w abiotycznych elementach ekosystemu wodnego.<br />
3. Gatunkami hydromakrofitów akumulującymi największe ilości fluorków są spośród roślin<br />
strefy przybrzeżnej trzcina pospolita i potocznik wąskolistny, a spośród roślin toni<br />
wodnej rzęsa drobna.<br />
4. Na ilość zakumulowanych fluorków w tkankach wielu gatunków hydromakrofitów istotny<br />
wpływ ma zawartość tych jonów w osadach dennych, podczas gdy stężenie fluorków<br />
w wodzie w niewielkim stopniu wpływa na koncentrację tych jonów w tkankach roślin<br />
wyższych zasiedlających wody rzeki Gunica.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
CAMARGO J.A. 1996. Comparing levels of pollutants in regulated rivers with safe concentrations<br />
of pollutants for fishes: a case study. Chemosphere 33: 81–90.<br />
COMARGO J.A. 2003. Fluoride toxicity to aquatic organisms: a review. Chemosphere 50:<br />
251–264.<br />
DATTA D.K., GUPTA L.P., SUBRAMANIAN V. 2000. Dissolved fluoride in the lower Ganges-Brahmaputra-Meghna<br />
River system in the Bengal Basin, Bangladesh. Environ.<br />
Geol. 39: 1163–1168.<br />
DĄBROWSKA E., BALUNOWSKA M., LETKO E. 2001. Zagrożenia wynikające z nadmiernej<br />
podaży fluoru. Nowa Stomat. 4: 22–27.<br />
DIVAN JR. A.M., OLIVA M.A., FERREIRA F.A. 2008. Dispersal fluoride accumulation<br />
in eight plant species. Ecol. Indic. 8: 454–461.<br />
DURDA A., MACHOY Z., SIWKA W., SAMUJŁO D. 1986. Ocena stopnia przygotowania<br />
materiału badawczego do oznaczania fluorków. Bromat. Chem. Toksykol. 19: 209–<br />
213.<br />
HOCKING M.B., HOCKING D., SMYTH T.A. 1980. Fluoride distribution and dispersion<br />
processes about an industrial point source in a forested coastal zone. Water Air Soil<br />
Pollut. 14: 133–157.<br />
JARKOWSKI M., GRABECKI J. 1995. Monitoring biologiczny narażenia środowiskowego<br />
na fluor. W: Środowiska i zdrowie [Karski J.B., Pawlak J. (red.)]: 339–344.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa.<br />
MACHOY-MOKRZYŃSKA A., MACHOY Z. 2006. Aktualne kierunki badań nad fluorem.<br />
Ann. Acad. Med. Stetin. 52, Suppl. 1: 73–77.<br />
MEINHART B. 1994. Fluor rozpuszczalny w glebie. Aura 1: 27–28.<br />
NOWAK J., KURAN B. 2000. Dynamika przemian fluoru w glebie z form rozpuszczalnych<br />
do nierozpuszczalnych w wodzie. Rocz. Glebozn. 5(1/2): 125–133.<br />
352
Akumulacja fluorków w wybranych gatunkach hydromakrofitów w zależności...<br />
OGOŃSKI T., SAMUJŁO D. 1996. Metody stosowane w analityce fluoru. Metab. Fluoru ’96.<br />
Analityka związków fluoru. Szczecin: 11–14.<br />
PIŃSKWAR P., JEZIERSKA-MADZIAR M., FURMANIAK P. 2000. Fluoride compounds<br />
content in the water and bottom sediments in the Warta River old riverbed in Luboń.<br />
Folia Univ. Agric. Stetin. ser. Piscaria 214(27): 159–172.<br />
SINHA S., SAXENA R., SINGH S. 2000. Fluoride removal from Hydrilla verticillata Royle<br />
and its toxic effects. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 65: 683–690.<br />
SZYMCZAK J., GRAJETA H. 1982. Zawartość fluoru w produktach roślinnych z terenów<br />
przemysłowych. Bromat. Chem. Toksykol. 15(1-2): 47–51.<br />
WĘDZISZ A. 1994. Fluor – środowisko – żywność. Bromat. Chem. Toksykol. 27: 347–352.<br />
353
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Lidia Dąbrowska*<br />
SPECJACJA METALI CIĘŻKICH W OSADACH DENNYCH ZBIORNIKA<br />
KOZŁOWA GÓRA<br />
SPECIATION OF HEAVY METALS IN BOTTOM SEDIMENTS<br />
OF THE KOZŁOWA GÓRA RESERVOIR<br />
Słowa kluczowe: osady denne, metale ciężkie, ekstrakcja sekwencyjna.<br />
Key words: bottom sediments, heavy metals, sequential extraction.<br />
In this study the distribution of particular heavy metals (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb, Cr) between<br />
grain fractions of the investigated bottom sediments of the Kozłowa Góra Reservoir was analyzed<br />
as well as their chemical forms in the deposits. For the sequential extraction analysis<br />
of metals from the sampled bottom sediments, the method suggested by Tessier was applied.<br />
The metal total concentration in the grain fraction of the sediment with the particle site<br />
Specjacja metali ciężkich w osadach dennych zbiornika Kozłowa Góra<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Większość metali ciężkich dostających się do wód jest związania i transportowana z zawiesiną,<br />
której depozycja prowadzi do powstawania osadów dennych w zbiornikach wodnych.<br />
Zanieczyszczone osady mogą szkodliwie oddziaływać na zasoby biologiczne wód powierzchniowych<br />
i pośrednio na zdrowie człowieka. Ze względu na wielokrotnie większe stężenia<br />
substancji szkodliwych w osadach niż w wodzie analiza chemiczna osadów umożliwia<br />
obserwację zmian nawet przy stosunkowo niewielkim stopniu zanieczyszczenia.<br />
Na skutek różnych procesów chemicznych i biochemicznych zachodzących w ciekach<br />
wodnych metale ciężkie związane w osadach dennych mogą być uwalniane do wód, powodując<br />
ich wtórne zanieczyszczenie. Metale związane w drodze adsorpcji, zwłaszcza fizycznej,<br />
łatwo przechodzą do toni wodnej. Zmiana zasolenia, wywołana na przykład zmianą stężenia<br />
jonu chlorkowego czy też stężenia związków kompleksujących obecnych wśród zanieczyszczeń<br />
wody, wystarcza, aby zaadsorbowane metale zostały uwolnione do toni wodnej<br />
i w postaci rozpuszczonej stały się biodostępnymi formami. Mikroorganizmy, których komórki<br />
mogą zawierać metale ciężkie, odgrywają również znaczącą rolę w przemieszczaniu<br />
się metali ciężkich z toni wodnej do osadów dennych. Po obumarciu opadają na dno,<br />
gdzie w procesach biochemicznego rozkładu substancji organicznych, uprzednio biokumulowane<br />
metale, mogą przejść do toni wodnej lub ulec transformacji w nierozpuszczalne formy.<br />
Znaczna ilość metali może być uwięziona w sieci krystalicznej krzemianów lub tworzyć<br />
związki o znikomej rozpuszczalności. Metale te praktycznie nie mogą przedostać się w warunkach<br />
naturalnych do organizmów żywych i nie stanowią zagrożenia w odniesieniu do<br />
środowiska.<br />
Do oceny potencjalnego zagrożenia danego ekosytemu ze strony metali ciężkich zdeponowanych<br />
w osadach dennych istotna jest identyfikacja form chemicznych metali i ich ilościowe<br />
oznaczenie. Celowi temu służy analiza specjacyjna metali, oparta na ekstrakcji sekwencyjnej<br />
polegającej na kolejnym wymywaniu metali z osadu specyficznymi ekstrahentami<br />
[Barałkiewicz i in. 2009; Rao i in. 2008; Glyzes i in. 2002].<br />
W badaniach osadów dennych najczęściej stosowana jest procedura ekstrakcji zaproponowana<br />
przez Tessiera, Campbella i Bissona, której zastosowanie umożliwia wyekstrahowanie<br />
metali wymiennych, związanych z węglanami, z uwodnionymi tlenkami żelaza<br />
i manganu, z materią organiczną oraz pozostałych [Tessier i in. 1979]. Za mobilne uważa<br />
się metale występujące w dwóch pierwszych frakcjach, z których ich uwalnianie następuje<br />
pod wpływem zmiany pH, składu jonowego wody.<br />
Celem prezentowanych badań była ocena zanieczyszczenia metalami ciężkimi (Zn,<br />
Cu, Ni, Cd, Pb, Cr) osadów dennych zbiornika Kozłowa Góra. W pracy przeanalizowano,<br />
w jaki sposób całkowita zawartość poszczególnych metali ciężkich rozkłada się pomiędzy<br />
frakcje ziarnowe osadów oraz w jakich formach chemicznych metale są związane<br />
w osadach.<br />
355
Lidia Dąbrowska<br />
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />
2.1. Obiekt badań<br />
Zbiornik zaporowy Kozłowa Góra jest zlokalizowany na terenie gminy Świerklaniec<br />
w zlewni rzeki Brynica, należącej do dorzecza Przemszy. Najbliższe miasta to: Miasteczko<br />
Śląskie, Tarnowskie Góry i Piekary Śląskie. Zbiornik powstał przez przegrodzenie zaporą<br />
doliny Brynicy i spiętrzenie wód tej rzeki. Jest częściowo od strony zachodniej obwałowany.<br />
Powierzchnia zlewni wynosi 184 km 2 . Jej część prawostronna w dużej części jest zalesiona,<br />
a lewostronna użytkowana rolniczo. Przy normalnym poziomie spiętrzenia zbiornik zajmuje<br />
powierzchnię około 5,5 km 2 , a jego pojemność wynosi około 13 mln m 3 . Jest stosunkowo<br />
płytki, średnia głębokość zbiornika to 2,4 m [Jaguś, Rzętała 2003]. Aktualnie omawiany<br />
zbiornik jest źródłem wody dla Zakładu Produkcji Wody w Wymysłowie, należącego do Górnośląskiego<br />
Przedsiębiorstwa Wodociągów. Spełnia również zadania przeciwpowodziowe<br />
oraz w ograniczonym zakresie jest wykorzystywany turystyczno-rekreacyjnie.<br />
2.2. Pobór próbek<br />
Próbki osadów dennych pobrano w listopadzie 2009 r., w trzech punktach z wierzchniej<br />
warstwy o grubości 5 cm. Lokalizację punktów pomiarowych przedstawiono na rysunku 1.<br />
Punkt 1 zlokalizowany był po stronie wschodniej zbiornika, natomiast punkty 2 i 3 w południowej<br />
części, przy zaporze.<br />
Do pobrania osadów użyto czerpacza rurowego. W każdym punkcie pomiarowym pobrano<br />
po trzy próbki osadu.<br />
Rys. 1. Lokalizacja punktów poboru próbek osadów dennych , i<br />
Fig. 1. Location of the sampling sites of bottom sediments , and<br />
356
Specjacja metali ciężkich w osadach dennych zbiornika Kozłowa Góra<br />
2.3. Metodyka oznaczania metali ciężkich<br />
Próbki pobranych osadów dennych poddano w laboratorium suszeniu w warunkach powietrzno-suchych,<br />
a następnie w suszarce, w temperaturze 105°C. Za pomocą wytrząsarki<br />
z zestawem sit rozdzielono osady na następujące klasy ziarnowe: 1 mm.<br />
Wyodrębnione frakcje ziarnowe osadów (oprócz >1 mm) poddano analizie na zawartość<br />
całkowitą metali ciężkich (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb i Cr).<br />
Mineralizację osadów przeprowadzono w temperaturze 100°C, w czasie dwóch godzin.<br />
Do mineralizacji zastosowano mieszaninę stężonych kwasów HNO 3<br />
i HCl (1:3 v:v oraz wodę<br />
królewską). Oznaczenie metali ciężkich w uzyskanych ekstraktach przeprowadzono metodą<br />
absorpcyjnej spektrometrii atomowej ASA (spektrometrem novAA 400, Analytik Jena).<br />
Do ekstrakcji sekwencyjnej metali z osadów zastosowano metodę Tessiera. Poszczególne<br />
etapy ekstrakcji przeprowadzono w probówkach, do których odważono po 1 g<br />
(±0,001 g) wysuszonych do stałej masy próbek osadu dennego.<br />
W pierwszym etapie ekstrakcji, w celu wyekstrahowania metali wymiennych, dodano<br />
do osadu 8 ml 1M roztworu MgCl 2<br />
o pH=7. Mieszaninę w zamkniętej probówce wstrząsano<br />
przez jedną godzinę, w temperaturze 22°C, na wstrząsarce poziomej. Następnie próbkę<br />
odwirowano w wirówce z prędkością 6000 obr/min przez 10 minut. Ciecz znad osadu odpipetowano.<br />
W drugim etapie ekstrakcji (metale związane z węglanami) do pozostałego w probówce<br />
osadu dodano 8 ml 1M roztworu CH 3<br />
COONa zakwaszonego roztworem CH 3<br />
COOH do<br />
pH=5. Następnie próbkę wstrząsano przez pięć godzin, w temperaturze 22°C.<br />
Zarówno w tym, jak i w następnych etapach ekstrakcji powtarzano procedurę odwirowywania.<br />
W trzecim etapie dodano do osadu 20 ml 0,04M roztworu NH 2<br />
OH·HCl w 25% (v/v)<br />
CH 3<br />
COOH, po czym probówkę z osadem wstrząsano na wstrząsarce przez pięć godzin,<br />
w temperaturze 95°C (frakcja uwodnionych tlenków żelaza i manganu).<br />
W czwartym etapie do probówki z osadem dodano 3 ml 0,02M roztworu HNO 3<br />
i 5 ml 30%<br />
H 2<br />
O 2<br />
. Próbkę wstrząsano przez dwie godziny w temperaturze 85°C. Następnie dodano 5 ml<br />
30% H 2<br />
O 2<br />
i wstrząsano przez kolejne trzy godziny. Po tym czasie dodano 5 ml 3,2M roztworu<br />
CH 3<br />
COONH 4<br />
w 20% (v/v) HNO 3<br />
i wstrząsano jeszcze przez pół godziny, w temperaturze<br />
22°C (wydzielanie metali związanych z materią organiczną, a także w formie siarczkowej).<br />
Piąty etap ekstrakcji (frakcja pozostałościowa) polegał na mineralizacji pozostałości po<br />
czwartym etapie ekstrakcji wodą królewską.<br />
W otrzymanych w kolejnych etapach ekstrakcji ekstraktach oznaczono stężenia metali<br />
metodą ASA, a następnie po przeliczeniach podano wynik w mg/kg suchej masy osadu.<br />
Sprawdzono zgodność całkowitej zawartości metali w osadach oznaczonej po mineralizacji<br />
osadów wodą królewską z sumą zawartości metali w poszczególnych frakcjach, uzy-<br />
357
Lidia Dąbrowska<br />
skaną z ekstrakcji sekwencyjnej. Suma zawartości metali w analizowanych frakcjach chemicznych<br />
stanowiła 94–103% całkowitej ich ilości w osadach, oznaczonej bez frakcjonowania.<br />
Świadczy to o poprawności zastosowanej metodyki badań i wiarygodności uzyskanych<br />
wyników [Kelderman, Osman 2007].<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Analiza granulometryczna wykazała, że we wszystkich pobranych osadach dominowała<br />
frakcja ziarnowa
Specjacja metali ciężkich w osadach dennych zbiornika Kozłowa Góra<br />
2<br />
3<br />
Osad<br />
zanieczyszczony<br />
W osadzie pobranym w punktach pomiarowych 1 i 2 największą zawartość miedzi, kadmu,<br />
niklu i chromu stwierdzono we frakcji ziarnowej
Lidia Dąbrowska<br />
Rys. 3. Procentowa zawartość metali ciężkich w następujących frakcjach chemicznych osadu<br />
pkt. 3: I – wymiennej, II – węglanowej, III – tlenków Fe i Mn, IV– organiczno-siarczkowej,<br />
V– pozostałościowej<br />
Fig. 3. Percentage of heavy metals in chemical fractions of sediment point 3: I – exchangeable,<br />
II – carbonate, III – Fe and Mn oxides, IV – organic matter/sulfide, V – residual<br />
360
Specjacja metali ciężkich w osadach dennych zbiornika Kozłowa Góra<br />
nieczyszczone [Bojakowska, Sokołowska 1998]. Do oceny ekotoksykologicznej stosuje się<br />
wartości PEL, określające zawartość pierwiastka, powyżej której często jest obserwowany<br />
szkodliwy wpływ zanieczyszczonych osadów na organizmy wodne [Ocena osadów... 2011].<br />
Analizując całkowitą zawartość metali we frakcji ziarnowej osadów
Lidia Dąbrowska<br />
Największą zawartość cynku i chromu w klasie ziarnowej Ni>Cd>Zn>Cu>Cr. Taką kolejność metali uzyskano<br />
na podstawie procentowego udziału metali w dwóch pierwszych frakcjach (wymiennej<br />
i węglanowej), uważanych za najbardziej mobilne. Przy ocenie ilościowej zawartości wymienionych<br />
metali (w mg/kg) we frakcjach mobilnych, ich kolejność w szeregu była następująca:<br />
Zn>Pb>Ni>Cd>Cu>Cr. Tak więc dwie pierwsze frakcje obejmujące formy mobilne,<br />
najbardziej wrażliwe na zmiany warunków środowiskowych w strefie przydennej, stanowiły<br />
znaczny udział w ogólnej zawartości takich metali, jak: ołów, nikiel, kadm i cynk.<br />
4. PODSUMOWANIE<br />
Gospodarcze wykorzystanie wody ze zbiornika Kozłowa Góra polega na jej uzdatnianiu<br />
i wprowadzaniu do sieci wodociągowej Górnośląskiego Przedsiębiorstwa Wodociągów,<br />
z przeznaczeniem wody do spożycia. Zbiornik jest również udostępniany do wędkowania.<br />
Dlatego tak ważne jest monitorowanie jakości wody i osadów dennych tego zbiornika.<br />
Największe stężenie spośród analizowanych metali stwierdzono w cynku w osadzie<br />
z punktu 1, klasyfikujące ten osad jako zanieczyszczony. Wartość PEL (3,5 mg/kg) została<br />
362
Specjacja metali ciężkich w osadach dennych zbiornika Kozłowa Góra<br />
przekroczona w odniesieniu do kadmu w osadach pobranych w punktach 1 i 3, cynku (315<br />
mg/kg) w punkcie 1, ołowiu natomiast (91 mg/kg) w osadach ze wszystkich punktów.<br />
Badane osady denne charakteryzował mały udział frakcji wymiennej metali w całkowitej<br />
zawartości. Największą zawartość cynku i chromu stwierdzono we frakcji związków<br />
praktycznie nierozpuszczalnych. Miedź występowała przede wszystkim we frakcji organiczno-siarczkowej,<br />
ołów i nikiel natomiast w połączeniu z węglanami. Zawartość kadmu była<br />
dominująca w zależności od punktu poboru we frakcji uwodnionych tlenków żelaza i manganu<br />
lub węglanowej. Znaczny udział frakcji węglanowej oraz uwodnionych tlenków żelaza<br />
i manganu w wiązaniu ołowiu, kadmu, niklu i cynku może spowodować przy zakwaszeniu<br />
wody i zmianie warunków utleniająco-redukcyjnych uruchamianie tych metali z osadów<br />
do toni wodnej zbiornika.<br />
Badania wykonano w ramach BW-402-201/06.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ALEKSANDER-KWATERCZAK U., SIKORA W.S., WÓJCIK R. 2004. Rozkład zawartości<br />
metali ciężkich pomiędzy frakcje ziarnowe w osadach dennych rzeki Odry. Geologia<br />
(2)30: 165–174.<br />
BARAŁKIEWICZ D., BULSKA E. (red) 2009. Specjacja chemiczna. Problemy i możliwości.<br />
Wyd. MALAMUT, Warszawa.<br />
BOJAKOWSKA I., SOKOŁOWSKA G. 1998. Geochemiczne klasy czystości osadów wodnych.<br />
Przegląd Geologiczny (1)<strong>49</strong>: <strong>49</strong>–54.<br />
DĄBROWSKA L. 2009. Heavy metals content distribution in grain site fractions of the Warta<br />
River sediments. Polish Journal of Environmental Studies (2B)18: 143–147.<br />
FRANKOWSKI M., ZIOŁA A., SIEPAK M., SIEPAK J. 2008. Analysis of heavy metals in particular<br />
granulometric fractions of bottom sediments in the Mała Wełna River (Poland).<br />
Polish Journal of Environmental Studies (3)17: 343–350.<br />
GLYZES CH., TELLIER S., ASTRUC M. 2002. Fractionation studies of trace elements in<br />
contaminated soils and sediments: a review of sequential extraction procedures. Trends<br />
in Analytical Chemistry 21: 451–467.<br />
JAGUŚ A., RZĘTAŁA M. 2003. Zbiornik Kozłowa Góra, funkcjonowanie i ochrona na tle<br />
charakterystyki geograficznej i limnologicznej. Państwowe Towarzystwo Geograficzne,<br />
Warszawa.<br />
KELDERMAN P., OSMAN A.A. 2007. Effect of redox potential on heavy metal binding forms<br />
in polluted canal sediments in Delft (The Netherlands). Water Research 41: 4251–4261.<br />
LOSKA K., WIECHUŁA D., PĘCIAK G. 2003. Wykorzystanie analizy specjacyjnej w badaniu<br />
biodostępności metali w osadzie dennym Zbiornika Rybnickiego. Problemy Ekologii<br />
(2)7: 69–74.<br />
363
Lidia Dąbrowska<br />
Ocena osadów wodnych na podstawie kryteriów geochemicznych. 2011. (www.gios.<br />
gov.pl).<br />
RAO C.R.M., SAHUGUILLO A., LOPEZ SANCHEZ J.F. 2008. A review of the different methods<br />
applied in environmental geochemistry for single and sequential extraction of trace<br />
elements in soils and related materials. Water Air Soil Polut 189: 291–333.<br />
ROSIŃSKA A., DĄBROWSKA L. 2008. PCB i metale ciężkie w osadach dennych zbiornika<br />
zaporowego w Poraju. Inżynieria i <strong>Ochrona</strong> Środowiska (4)11: 455–469.<br />
TESSIER A., CAMPBELL P.G., BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for the<br />
speciation of particulate trace metals. Analytical Chemistry (7)51: 844–851.<br />
TOKALIOGLU S., KARTAL S., ELCI L. 2000. Determination of heavy metals and their speciation<br />
in lake sediments by flame atomic absorption spectrometry after a four- stage<br />
sequential extraction procedure. Analytica Chimica Acta 413: 33–40.<br />
YANG Z., YING W., ZHENYAO S., JUNFENG N., ZHENWU T. 2009. Distribution and speciation<br />
of heavy metals in sediments from the mainstream, tributaries, and lakes of the<br />
Yangtze River catchment of Wuhan, China. Journal of Hazardous Materials 166: 1186–<br />
1194.<br />
YAO Z. 2008. Comparison between BCR sequential extraction and geo-accumulation method<br />
to evaluate metal mobility in sediments of Dongting Lake, Central China. Chinese<br />
Journal of Oceanology and Limnology (1)26: 14–22.<br />
YUAN X., DENG X., SHEN Z., GAO Y. 2007. Speciation and potential remobilization of<br />
heavy metals in sediments of the Taihu Lake, China. Chinese Journal of Geochemistry<br />
(4)26: 384–393.<br />
364
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Alena Vollmannová*, Michal Kujovsky*, Julius Arvay*,<br />
Lubos Harangozo*, Juraj Toth*<br />
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
METALE CIĘŻKIE W TERENACH NADRZECZNYCH GÓRNEJ NITRY<br />
Key words: heavy metals, riverside sediments, environment.<br />
Słowa kluczowe: metale ciężkie, osady nadrzeczne, środowisko.<br />
Zlewnia rzeki Nitry jest częścią regionu Górnej Nitry. Rzeka ta ma źródła w środkowej Słowacji<br />
na południowych stokach Małej Fatry, płynie przez Nizinę Naddunajską i wpływa do rzeki<br />
Wag. Jej długość wynosi 196,7 km. Na jakość wód rzeki Nitry szczególny wpływ ma przemysł.<br />
Zakłady Chemiczne Nováky, Kopalnie Górnej Nitry, elektrociepłownia i elektrownia w Zemianskich<br />
Kostolanach są najważniejszymi źródłami zanieczyszczeń rzeki Nitry. Wśród zanieczyszczeń<br />
stwierdzono obecność metali ciężkich, które charakteryzuje duża toksyczność.<br />
Celem prezentowanej pracy jest określenie zawartości metali ciężkich kadmu, ołowiu, niklu,<br />
cynku, miedzi, chromu, kobaltu i rtęci w osadach nadbrzeżnych rzeki Nitry. Próbki osadów<br />
pobierano w 9 lokalizacjach górnego biegu rzeki na odcinku ok. 50 km, pomiędzy punktami<br />
pomiarowymi Opatowce i Topolcany. Zmierzona zawartość była porównana z zawartością<br />
dopuszczalną określoną w odnośnym krajowym akcie prawnym (220/2004). Określano<br />
także zawartość różnych form metali ciężkich w glebie, stosując w tym celu metodę analizy<br />
sekwencyjnej.<br />
Do określenia poziomu zawartości metali ciężkich zastosowano metodę płomieniowej spektrometrii<br />
absorpcji atomowej. Odczyn pH oznaczony w roztworze KCl wynosił 7,09–7,60, co<br />
oznacza, że badane próbki charakteryzował odczyn od obojętnego do zasadowego. Zawartość<br />
kadmu i rtęci była kilkakrotnie większa od zawartości tych metali określonej aktem prawnym,<br />
wynoszącej w mg·kg -1 : kadm 2,9–4,7, rtęć 4,4–12,6. W odniesieniu do ołowiu określono<br />
frakcję biodostępną, która także przekroczyła dopuszczalną zawartość 1,8–2,5 mg·kg -1 .<br />
* Prof., RNDr. Alena Vollmannová, PhD., Ing. Michal Kujovský, Ing. Július Árvay, PhD., Ing.<br />
Ľuboš Harangozo, PhD., Ing. Juraj Tóth – Dept. of Chemistry, Faculty of Biotechnology<br />
and Food Sciences, Slovak University of Agriculture, Tr. A. Hlinku 2, 9<strong>49</strong> 76 Nitra, Slovak<br />
Republic; tel.: +421376414374; e-mail: alena.vollmannova@uniag.sk<br />
365
Alena Vollmannová i in.<br />
Uzyskane wyniki wskazują na konieczność podjęcia takich działań jak lepsze oczyszczanie<br />
ścieków przemysłowych i ścieków z aglomeracji miejskich oraz budowa nowych<br />
oczyszczalni.<br />
1. Introduction<br />
Water with its indispensable economic and ecological importance belongs to basic components<br />
of the environment. Groundwater and surface water have important function as<br />
the part of the environment and are also very important for ensure of economic and other<br />
needs. Due to intensive exploatation it is necessary to save, regulate and regenerate the<br />
water sources [Volaufova and Langhammer 2007]. Quality of surface water is influenced<br />
by many factors. The most important are geomorphological conditions, atmospheric influences<br />
and anthropic activity. In last years especially the influence of human activities on<br />
surface water quality is evident. The content of contaminants causes also the unsatisfactory<br />
quality of surface water. Nitra river basin is part of Upper Nitra region. The flow stems<br />
under Revan (1204.6 m nad m) in Little Fatra, continues into Danube Plain, where drains<br />
into Vah river. The length of river flow is 196.7 km. The river basin has several tributaries,<br />
which are also contaminated. The river with tributaries forms the environment for the biodiversity<br />
of biotops, plant and animal species. The environment is disturbed by human activity.<br />
The treatment of the flow and difficult and frequent accidents contribute to decreasing of<br />
ecological and environmental quality in river basin [Andreji, Stranai 2007]. The Nitra River is<br />
one of most polluted rivers in the Slovak Republic, due to numerous industrial and municipal<br />
emissions, and low level of wastewater treatment [Masliev et al. 1994]. The water quality<br />
in Nitra river is influenced especially by industrial activity [Liska et al. 1996]. The industrial<br />
enterprises epecially chemical factory in Novaky, Upper Nitra Mines (UNM) in Prievidza,<br />
Handlova and Novaky, heating plant and power plant in Zemianske Kostolany are the most<br />
important sources of Nitra river contamination. Nitra river is during last decades considered<br />
as strongly contaminated water flow caused by anthropic activity. The contaminants include<br />
also heavy metals with high toxicity.<br />
The aim of the work was to determine the content of Cd, Pb, Ni, Zn, Cu, Cr, Co and Hg<br />
in Upper Nitra riverside.<br />
2. Material and methods<br />
The samples of riverside sediments were collected from 9 sites along the upper flow<br />
of Nitra river. Distance between the starting site Opatovce upon Nitra and end point site<br />
Topolcany was about 50 km. The starting point was chosen because of river Nitra relocation<br />
in Opatovce in 2009 into the new riverbed in length 1850 m. The reason to build a new<br />
bed is the release of surface for the upcoming a new productive capacity of UNM in Prievidza.<br />
366
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
At a depth of over 200 meters the coal seam is located, from which the next few years UNM<br />
want to get 7.2 million tons of lignite. Nitra River connects automatically to the original riverbed<br />
in Novaky.<br />
The soil samples from these places were taken by valid methods with pedological probe<br />
GeoSampler f. Fisher. Pseudototal content of Cd, Pb, Ni, Zn, Cu, Cr and Co including all<br />
of the forms besides residual fraction of metals was assessed in solution of aqua regia and<br />
content of mobile forms of selected heavy metals in soil extract of NH 4<br />
NO 3<br />
(c = 1 mol·dm -3 ).<br />
Gained results were evaluated according to Law 220/2004.<br />
Ecotoxicological studies in soil showed that metal speciation is one of the key factors<br />
affecting uptake of metals by plants. Chemical properties of metals in soil and their retention<br />
in the solid soil phase is affected by pH, quantity of the metal, cation-exchange capacity,<br />
content of organic matter and mineralogy of soil. Changes in chemical properties of<br />
soils result in changes in their availability for plants [Vollmannova et al. 2002]. Therefore<br />
different metal forms in the investigated riverside sediments were determined by selective<br />
sequential extraction (SSE) according Zeien, Brümmer [1989]. This method is based on<br />
the extraction of heavy metals bound with the soil components, by the application of different<br />
solutions on the same soil sample. The obtained extracts are separated from the<br />
solid phase by centrifugation and the residue is subjected to the next step of extraction.<br />
SSE is instrumental in the assessment of potential mobility and availability of metals in<br />
soils (Tab. 1).<br />
Table 1. Metal fractions and extractants according Zeien - Brümmer´s sequential extraction<br />
procedure<br />
Tabela 1. Frakcje metali i roztwory stosowane do ekstrakcji wg procedury ekstrakcji sekwencyjnej<br />
Zeien - Brümmer´s<br />
Step<br />
I<br />
Fraction<br />
mobile<br />
II exchangeable<br />
III<br />
IV<br />
V<br />
VI<br />
easily reducible<br />
EDTA extractable<br />
moderately<br />
reducible<br />
strongly reducible<br />
Specification of binding to soil components<br />
water soluble and easily soluble metal<br />
forms<br />
specifically adsorbed metal forms and<br />
metal forms bound to carbonates<br />
metal forms bound to Mn - oxides<br />
Extractant<br />
1 M NH 4<br />
NO 3<br />
; 24 h (pH = 7)<br />
1 M CH 3<br />
COONH 4<br />
; 24 h (pH = 6)<br />
0.1 M NH 2<br />
OH.HCl + 1 M CH 3<br />
CO-<br />
ONH 4<br />
; 0.5 h (pH = 6)<br />
metal forms bound to organic matter 0.025 M NH 4<br />
-EDTA; 1.5 h (pH = 4.6)<br />
metal forms bound to amorphous Fe<br />
- oxides<br />
metal forms bound to crystalline Fe<br />
- oxides<br />
0.2 M NH 4<br />
– oxalate; 4 h (pH = 3.25)<br />
0.1 M Ascorbic acid + 0.2 M NH 4<br />
–<br />
oxalate; 0.5 h (pH = 3.25)<br />
VII residual metal forms in silicates HNO 3<br />
+ HClO 4<br />
The flame atomic absorption spectrometry (AAS VarianAASpectrDUO240FS/ 240Z/UltrAA)<br />
was the used analytical method for heavy metal levels determination.<br />
367
Alena Vollmannová i in.<br />
In Table 2 the names of localities of sediment sample collection and their position to<br />
potential industrial sources of the environmental contamination are presented. The minimal<br />
distance from the potential contaminating sources (sample point Novaky) was 2 km from<br />
UNM in Novaky (south) and in Prievidza (south-east). The maximal distance (sample point<br />
Topolcany) was 42.3 km from UNM in Handlova (north-east-east).<br />
Table 2. Localities of sediment sample collection and their position to potential sources of the<br />
environmental contamination<br />
Tabela 2. Lokalizacja punktów pomiarowych poboru osadów w odniesieniu do potencjalnych<br />
źródeł zanieczyszczeń<br />
Locality of sediment<br />
sample collection<br />
Position of locality toward emmission sources<br />
Zemianske Kostolany<br />
Novaky Handlova Prievidza<br />
Opatovce upon Nitra SW 6.8 km SE 14 km S 5.5 km SSW 8 km<br />
Novaky S 2 km SE 14 km SE 2 km S 3.20 km<br />
Chalmova NE 6.2 km NEE 18 km SE 8 km SE 4.9 km<br />
Male Krstenany NE 11 km NEE 23 km SE 13 km SE 10 km<br />
Partizanske NE 13.3 km NEE 25 km SE 15.5 km SE 12.3 km<br />
Partizanske confluence NE 16.5 km NEE 28.5 km SE 18.8 km SE 15.5 km<br />
Chynorany NE 21.5 km NEE 33.5 km SE 20.6 km SE 20.7 km<br />
Bosany NE 25.5 km NEE 37 km SE 27.5 km SE 24.5 km<br />
Topolcany NE 30.8 km NEE 42.3 km SE 32.8 km SE 30 km<br />
3. Results and discussion<br />
In Table 3 the determined values of active and exchangeable soil reaction and heavy<br />
metal contents in soil extract by aqua regia are presented. With increasing pH, content of<br />
organic mater and clay the solubility of most metals decreases due to their increased adsorption.<br />
Of the soil parameters soil pH is one of the parameters that affect significantly the<br />
share of bioavailable forms of metals [Takac et al. 2009].<br />
The determined pH/KCl was in interval 7.09 – 7.60, it means the investigated riverside<br />
sediments have neutral till alkaline soil reaction. In the sediment samples the humus supply<br />
was good till very good (3.03% – 5.81%) due to high content of oxidizable carbon (1.76%<br />
– 3.37%).<br />
The soil contamination by Cd and Hg was analytically confirmed. The contents of these risk<br />
elements in soil extract by aqua regia 2.9 – 4.7 fold (Cd) and 4.4 – 12.6 fold (Hg) exceeded the<br />
limit values (0.4 mg·kg -1 and 0.15 mg·kg -1 respectively) given by the legislative.<br />
368
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
Table 3. Soil reaction and heavy metals content in soil extract by aqua regia in mg·kg -1<br />
Tabela 3. Charakterystyka gleb i zawartość metali ciężkich w ekstrakcie glebowym z zastosowaniem<br />
wody królewskiej w mg·kg -1<br />
Locality of sediment<br />
sample collection<br />
pH<br />
(H 2<br />
O)<br />
pH<br />
(KCl)<br />
Aqua regia, mg·kg -1<br />
Cd Pb Ni Zn Cu Cr Co Hg<br />
Opatovce 8.40 7.28 1.48 19.80 21.80 69.00 14.00 23.40 11.00 0.06<br />
Novaky 8.11 7.09 1.16 19.00 19.80 57.80 14.00 21.60 10.60 0.11<br />
Chalmova 8.43 7.60 1.22 15.60 13.80 52.20 11.20 14.60 8.40 0.66<br />
M. Krstenany 8.22 7.36 1.80 18.00 18.00 48.20 13.60 19.00 9.80 1.31<br />
Partizanske 8.32 7.22 1.40 20.20 20.20 <strong>49</strong>.00 15.00 24.00 10.40 0.66<br />
Partizanske - confluence 8.19 7.41 1.36 16.80 16.40 52.00 12.40 17.60 9.00 1.07<br />
Chynorany 8.28 7.35 1.64 20.40 21.20 58.20 17.40 23.80 10.20 1.29<br />
Bosany 8.14 7.31 1.88 24.40 21.00 72.20 17.80 24.20 12.00 1.89<br />
Topolcany 8.15 7.30 1.40 21.60 22.80 70.00 18.80 35.80 11.40 1.38<br />
Limit value* - - 0.40 25.00 40.00 100.0 30.00 50.00 15.00 0.15<br />
Average 8.25 7.32 1.48 19.53 19.44 58.73 14.91 22.67 10.31 0.94<br />
Min 8.11 7.09 1.16 15.60 13.80 48.20 11.20 14.60 8.40 0.06<br />
Max 8.43 7.60 1.88 24.40 22.80 72.20 18.80 35.80 12.00 1.89<br />
St. dev. 0.12 0.14 0.25 2.62 2.88 9.41 2.58 5.96 1.13 0.61<br />
Median 8.22 7.31 1.40 19.80 20.20 57.80 14.00 23.40 10.40 1.06<br />
Note: *Law 220/2004; - not applicable.<br />
Sin et al. [2001] found more higher concentrations of Cu (1.660 mg·g -1 ), Pb (0.345 mg·g -1 ),<br />
Zn (2.200 mg·g -1 ) and Cr (0.066 mg·g -1 ) in surface sediments of the Shing Mun River. The industrial<br />
effluents discharged from electroplating, metal works plants, garages and dyeing factories<br />
have contributed a significant amount of these metals in sediments. On other hand Cardoso<br />
et al. [2001] determined lower contents of Hg and Cu (0.028 mg·kg -1 and 14 mg·kg -1<br />
respectively) in in the Ribeira Bay sediments. The similarity of the metal concentration in the<br />
Ribeira Bay with average shales confirmed that the metal content in the studied area can be<br />
explained by natural conditions. The similar results are presented also by Titaeva et al. [2007].<br />
These authors assessed relatively low average concentrations of heavy metals (Pb 16.4; Ni<br />
12.6; Cr 8.8; Co 2.2; Zn 28.6; Cu 10.7 mg·kg -1 ) in upper horizon of riverside soils in Volga River<br />
Valley. The alluvial soil in the floodplain differs from the other soil types by its low trace element<br />
concentrations. On other hand the flooded soil have higher concentrations of heavy metals as<br />
compared to riverside soils. A relatively wide range of soil concentrations of heavy metals in<br />
369
Alena Vollmannová i in.<br />
sediments of the River Ravi in Pakistan were determined by Rauf et al. [2009]. Metal concentrations<br />
in the sediments ranged from 0.99 to 3.17 for Cd, 4.60 to 57.40 for Cr, 2.22 to 18.53 for<br />
Co and 3.38 to 159.79 mg·kg -1 for Cu.<br />
From determined soil content of heavy metals only bioavailable forms of Pb determined<br />
in soil extract by NH 4<br />
NO 3<br />
1.8 – 2.5 fold exceeded the limit value 0.1 mg·kg -1 .<br />
Table 4. Heavy metals content in soil extract by NH 4<br />
NO 3<br />
and content of C ox<br />
and humus in mg·kg -1<br />
Tabela 4. Zawartość metali ciężkich w ekstrakcie glebowym z zastosowaniem NH 4<br />
NO 3<br />
oraz zawartość<br />
C ox<br />
i próchnicy w mg·kg 1<br />
Locality of sediment<br />
sample collection<br />
C ox.<br />
,<br />
%<br />
Humus,<br />
%<br />
1 mol.dm -3 NH 4<br />
NO 3<br />
,<br />
mg·kg -1<br />
Cd Pb Ni Zn Cu Cr Co<br />
Opatovce 1.76 3.03 0.05 0.20 0.13 0.08 0.09 0.04 0.13<br />
Novaky 2.95 5.08 0.06 0.20 0.15 0.09 0.07 0.04 0.13<br />
Chalmova 2.32 3.99 0.05 0.19 0.12 0.08 0.06 0.02 0.11<br />
M. Krstenany 2.56 4.42 0.06 0.25 0.14 0.08 0.08 0.03 0.14<br />
Partizanske 2.88 4.96 0.06 0.23 0.15 0.60 0.09 0.03 0.14<br />
Partizanske - confluence 2.18 3.75 0.05 0.18 0.17 0.10 0.09 0.04 0.13<br />
Chynorany 2.91 5.02 0.07 0.22 0.18 0.07 0.11 0.02 0.16<br />
Bosany 3.12 5.39 0.07 0.23 0.19 0.10 0.10 0.03 0.17<br />
Topolcany 3.37 5.81 0.08 0.24 0.20 0.07 0.11 0.04 0.18<br />
Limit value* – – 0.10 0.10 1.50 2.00 1.00 – –<br />
Average 2.67 4.61 0.06 0.21 0.16 0.14 0.09 0.03 0.14<br />
Min 1.76 3.03 0.05 0.18 0.12 0.07 0.06 0.02 0.11<br />
Max 3.37 5.81 0.08 0.25 0.20 0.62 0.11 0.04 0.18<br />
St. dev. 0.51 0.88 0.01 0.03 0.03 0.18 0.02 0.01 0.02<br />
Median 2.88 4.96 0.06 0.22 0.15 0.08 0.09 0.03 0.14<br />
Note: *Law 220/2004; - not applicable.<br />
Because of high soil contents in all investigated sediment samples Cd and Pb belong<br />
to the most risky heavy metals in the observed localities. The sequential analysis was applied<br />
for diferrent Cd and Pb metal forms determinations. Zeien and Brümmer´s method<br />
allows a separation of seven fractions with different activity in the soil environment [Rosada<br />
et al. 2007]. It is due to the fact that metals are bound with the soil components, by<br />
the different degree. Figure 1 presents different forms of Cd in riverside sediments. Relatively<br />
high contents of Cd (52-89%) were determined in IV – VII fractions with a difficult<br />
acess for plants.<br />
370
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
Fig. 1. Cadmium content in % in the riverside sediments insulated by SSE<br />
Rys. 1. Zawartość kadmu w % w osadach brzegowych izolowanego metodą SSE<br />
On other hand Cd contents in I and II fractions range in interval 5 – 34%. This suggests<br />
that Cd in potentially bioavailable in observed riverside sediments because the metals present<br />
in the mobile and in the exchangeable fractions are usually thought to be readily available<br />
for plant uptake [Xian 1989].<br />
Figure 2 presents different forms of Pb in riverside sediments. In fraction IV – VII higher<br />
contents of Pb in relationship to Cd were determined (75 – 80%). Pb is mainly associated with<br />
the organic matter (IV. fraction) and with amorphous Fe oxides (V. fraction). The Pb share in<br />
these two fractions ranges in interval (16 – 27% and 20 – 41% respectively). Similar results are<br />
presented by Jaradat et al. [2006], Miretzki et al. [2011]. Also Ratuzny [2009] confirmed that<br />
the grater parts constituted from Pb bound to organic mater and poorly crystalline Fe oxides.<br />
Fig. 2. Lead content in % in the riverside sediments insulated by SSE<br />
Rys. 2. Zawartość ołowiu w % w osadach brzegowych izolowanego metodą SSE<br />
In 7 from 9 investigated riverside sediment samples also Hg content was exceeded in<br />
relation to hygienic limit given by Law 220/2004 for agricultural soils.<br />
371
Alena Vollmannová i in.<br />
4. Conclusions<br />
The polluted river water resulted in pollution of riverside sediments of Nitra river. From<br />
obsered heavy metals the most dangerous contaminants are Cd, Pb and Hg. Sequential<br />
extraction of Cd and Pb showed that especially Cd is associated with mobile and exchangeable<br />
fractions causing also a potential risk for agricultural production in vicinity of Nitra river.<br />
The improvement of present situation would be to take effective measures such as better<br />
cleaning of waste water from the industrial enterprises and urban agglomeration as well as<br />
new waste water treatment plants building.<br />
Acknowledgement. This contribution is the result of the project implementation: Centre<br />
of excellence for white-green biotechnology, ITMS 26220120054, supported by<br />
the Research & Development Operational Programme funded by the ERDF.<br />
References<br />
Andreji J., Stranai I. 2007. A contamination of tissues from tisch originated from the<br />
lower part of Nitra river with some metals (Fe, Mn, Zn, Pb, Cu, Ni, Cr, Cd). Slovak J.<br />
Anim. Sci. Vol 40, No. 3: 146-156.<br />
Cardoso A.G.A. et al. 2001. Metal distribution in sedients from the Ribeira Bay, Rio de<br />
Janeiro – Brazil. J. Braz. Chem. Soc. Vol. 12, No. 6: 767-774.<br />
Jaradat Q.M. et al. 2006. Fractionation and sequential extraction of heavy metals in the<br />
soil of scrapyard of discarded vehicles. Environ Monit Assess, No. 112: 197-210.<br />
Liska I. et al. 1996. Strategy for the screening of organic pollutants in a river basin – an<br />
overview of the Nitra river monitoring programe. Trends in Analytical Chemistry, Vol.<br />
15, No. 8: 326-334.<br />
Masliev I. et al. 1994. Longitudinal water quality profile neasurements and their evaluation<br />
in the Nitra river basin (Slovakia). International Institute for Applied Systems Analysis:<br />
41.<br />
Miretzky P. et al. 2011. Use of partition and redistribution indexes for heavy metal soil<br />
distribution after contamination with a multi-element solution. Jurnal Soils Sediments,<br />
Vol. 11: 619-627.<br />
Ratuzny T. et al. 2009. Total concentrations and speciation of heavy metals in soils of the<br />
Shenyang Zhangshi Irrigation Area, China. Environ Monit Assess, No. 156: 171-180.<br />
Rauf A. et al. 2009. Assessment of heavy metals in sediments of the River Ravi, Pakistan.<br />
Int. Jurnal Agric. Biol. Vol. 11, No. 2: 197-200.<br />
Rosada J. et al. 2007. The risk scale estimation of the agricultural environment pollution<br />
by heavy metals using the sequentila extraction method. Poliosh Jurnal of Chemical<br />
Technology. Vol. 9, No. 3: 151-154.<br />
372
Heavy metals in Upper Nitra riverside<br />
Sin S.N. et al. 2001. Assesment of heavy metal cations in sediments of Shing Mun River,<br />
Hong Kong. Environment International 26: 297-301.<br />
Takac P. et al. 2009. Heavy metals and their bioavailability from soils in the long-term polluted<br />
Central Spis region of SR. Plant Soil Environ. Vol. 55, No. 4: 167-172.<br />
Titaeva N.A. et al. 2007. Petterns in the distribution of several chemical elements in bottom<br />
sediments and soils of the Ivankovo reservoir area. Volga River Valley. Moscow<br />
University Geology Bulletin. Vol. 62, No. 3: 173-183.<br />
Volaufova L., Langhammer J. 2007. Specific pollution of surface water and sediments<br />
in the Klabava River basin. Journal of Hydrology and Hydromechanics. Vol. 55,<br />
No.2: 122-134.<br />
Vollmannova A. et al. 2002. The arrangement of extremely acid soil reaction in relationship<br />
to Cd, Pb, Cr and Ni intake by the plants. Ekologia. Vol. 21, No.4: 442-448.<br />
Xian X. 1989. Effect of chemical forms of cadmium, zinc and lead in polluted sils on their<br />
uptake by cabbage plants. Plant Soil vol. 113: 257-264.<br />
Zeien H., Brümmer G.W. 1989. Chemische Extraktionen zur Bestimmung von Schwermetallbindungsformen<br />
in Boden. Mit. Dtsch. Bodenk. Gessellsch. Vol. 19 No. 1: 505-510.<br />
373
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Mirosława Orłowska*, Renata Krzyściak-Kosińska**,<br />
Halina Chomutowska***, Halina Ostrowska*<br />
OOMYCOTA W WYBRANYCH ROZLEWISKACH BIAŁOWIESKIEGO<br />
PARKU NARODOWEGO<br />
OOMYCOTA IN THE SELECTED RESERVOIRS IN THE BIALOWIESKI<br />
NATIONAL PARK<br />
Słowa kluczowe: organizmy grzybopodobne (Oomycota), woda, Białowieski Park Narodowy.<br />
Key words: fungus-like organisms (Oomycota), fresh water, Bialowieski National Park.<br />
Water and amphibious ecosystems are populated by different microorganisms, among<br />
which one will find fungus-like organisms, belonging to Oomycota phylum, Chromista kingdom.<br />
They are usually harmless saprotrobes, which develop on dead plant and animal remains.<br />
However, a significant part of fungus-like organisms leads a parasitic lifestyle causing<br />
plant and animal diseases. Parasitism mostly concerns organisms which settle water<br />
and amphibious ecosystems. Oomycota cause significant waste in fishing farming, and they<br />
contribute in reducing crab and reptile populations.<br />
The aim of this work was to introduce the Oomycota species composition in the reservoirs<br />
of Dziedzinka and Tourist Trail. These palces which are located in the strict protected area,<br />
in the natural reduction of land of the Bialowieski National Park.<br />
The water reservoir Tourist Trail is situated in the best-preserved part of the Bialowieska Wilderness,<br />
in the ramification of Hwoźna and Narewka rivers, where human has no influence<br />
on the processes occurring in the forest. In the water collected from this stand, 17 species<br />
of fungus-like organisms were marked.<br />
* Dr n. med. inż Mirosława Orłowska, dr hab. Halina Ostrowska – Zakład Biologii, Uniwersytet<br />
Medyczny w Białymstoku, ul. Kilińskiego 1, 15-089 Białystok; tel.: 85 748 54 61; e-mail:<br />
helicoma@umb.edu.pl<br />
** Dr Renata Krzyściak-Kosińska – Białowieski Park Narodowy, Pracownia Naukowa, Park<br />
Pałacowy 5, 17-230 Białowieża.<br />
*** Dr Halina Chomutowska – Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem Politechniki<br />
Białostockiej w Hajnówce, ul. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka.<br />
374
Oomycota w wybranych rozlewiskach Białowieskiego Parku Narodowego<br />
Dziedzinka moor is situated in the southeastern part of the Bialowieski National Park. It is<br />
an upstanding moor of a continental type, which fills trough terrain in plate (to 1,5 m). In the<br />
samples of water collected for this stand, 19 species of Oomycota were marked.<br />
Special attention was paid to potentially pathogenic species, such as Achlya debaryana,<br />
A. prolifera, Dictyuchus monosporus, Saprolegnia diclina, S. ferax, S. parasitica and Zoophagus<br />
insidians, which can have a negative influence on the reptile population in the Bialowieski<br />
National Park.<br />
The conducted analyses of the selected physicochemical factors of water reservoirs in the<br />
Bialowieski National Park indicate a low content of biogenic relationships.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Ekosystemy wodne i ziemnowodne są zasiedlane przez różnorodne drobnoustroje,<br />
między innymi organizmy grzybopodobne należące do typu Oomycota, królestwa Chromista<br />
[Kirk i in. 2008]. Organizmy te charakteryzuje plecha cenocytyczna o celulozowej ścianie<br />
komórkowej. Lęgniowce rozmnażają się bezpłciowo przez uwicione pływki bądź płciowo<br />
przez oogamię, tworząc jedną lub kilka dużych gamet żeńskich w lęgni oraz liczne, drobne<br />
gamety męskie w plemni [Batko 1975].<br />
Zwykle są to niegroźne saprotrofy rozwijające się na martwych szczątkach roślinnych<br />
i zwierzęcych. Obecność tych organizmów w ekosystemach wodnych oraz ich aktywność<br />
życiowa zależą od działania wielu czynników środowiskowych. Często są spotykane<br />
w zbiornikach wodnych z dużą ilością materii organicznej. Biorą aktywny udział w mineralizacji<br />
substancji organicznej, która jest niezbędna do ich rozwoju. Wydzielają do środowiska<br />
enzymy hydrolityczne, rozkładające związki wielocząsteczkowe, tj. wielocukry, tłuszcze<br />
i białka, co przyspiesza procesy oczyszczania się zbiorników wodnych [Batko 1975].<br />
Znaczna część organizmów grzybopodobnych prowadzi jednak pasożytniczy tryb życia,<br />
wywołując choroby roślin i zwierząt. Pasożytnictwo dotyczy głównie lęgniowców zasiedlających<br />
ekosystemy wodne i ziemnowodne. Oomycota powodują znaczące straty w gospodarce<br />
rybackiej oraz przyczyniają się do zmniejszania się populacji raków i płazów [Meyer<br />
1991, Van West 2006, Romansic i in. 2009]. Grzybnia powstaje najczęściej na uszkodzonych<br />
mechanicznie tkankach ryb i płazów, a także na żywych lub obumarłych ziarnach<br />
ikry czy skrzeku. Pewne gatunki Oomycota mogą zasiedlać organizmy żywe, nie wywołując<br />
żadnych objawów chorobowych.<br />
2. METODY BADAŃ<br />
Badania jakościowe organizmów grzybopodobnych przeprowadzono w wodzie z dwóch<br />
rozlewisk, położonych na terenie Białowieskiego Parku Narodowego w okresach wiosennym<br />
i jesiennym w latach 2009–2010.<br />
375
Mirosława Orłowska i in.<br />
Jako przynętę do hodowli Oomycota stosowano nasiona konopi [Seymour i Fuller<br />
1987]. Po 72 godzinach inkubacji w temperaturze 15 o C w zaciemnionym pomieszczeniu,<br />
przeprowadzono pierwsze badania mikroskopowe tych organizmów. Do obserwacji pod mikroskopem<br />
stosowano powiększenia 100-, 200-, 400- i 1000-krotne. Rozwijające się organizmy<br />
grzybopodobne oznaczano według cech morfologicznych i biometrycznych. Analizowano<br />
morfologię stadiów rozwojowych (płciowych i bezpłciowych) oraz całej grzybni,<br />
w szczególności kształt, wielkość, kolor i teksturę ścian komórkowych.<br />
Próby przechowywano w możliwie niskiej temperaturze i ograniczonym oświetleniu,<br />
przez okres trzech tygodni, sukcesywnie obserwując rozwój organizmów grzybopodobnych<br />
na nasionach konopi.<br />
Do oznaczania gatunków stosowano klucze mikologiczne [Sparrow 1960, Seymour<br />
1970, Batko 1975, Dick 1990, Khulbe 2001 i Watanabe 2002] oraz liczne publikacje, które<br />
zawierają opisy i fotografie izolowanych gatunków.<br />
Analizę fizykochemiczną wody z wybranych zbiorników astatycznych przeprowadzono<br />
ogólnie przyjętymi metodami [Hermanowicz i in. 1999].<br />
3. TEREN BADAŃ<br />
Badania obejmowały dwa rozlewiska – Dziedzinka oraz Szlak Turystyczny, położone na<br />
obszarze ściśle chronionym Białowieskiego Parku Narodowego. Ta część lasu jest chroniona<br />
od 1921 roku. Analizowane zbiorniki wodne są zlokalizowane w puszczy, około 1km od<br />
brzegu lasu, w naturalnych obniżeniach porośniętych grądem i lasem mieszanym. W czasie<br />
wegetacji rozlewiska porasta obfita roślinność. W związku z ograniczonym dostępem<br />
promieni słonecznych panuje tam niska temperatura, która opóźnia okres wegetacyjny, jednocześnie<br />
znacznie go wydłużając. Wiosną poziom wód na tym terenie jest wysoki, bywały<br />
jednak lata, w których rezerwuary wysychały.<br />
Rozlewiska te są środowiskiem życia płazów i, w okresach wiosennych, miejscem ich<br />
rozmnażania.<br />
4. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Podczas badań mikologicznych prowadzonych w wybranych rozlewiskach w Białowieskim<br />
Parku Narodowym oznaczono lęgniowce głównie z rodzajów: Achlya, Aphanomyces,<br />
Dictyuchus, Pythium, Saprolegnia oraz Zoophagus (tab. 1). Zdecydowana większość gatunków<br />
należących do tych rodzajów wykazuje właściwości chitynofilne, proteolityczne i keratynofilne,<br />
co w sprzyjających warunkach umożliwia pasożytowanie, szczególnie na osłabionych<br />
organizmach wodnych i ziemnowodnych [Blaustein i Bancroft 2007].<br />
Gatunki z rodzaju Saprolegnia przyczyniają się do ogromnej śmiertelności embrionów<br />
płazów [Robinson i in. 2003, Gomes-Mestre i in. 2006, Fregeneda-Grandes i in. 2007]. Do<br />
376
Oomycota w wybranych rozlewiskach Białowieskiego Parku Narodowego<br />
gatunków najczęściej infekujących płazy należą: Saprolegnia diclina, S. ferax, S. monoica<br />
i S. parasitica. W wodzie analizowanych zbiorników najczęściej izolowanymi gatunkami były<br />
Saprolegnia ferax i S. parasitica.<br />
Tabela 1. Gatunki Oomycota w wodzie badanych stanowisk<br />
Table 1. Species Oomycota of water in particular places<br />
Gatunki Oomycota Dziedzinka Szlak turystyczny<br />
Achlya apiculata de Bary +<br />
Achlya colorata Pringsheim +<br />
Achlya debaryana Humphrey +<br />
Achlya dubia Coker +<br />
Achlya flagellata Coker +<br />
Achlya glomerata Coker +<br />
Achlya megasperma Humphhrey<br />
Achlya orion Coker and Couch +<br />
Achlya polyandra Hildebrandt +<br />
Achlya proliferoides Coker +<br />
Achlya treleaseana (Humhrey) Kauffman +<br />
Aphanomyces astaci Schikora + +<br />
Aphanomyces irregularis Scott +<br />
Aphanomyces parasiticus Coker +<br />
Aphanomyces stellatus de Bary +<br />
Aplanopis spinosa Dick +<br />
Cladolegnia unispora (Coker et Couch) Johannes +<br />
Dictyuchus monosporus Leitgeb +<br />
Phytium debaryanum Hesse +<br />
Pythium infalatum Matthews +<br />
Pythium tenue Gobi +<br />
Pythium undulatum Petersen +<br />
Pythiopsis cymosa de Bary +<br />
Saprolegnia anispora de Bary +<br />
Saprolegnia diclina Humphrey +<br />
Saprolegnia ferax (Gruith) Thurnet + +<br />
Saprolegnia mixta de Bary +<br />
Saprolegnia monoica Pringsheim +<br />
Saprolegnia parasitica Coker + +<br />
Saprolegnia uliginosa Johannes + +<br />
Traustotheca clavata (de Bary) Humphrey +<br />
Zoophagus insidians Sommerstorff + +<br />
Liczba gatunków: 32<br />
19 17<br />
Organizmy grzybopodobne z rodzajów Achlya, Aphanomyces i Dictyuchus również<br />
mogą rozwijać się na skórze kręgowców [Blaustein i Bancroft 2007]. Gatunkami z rodzaju<br />
377
Mirosława Orłowska i in.<br />
Achlya najczęściej pasożytującymi na organizmach ziemnowodnych są: Achlya flagellata,<br />
A. debaryana, A. polyandra i A. prolifera [Romansic i in. 2009]. Achlya polyandra była izolowana<br />
zarówno wiosną, jak i jesienią z wody rozlewiska Dziedzinka.<br />
Z pasożytniczego rodzaju Aphanomyces izolowano 4 gatunki: A. astaci, A. irregularis,<br />
A. parasiticus i A. stellatus. Dwa pierwsze z wymienionych gatunków są pasożytami fakultatywnymi<br />
o właściwościach keratynofilnych oraz chitynofilnych. Aphanomyces astaci – gatunek<br />
pasożytujący najczęściej na rakach – izolowano z wody obu stanowisk (tab.1). Wspólną<br />
cechą opisanych organizmów jest możliwość pasożytowania na lęgniowcach z rodzaju<br />
Achlya oraz na rybach [Batko 1975].<br />
Dictyuchus monosporus jest opisany w literaturze jako saprotrof, ale także jako pasożyt<br />
zranionych ryb i płazów. Według Harveya gatunek ten preferuje wody czyste, niezanieczyszczone<br />
[Batko 1975]. Organizm ten izolowano zarówno wiosną, jak i jesienią z prób<br />
wody pobieranej z rozlewiska Dziedzinka.<br />
Rodzaj Pythium obejmuje około150 gatunków występujących w różnych rejonach świata.<br />
Są to pasożyty fakultatywne, zasiedlające środowiska zarówno glebowe, jak i wodne.<br />
W wodzie analizowanych zbiorników oznaczono Pythium debaryanum, P. inflatum, P. tenue<br />
oraz P. undulatum. Najczęściej izolowano P. debaryanum, który jest opisany w literaturze<br />
głównie jako fitopatogen. Pierwsze informacje o P. inflatum pochodzą ze Stanów Zjednoczonych,<br />
gdzie gatunek został opisany jako saprotrof glebowy. Pythium tenue w literaturze<br />
jest opisany jako pasożyt glonów Cladophora, Vaucheria oraz Spirogyra [Batko 1975].<br />
W wodzie obu rozlewisk stwierdzono obecność drapieżnego gatunku Zoophagus insidians.<br />
Biologią tego gatunku zajmowało się wielu naukowców. Prowse [1954], obserwując<br />
mechanizm zdobywania wrotków przez ten gatunek, opisał przenikanie lęgniowca do<br />
wnętrzna ofiary i tworzenie splątanej, paraliżującej sieci.<br />
Obecność Oomycota w ekosystemach wodnych oraz ich aktywność życiowa zależą od<br />
działania wielu czynników środowiskowych. Czynniki te mogą być związane z wodą, z podłożem<br />
lub żywicielem, na którym lub w którym rozwijają się organizmy grzybopodobne.<br />
Czynniki abiotyczne, takie jak temperatura i pH wody, skutecznie ograniczają bądź stymulują<br />
rozwój organizmów grzybopodobnych, jednak dane z literatury wskazują na dużą tolerancję<br />
tych organizmów na odczyn wody [Romansic i in. 2006]. Odczyn wód analizowanych<br />
zbiorników był wyraźnie kwaśny (tab. 2).<br />
Bardzo ważnym dla rozwoju lęgniowców parametrem jest również zawartość związków<br />
biogennych w wodzie. Udowodniono, że duża zawartość azotu azotanowego (V)<br />
w wodzie wpływa ograniczająco na rozwój Oomycota [Romansic i in. 2006]. Zawartość<br />
związków azotowych, tj. stężenie jonów amonowych oraz azotu azotanowego (III) i (V)<br />
jest istotnym wskaźnikiem oceny czystości wód powierzchniowych. Jak wynika z przeprowadzonych<br />
badań zawartość związków biogennych w analizowanych rozlewiskach<br />
nie była podwyższona, co może sprzyjać rozwojowi organizmów grzybopodobnych w tym<br />
środowisku.<br />
378
Oomycota w wybranych rozlewiskach Białowieskiego Parku Narodowego<br />
Na rozwój wodnych form lęgniowców mają również wpływ takie właściwości fizykochemiczne<br />
wody jak: dynamika, ilość, ciągłość przestrzenna i czasowa, natlenienie, temperatura<br />
oraz naświetlenie.<br />
Tabela 2. Wybrane parametry fizykochemiczne wody (średnie wartości) z poszczególnych stanowisk<br />
Table 2. Some of the phisicochemical parametrs of water (averages of value) in particular places<br />
Stanowisko pH<br />
Zawartość, mg·dm 3<br />
Cl - - - + 3<br />
N-NO 3<br />
N-NO 2<br />
N-NH 4<br />
Ca P-PO 4<br />
Fe Cd Pb Zn<br />
Dziedzinka 5,65 2,82 2,50 0,06 0,74 14,59 1,31 1,024
Mirosława Orłowska i in.<br />
znaniu oddziaływania czynników fizykochemicznych wody na rozwój Oomycota można wykorzystywać<br />
te organizmy jako bioindykatory zmian środowiskowych.<br />
W przeprowadzonych badaniach stwierdzono obecność 32 gatunków należących do<br />
Oomycota. Rozwój lęgniowców był obserwowany w wodach pochodzących z dwóch rozlewisk<br />
położonych na ściśle chronionym obszarze Białowieskiego Parku Narodowego. Stanowiska<br />
różniły się parametrami fizykochemicznymi wody, a także składem gatunkowym<br />
organizmów grzybopodobnych. W mikobiocie badanych stanowisk stwierdzono obecność<br />
lęgniowców chorobotwórczych, stanowiących potencjalne zagrożenie dla rozwoju płazów,<br />
np. Achlya debaryana, A. prolifera, Dictyuchus monosporus, Saprolegnia diclina, S. ferax,<br />
S. parasitica oraz Zoophagus insidians.<br />
Na liczebność i skład gatunkowy Oomycota prawdopodobnie miały wpływ: zasobność<br />
zbiorników w materię organiczną, parametry fizykochemiczne wody oraz zasobność akwenu<br />
w wodę. Czynniki abiotyczne, tj. temperatura, wilgotność, nasłonecznienie, wraz z elementami<br />
biotycznymi pobudzają lub hamują rozwój, aktywność i rozmnażanie lęgniowców.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ALFORD R.A., DIXON P.M., PECHMANN J.H.K. 2001. Global amphibian population decline.<br />
Nature 414: 4<strong>49</strong>–500.<br />
BATKO A. 1975. Zarys hydromikrobiologii. PWN, Warszawa.<br />
BLAUSTEIN A.R., BANCROFT B.A. 2007. Amphibian Population Declines: Evolutionary<br />
Considerations. BioScience 57 (5): 437–444.<br />
BRIGGS L., ADRADOS L.C.H., BUSZKO M. 1998. <strong>Ochrona</strong> Płazów Puszczy Białowieskiej.<br />
Archiwum Białowieskiego Parku Narodowego.<br />
COLLINSI J.P., STORFER A. 2003. Global amphibian declines: sorting the hypotheses.<br />
Blackwell Publishing Ltd, Diversity and Distributions 9: 89–98.<br />
DICK M.W. 1990. Keys of Pythium. College Estate Management Whiteknights, Reading<br />
U.K.: 64.<br />
FREGENEDA-GRANDES J.M., RODRIGUEZ-CADENAS F., ALLER-GANCEDO J.M. 2007.<br />
Fungi isolated from cultured eggs, alevins and broodfish of brown trout in a hatchery affected<br />
by saprolegniosis. J. Fish Biol. 71: 510–518.<br />
GOMEZ-MESTRE I., TOUCHON J.C., WARKENTIN K.M. 2006. Amphibian Embryo and<br />
Parental Defenses and a Larval Predator Reduce Egg Mortality from Water Mold. Ecology<br />
87(10): 2570–2581.<br />
HERMANOWICZ W., DOJLIDO J., DOŻAŃSKA W., KOZIOROWSKI B., ZERBE J. 1999.<br />
Fizyko-chemiczne metody badania wody i ścieków. Arkady, Warszawa.<br />
KHULBE R.D. 2001. A manual of aquatic fungi. Daya Publishing House, Delhi.<br />
KIRK P.M., CANNON P.F., MINTER D.W., STALPERS J.A. 2008. Ainsworth and Bisby , s dictionary<br />
of the Fungi. X.CABI Europe-UK, CAB International, Wallingford.<br />
380
Oomycota w wybranych rozlewiskach Białowieskiego Parku Narodowego<br />
KWIATKOWSKI W. 2004. Geologiczne i hydrogeologiczne uwarunkowania rozmieszczenia<br />
roślinności w Puszczy Białowieskiej. W: Zagrożenia leśnych siedlisk hydrogenicznych<br />
w Puszczy Białowieskiej. Mat. seminarium naukowo-technicznego, Białowieża, 21 maja<br />
2004 r. Regionalna Dyrekcja LP w Białymstoku, <strong>Instytut</strong> Badawczy Leśnictwa, PTL Oddział<br />
Białystok, Federacja Stowarzyszeń Naukowo-Technicznych NOT Oddział Białystok,<br />
Warszawa: 3–14.<br />
MEYER F.P. 1991. Aquaculture disease and health management. Journal of Animal Science<br />
69: 4201–4208.<br />
PIERZGALSKI E., BOCZOŃ A., WRÓBEL M. 2004. Zmiany poziomów wód gruntowych<br />
w siedliskach hydrogenicznych w Puszczy Białowieskie. W: Zagrożenia leśnych siedlisk<br />
hydrogenicznych w Puszczy Białowieskiej. Mat. seminarium naukowo-technicznego,<br />
Białowieża, 21 maja 2004 r. Regionalna Dyrekcja LP w Białymstoku, <strong>Instytut</strong> Badawczy<br />
Leśnictwa, PTL Oddział Białystok, Federacja Stowarzyszeń Naukowo-Technicznych<br />
NOT Oddział Białystok, Warszawa: 79–87.<br />
PROWSE G.A. 1954. Sommerstorffia spinosa and Zoophagus insidians predacous on rotifers<br />
and Rozellopsis inflata the endoparasite of Zoophagus. Trans. Brist. Mycol. Soc.<br />
37: 134–150.<br />
RESETARITS W.J. 2005. Habitat selection behaviour links local and regional scales in aquatic<br />
systems. Ecology Letters 8: 480–486.<br />
ROBINSON J., GRIFFITHS R.A., JEFFRIES P. 2003. Susceptibility of frog (Rana temporaria)<br />
and toad (Bufo bufo) eggs to invasion by Saprolegnia. Amphibia-Reptilia 24: 261–<br />
268.<br />
ROMANSIC J.M., DIEZ K.A., HIGASHI E.M., BLAUSTEIN A.R. 2006. Effects of nitrate and<br />
the pathogenic water mold Saprolegnia on survival of amphibian larvae. Dis Aquat Organ.<br />
68 (3) :235–43.<br />
ROMANSIC J.M., DIES K.A., HIGASHI E.M., JOHNSON J.E., BLAUSTEIN A.R. 2009. Effects<br />
of the pathogenic water mold Saprolegnia ferax on survival of amphibian larvae.<br />
Dis. Aquat. Org. 83: 187–193.<br />
SEYMOUR R.L. 1970. The genus Saprolegnia. Nova Hedwigia 19:1–124.<br />
SEYMOUR R.L., FULLER M.S. 1987. Collection and isolation of water molds (Saprolegniaceae)<br />
from water and soil. W: Fuller M.S., Jaworski A. (red.) Zoosporic fungi in teaching<br />
and research. Southeastern Publishing, Athens: 125–127.<br />
SPARROW F.K. 1960. Aquatic Phycomycetes. The University of Michigan Press, Ann Arbor,<br />
Michigan.<br />
VAN WEST P. 2006. Saprolegnia parasitica, an oomycete pathogen with a fishy appetite:<br />
new challenges for an old problem. Mycologist 20: 99–104.<br />
WATANABE T. 2002. Pictorial atlas of soil and seed fungi: morphologies of cultured fungi<br />
and key to species. Second edition. CRC Press, Boca Raton, Florida.<br />
381
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Elżbieta Bezak-Mazur*, Agnieszka Mazur**<br />
SPECJACJA FOSFORU W OSADACH ŚCIEKOWYCH POWSTAJĄCYCH<br />
W TECHNOLOGII EvU-PERL<br />
PHOSPHORUS SPECIATION IN SEWAGE SLUDGE PRODUCED WITH<br />
APPLICATION OF THE EvU-PERL<br />
Słowa kluczowe: fosfor, specjacja, osady ściekowe.<br />
Key words: phosphorus, speciation, sediments.<br />
Phosphorus is a water pollutant which threatens the water environment with eutrophication.<br />
Therefore its removal during the process of sewage treatment is extremely important. The<br />
information on the chemical form in which a particular pollutant occurs can be obtained by<br />
applying speciation methods.<br />
The possibilities of phosphorus speciation according to the method, well-know in literature,<br />
the Golterman’s method have been analysed in the paper. It was found that, influence of<br />
precipitation agents on speciation of phosphorus in sewage sludge produced with application<br />
of the EvU-Perl Technology.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Wraz z postępem cywilizacji oraz powstaniem dużych aglomeracji miejskich narastającym<br />
problemem stały się ścieki. W wyniku ich oczyszczania powstają osady ściekowe,<br />
które są głównym źródłem zanieczyszczeń organicznych i związków biogennych, tj. azotu<br />
i fosforu.<br />
Fosfor przechodzi do osadów ściekowych w procesach defosfatacji, prowadzonej metodami<br />
biologicznymi oraz przez chemiczne strącanie fosforu, dlatego też osady ściekowe<br />
możemy traktować jako wtórne źródło biogenów [Harrens i Arvin 2001]. Sumaryczna zawar-<br />
* Dr hab. Elżbieta Bezak-Mazur, prof. PŚK – Katedra Inżynierii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska,<br />
Politechnika Świętokrzyska, al. Tysiąclecia Państwa Polskiego 7, 25-314 Kielce;<br />
tel.: 41 342 43 72; e-mail: bezak-mazur@go2.pl<br />
** Dr Agnieszka Mazur – Wyższa Inżynierska Szkoła Bezpieczeństwa i Organizacji Pracy<br />
w Radomiu, ul. Mokra 13-19, 26-600 Radom; tel.: 798 630 340; e-mail: mazurg@op.pl<br />
382
Specjacja fosforu w osadach ściekowych powstających w technologii EvU-Perl<br />
tość fosforu w osadach ściekowych, w przeliczeniu na fosfor ogólny, wynosi od 1 do 2,5%<br />
s.m. [Szustakowski 2001].<br />
Najistotniejszą informacją, która umożliwia ocenę roli osadów jako wtórnego źródła fosforu<br />
jest ilość zawartego w nich fosforu biologicznie dostępnego, czyli mobilnego [Kentzer<br />
2001], który jest podatny na migrację, zwłaszcza w środowisku gruntowo-wodnym. Dotychczasowe<br />
badania nad mobilnymi formami fosforu w osadach najczęściej dotyczyły ilościowej<br />
oceny ich występowania [Kentzer 2001, Weisz i in. 2000, Golterman 1988, Pardo i in.<br />
1998]. Zmiany ilości fosforu całkowitego zawartego w osadach są odbiciem intensywności<br />
jego uwalniania. Analiza zmian koncentracji poszczególnych form fosforu pozwala na określenie<br />
ich roli w procesie uwalniania tego pierwiastka z osadów do wody.<br />
Informacje o postaci chemicznej w jakiej występuje dane zanieczyszczenie można uzyskać<br />
przez zastosowanie metod specjacji [Hulanicki 2001, Bezak-Mazur 2004]. W literaturze<br />
przedmiotu znanych jest kilka metod analizy specjacyjnej fosforu, m. in.: Changa i Jacksona<br />
[1957], Williamsa [Wiliams i in. 1967], Kurmiesa [Hieltjes i Lyklema 1980], Goltermana<br />
[1996], BCR [Ure i in. 1992] oraz Psennera [Psenner i Pucsko 1988].<br />
W naszych dotychczasowych badaniach [Bezak-Mazur i Mazur 2005a,b, 2006, 2009a,<br />
Bezak-Mazur 2009] zbadano wpływ czynników fizykochemicznych na specjacę fosforu<br />
w osadzie nadmiernym, powstającym podczas oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego<br />
oraz osadach ściekowych, powstających w technologii EvU-Perl [Bezak-Mazur i Mazur<br />
2009b]. W niniejszej pracy skupiono się przede wszystkim na badaniu wpływu czynników<br />
strącających o różnych stężeniach na specjację fosforu w osadach ściekowych powstających<br />
w technologii EvU-Perl.<br />
Technologia EvU-Perl stanowi swoiste połączenie metody osadu czynnego z zawirowanym<br />
złożem biologicznym i jest przykładem zastosowania immobilizacji biomasy w oczyszczaniu<br />
ścieków. Biomasa jest unieruchamiana na walcowatych kształtkach, wykonanych<br />
z materiału polimerycznego. Kształtki te stanowią wypełnienie komór napowietrzania [Żubrowska-Suduł<br />
2002].<br />
Do analizy wybrano metodę Goltermana. Jak wykazały nasze wcześniejsze badania<br />
[Bezak-Mazur i Mazur 2005a, b], za wyborem tej metody specjacji fosforu w osadach ściekowych<br />
przemawiają następujące jej zalety:<br />
1) stosunkowo krótki czas reakcji,<br />
2) odczynniki chelatujące użyte do ekstrakcji (Ca-EDTA, Na-EDTA) nie hydrolizują, dzięki<br />
czemu unika się zmiany odczynu próby i ewentualnego rozpuszczania związków fosforu<br />
w warunkach zmieniającego się odczynu,<br />
3) I frakcja, otrzymana w wyniku dwukrotnej, dwugodzinnej ekstrakcji Ca-EDTA, zawierająca<br />
fosfor zasocjowany z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza oraz manganu, utożsamiana<br />
jest wprost z frakcją mobilną i biologicznie dostępną [Golterman 1988, Kentzer 2001],<br />
4) frakcje fosforu uzyskiwane w kolejnych ekstrakcjach są nieaktywne względem siebie,<br />
nie adsorbują wzajemnie i nie utrudniają dostępu kolejnego ekstrahenta.<br />
383
Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />
2. METODYKA BADAŃ<br />
W badaniach stosowano osad nadmierny pochodzący z oczyszczalni ścieków, w której<br />
wykorzystuje się technologię EvU-Perl.<br />
Próbki osadu nadmiernego o objętości 30 cm 3 zadano 5 cm 3 0,03M oraz 0,30M roztworu<br />
czynnika strącającego, tj. FeCl 3<br />
lub Al 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
. Czas działania czynnika strącającego wynosił:<br />
0,5, 1, 2, 5, 10, 20, 30, 45, 50, 60, 70 i 80 minut.<br />
W tak zmodyfikowanym osadzie wykonano specjację związków fosforu metodą Goltermana<br />
[1996], która umożliwia wydzielenie czterech następujących frakcji:<br />
1) I – otrzymanej w wyniku dwukrotnej, 2-godzinnej ekstrakcji 40 cm 3 0,05M Ca-EDTA, zawierającej<br />
fosfor zasocjowany z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza, manganu;<br />
2) II – otrzymanej w wyniku 18-godzinnej ekstrakcji 40 cm 3 0,10M Na-EDTA, zawierającej<br />
fosfor zasocjowany z węglanami;<br />
3) III – otrzymanej w wyniku 2-godzinnej ekstrakcji 20 cm 3 0,50M H 2<br />
SO 4<br />
, zawierającej fosfor<br />
występujący w rozpuszczalnych połączeniach z materią organiczną;<br />
4) IV – otrzymanej w wyniku 2-godzinnej ekstrakcji 20 cm 3 2,00M NaOH pozostałości po<br />
roztwarzaniu nadtlenodisiarczanem w środowisku kwasu siarkowego, zawierającej tzw.<br />
fosfor pozostały – związany z glinokrzemianami oraz zawarty w materii organicznej<br />
w postaci połączeń nieulegających działaniu kwasu siarkowego we frakcji III.<br />
Po każdym etapie ekstrakcji próbkę sączono, przemywano wodą destylowaną,<br />
a w ekstraktach oznaczano fosfor fosforanowy. Stężenie fosforanów oznaczano metodą<br />
spektrofotometryczną z wykorzystaniem błękitu fosforanowo-molibdenowego [Oznaczenie…,<br />
Bezak--Mazur 1995]. W oznaczeniach wykorzystano spektrofotometr MAR-<br />
CEL MEDIA.<br />
3. WYNIKI I ICH DYSKUSJA<br />
Zwiększenie w roztworze stężenia substancji wytrącających (w tym przypadku z 0,03M<br />
do 0,30M) ma duży wpływ na transformację związków fosforu w układzie przeróbki osadów<br />
ściekowych. Proces ten opiera się na rozpuszczalności i stosunkach molowych między<br />
jonami substancji wytrącającej a obecnymi jonami fosforanów [Ferguson i in. 1997,<br />
Konieczny 2009].<br />
Na podstawie wyników analizy specjacyjnej (metodą Goltermana) osadu wyjściowego<br />
(tab. 1) oraz osadów modyfikowanych czynnikami strącającymi (rys. 1–2) stwierdzono,<br />
że w przypadku użycia chlorku żelaza (III) ilość strąconego fosforu zwiększa się w porównaniu<br />
z osadem niepreparowanym, przy czym mniejsze stężenie chlorku żelaza (III)<br />
– 0,03M (rys. 1a) powoduje zwiększenie udziału frakcji II – Na-EDTA-P (fosfor zasocjowany<br />
z węglanami).<br />
384
Specjacja fosforu w osadach ściekowych powstających w technologii EvU-Perl<br />
Tabela 1. Wyniki analizy specjacyjnej fosforu wyrażonego jako fosforany (%) w osadzie nadmiernym<br />
pochodzącym z technologii EvU-Perl, z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />
Table 1.<br />
Results of the speciation analysis of phosphorus express as P-PO 4<br />
3-<br />
(%) in sewage sludge<br />
produced with application of the Evu-Perl; P-fractionation obtained with the Golterman<br />
method<br />
Frakcja Oznaczenie frakcji Udział frakcji, %<br />
I<br />
II<br />
III<br />
IV<br />
Ca-EDTA (1)-P<br />
Ca-EDTA (2)-P<br />
Na-EDTA-P<br />
H 2<br />
SO 4<br />
-P<br />
NaOH-P<br />
25,35<br />
16,27<br />
20,24<br />
22,09<br />
15,86<br />
Rys. 1. Wpływ substancji strącającej FeCl 3<br />
o stężeniu a) 0,03 M b) 0,30 M na średnią zawartość<br />
fosforu (%) wyrażonego jako fosforany, w osadzie nadmiernym pochodzącym z technologii<br />
EvU-Perl, z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />
Fig. 1. The effect of the agent precipitation of FeCl 3<br />
(a) 0,03 M b) 0,30 M concentration) on the<br />
3-<br />
average as P-PO 4<br />
(%) in sewage sludge produced with application of the EvU-Perl; P-<br />
-fractionation obtained with the Golterman method<br />
385
Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />
Rys. 2. Wpływ substancji strącającej Al 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
o stężeniu a) 0,03 M b)0,30 M na średnią zawartość<br />
fosforu (%) wyrażonego jako fosforany, w osadzie nadmiernym pochodzącym<br />
z technologii EvU-Perl, z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />
Fig. 2. The effect of the agent precipitation of Al 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
(a) 0,03 M b)0,30 M concentration) on<br />
3-<br />
the average as P-PO 4<br />
(%) in sewage sludge produced with application of the EvU-Perl;<br />
P-fractionation obtained with the Golterman method<br />
W przypadku osadu poddanego działaniu 0,30 M FeCl 3<br />
(rys. 1b) zaobserwowano największy<br />
udział frakcji I – Ca-EDTA (fosforu zasocjowanego z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza oraz<br />
manganu – uważanego za najbardziej mobilny i biologicznie dostępny [Kentzer 2001]). W drugim<br />
przypadku również stabilizacja następuje w krótszym czasie, po około 25 minutach kontaktu.<br />
Decydujące znaczenie ma tu stężenie czynnika strącającego. Większe stężenie FeCl 3<br />
skróciło<br />
czas potrzebny na przebieg reakcji hydrolizy i utworzenie form strącających w jej wyniku.<br />
Jest to rezultatem wytrącania nierozpuszczalnych ortofosforanów żelaza [Łomotowski i Szpindor<br />
1999]. Powstały w reakcji Fe(OH) 3<br />
, szczególnie w technologii strącania symultanicznego,<br />
bierze udział w dalszej reakcji wiązania rozpuszczalnych ortofosforanów [Konieczny 2009].<br />
Użycie w reakcji strącania soli glinu spowolniło proces, w porównaniu ze strącaniem solami<br />
chlorku żelaza (III). W tym przypadku czas potrzebny na hydrolizę był dłuższy i wynosił<br />
około 45 (rys. 2a) i 40 minut (rys. 2b). Podobnie jak w przypadku soli chlorku żelaza (III) uzyskano<br />
frakcje fosforu najbardziej mobilnego: CaEDTA-P (frakcja I) i NaEDTA-P (frakcja II).<br />
386
Specjacja fosforu w osadach ściekowych powstających w technologii EvU-Perl<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Metoda Goltermana umożliwia wyizolowanie frakcji fosforu mobilnego i biologicznie<br />
dostępnego.<br />
2. Substancje strącające: FeCl 3<br />
oraz Al 2<br />
(SO 4<br />
) 3<br />
, stosowane w reakcjach strącania, powodują<br />
zwiększenie udziału frakcji fosforu mobilnego (zasocjowanego z węglanami<br />
oraz zasocjowanego z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza i manganu).<br />
3. Fosfor w osadach ściekowych występuje w postaci różnych form specjacyjnych, których<br />
ilość i rodzaj zależą od warunków fizykochemicznych na oczyszczalni ścieków.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bezak-Mazur E. 1995. Metody analizy fizyczno-chemicznych zanieczyszczeń wód. Wyższa<br />
Szkoła Pedagogiczna, Kielce.<br />
Bezak-Mazur E. 2004. Specjacja w ochronie i inżynieria środowiska. PAN, Komitet Inżynierii<br />
Środowiska, Monografie <strong>nr</strong> 20, Kielce.<br />
Bezak-Mazur E. 2009. Specjacja fosforu w osadach ściekowych. W: Usuwanie fosforu<br />
w procesach oczyszczania ścieków – możliwości i uwarunkowania techniczne. Materiały<br />
konferencyjne. Gdańska Fundacja Wody, Gdańsk.<br />
Bezak-Mazur E., Mazur A. 2005a. Wpływ warunków prowadzenia defosfatacji na specjację<br />
fosforu w osadach ściekowych. Zeszyty Naukowe Wydziału Budownictwa i Inżynierii<br />
Środowiska Politechniki Koszalińskiej 22: 133–142.<br />
Bezak-Mazur E., Mazur A. 2005b. Specjacja fosforu w osadach ściekowych. II Kongres<br />
Inżynierii Środowiska. Monografia Komitetu Inżynierii Środowiska PAN. Materiały Konferencyjne<br />
33: 281–289.<br />
Bezak-Mazur E., Mazur A. 2006. Wpływ wybranych czynników fizyko-chemicznych na<br />
specjację fosforu w osadzie nadmiernym. Ekol. Techn. Suplement XIV: 5–7.<br />
Bezak-Mazur E., Mazur A. 2009a. Wpływ czynników strącających na specjację fosforu<br />
w osadach ściekowych. Ochr. Środ. Zasob. Natur. 40: 561–568.<br />
Bezak-Mazur E., Mazur A. 2009b. Wpływ czynników fizyko-chemicznych na specjację<br />
fosforu w osadach ściekowych powstających w technologii EvU-Perl. Środkowo-Pomorskie<br />
Towarzystwo Naukowe <strong>Ochrony</strong> Środowiska 11: 381–391.<br />
Chang S., Jackson M.L. 1957. Fractionation of soil phosphorus. Soil Sci. 84: 133–140.<br />
Ferguson J.F., Jenkins D., Eastman J. 1997. Calcium phosphates precipitation at slightly<br />
alkaline pH values. Journal WPCF 45(4).<br />
Golterman H. L. 1988. Reflections on fractionation and bioavailability of sediment bound<br />
phosphate. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 30: 1–4.<br />
Golterman H. L. 1996. Fractionation of sediment phosphate with chelating compounds:<br />
a simplification, and comparison with other methods. Hydrobiologia 335: 87–95.<br />
387
Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />
Harrens P., Arvin E. 2001: Oczyszczanie ścieków. Procesy biologiczne i chemiczne.<br />
Wyd. Politechniki Świętokrzyskiej, Kielce.<br />
Hieltjes A., Lijklema L. 1980. Fractionation of inorganic phosphats in calcareous sedyment.<br />
J. Environ. Qual. 9: 405–407.<br />
Hulanicki A. 2001. Współczesna chemia analityczna. Wybrane zagadnienia. PWN, Warszawa.<br />
Kentzer A. 2001. Fosfor i jego biologicznie dostępne frakcje w osadach jezior różnej trofii.<br />
Rozprawa habilitacyjna. UMK, Toruń.<br />
Konieczny P. 2009. Wpływ miejsca dozowania koagulantów żelazowych (Fe 3+ ) na wielkość<br />
redukcji fosforu i innych parametrów technologicznych w procesie oczyszczania<br />
ścieków. W: Usuwanie fosforu w procesach oczyszczania ścieków – możliwości<br />
i uwarunkowania techniczne. Materiały konferencyjne. Gdańska Fundacja Wody,<br />
Gdańsk.<br />
Łomotowski J., Szpindor A. 1999. Nowoczesne systemy oczyszczania ścieków.<br />
Arkady, Warszawa.<br />
Oznaczenie fosforanów metodą spektrofotometryczną z wykorzystaniem błękitu fosforanowo-molibdenowego.<br />
PN-73/C-04537/02.<br />
Pardo P., López-Sánchez J. F., Rauret G. 1998. Characterisation, validation and<br />
comparison of three methods for the extraction of phosphate from sediments. Analityka<br />
Chimica Acta 376: 183–195.<br />
Psenner R., Pucsko R. 1988. Phosphorus fractionation: advantages and limits of the<br />
method for the study of sediment P origins and interactions. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn.<br />
Limnol. 30: 43–59.<br />
Szustakowski M. 2001. Usuwanie i odzyskiwanie fosforu ze ścieków. Chem. Inż. Ekol.<br />
t. 8, <strong>nr</strong> 12: 12<strong>49</strong>–1255.<br />
Ure A.M., Queavenviller P., Montaun H., Griepink B. 1992. Speciation of heavy<br />
metals in soils and sediments. An account of the improvement and harmonization of extraction<br />
techniques undertaken under auspices of the BCR of the Comission of the European<br />
Communities. Intern. J. Environ. Anal. Chem. 53: 135–151.<br />
Weisz M., Polyak K., Hlavay J. 2000. Fractionation of elements in sediment samples<br />
collected in rivers and harbors at Lake Balaton and its catchment area. Microchemical<br />
Journal 67: 207–217.<br />
Williams J.D.H., Syers J.K., Walker T.W. 1967. Fractionation of Soil Inorganic Phosphate<br />
by a Modification of Chang and Jackson’s Procedure. Soil Sci. Soc. Amer. Proc.<br />
vol 31.<br />
Żubrowska-Suduł M. 2002. Przegląd badań nad oczyszczaniem ścieków z zastosowaniem<br />
technologii złoża ruchomego. Rozprawa doktorska. Politechnika Warszawska,<br />
Warszawa.<br />
388
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Anna Rutkowska-Narożniak*, Elżbieta Pajor*<br />
Wpływ stałego pola magnetycznego 7 mT na<br />
organizmy osadu czynnego w procesie biodegradacji<br />
formaldehydu<br />
Impact of a static magnetic field of 7 mT on activated<br />
sludge organisms in the process of formaldehyde<br />
biodegradation<br />
Słowa kluczowe: stałe pole magnetyczne, osad czynny, formaldehyd, toksyczność.<br />
Key words: static magnetic field, activated sludge, formaldehyde, toxicity.<br />
The aim of the study was to determine the impact of a static magnetic field (MF) of 7 mT on<br />
formaldehyde (FA) biodegradation in synthetic wastewater and on organisms of activated<br />
sludge. Influence of the wastewater treatment efficiency on survival of the crustacean Daphnia<br />
magna was also evaluated. Research results indicated that the biodegradation efficiency<br />
of FA in concentration of 100-1800 mg/l was not dependent on MF. However, when the<br />
initial FA concentration was from >1800 to 2880 mg/l, the higher biodegradation efficiency<br />
was observed in the bioreactor exposed to MF than in control reactor. Microscopic observations<br />
of activated sludge proved that MF had a positive impact on the presence of attached<br />
ciliata when FA concentrations were 100–2000 mg/l. Similar results were also noted for the<br />
roundworms survival. Biodiversity of organisms determined by Madoni method was higher<br />
in the activated sludge exposed to MF than in control reactor. Due to the lower FA concentration<br />
in wastewater treated in the bioreactor exposed to MF, the toxicity of this wastewater<br />
towards the crustacean was lower than toxicity of the effluent from control reactor. Research<br />
proved that MF application of 7 mT in FA biodegradation process had a positive effect on<br />
activated sludge organisms and their biodiversity.<br />
* Dr Anna Rutkowska-Narożniak, dr Elżbieta Pajor – Zakład Biologii, Wydział Inżynierii<br />
Środowiska, Politechnika Warszawska; ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa;<br />
tel.: 22 234 76 86; fax 22 621 29 79; e-mail: anna.narozniak@is.pw.edu.pl,<br />
elzbieta.pajor@is.pw.edu.pl<br />
389
Anna Rutkowska-Narożniak, Elżbieta Pajor<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Stałe pole magnetyczne (PM) jest jednym z czynników oddziałujących na mikroorganizmy.<br />
Może ono być wykorzystane do wspomagania usuwania uciążliwych zanieczyszczeń<br />
organicznych ze ścieków na drodze biologicznej.<br />
Interpretacja wyników badań nad wpływem PM jest trudna, ponieważ wszelkie zmiany<br />
u organizmów nie zachodzą w sposób liniowy wraz ze zmianą indukcji magnetycznej i zależą<br />
od wielu parametrów, zarówno abiotycznych, jak i biotycznych.<br />
Na efekt PM ma wpływ geometria pola i układ magnesów oraz wartość indukcji. Większość<br />
badań wykazuje, że silne PM >1T hamuje, a słabe intensyfikuje procesy fizjologiczne<br />
organizmów [Guevorkian i in. 2006, Zhang i in. 2007, Miyakoshi i in. 2005]. Łebkowska<br />
już w 1991 r. wykazała, że indukcja 8 mT zwiększa o 25% efektywność oczyszczania<br />
syntetycznych ścieków metodą osadu czynnego, a rozkład oranżu polfalanowego, aniliny<br />
i acetanilidu o 47, 27 i 16%. Rutkowska-Narożniak [1997] zaobserwowała podobne zależności<br />
i wykazała 3-krotne zwiększenie efektywności biodegradacji p–nitroaniliny w PM<br />
w porównaniu z próbką kontrolną. Badania autorki wykazały także wzrost aktywności dehydrogenaz<br />
i hydrolaz u mikroorganizmów osadu czynnego. Ji i in. [2010] na podstawie swoich<br />
badań udokumentowali, że PM do 20 mT pozytywnie wpływało na wzrost bakterii osadu<br />
czynnego i biodegradację ścieków. Natomiast Chen i Li [2008] zanotowali zwiększenie<br />
wydajności tworzenia polihydroksywalerianu w PM 21 mT, a polihydroksymaślanu w polu<br />
7 mT. Tomska i Wolny [2007] stwierdziły, że PM 40 mT przyspiesza usuwanie organicznych<br />
związków azotu ze ścieków, a Krzemieniewski [2003] wykazał, że PM 400–600 mT stymuluje<br />
kondycjonowanie osadów ściekowych. Wyjaśnienia działania słabych pól magnetycznych<br />
należy szukać w obszarze fizyki kwantowej i można je uznać za „zjawiska paradoksalne”<br />
[Binhi 2002].<br />
Wspomaganie oczyszczania ścieków przemysłowych zawierających refrakcyjne związki<br />
organiczne za pomocą słabych pól magnetycznych może być alternatywnym rozwiązaniem<br />
w technologii oczyszczania uciążliwych ścieków przemysłowych. Formaldehyd (FA)<br />
jest związkiem toksycznym, niebezpiecznym dla ludzi i zwierząt, często występującym<br />
w ściekach przemysłowych. Jego usunięcie jest trudne, ponieważ łatwo wchodzi w reakcje<br />
ze związkami występującymi w ściekach i tworzy trudnobiodegradowalne połączenia. Stąd<br />
poszukiwanie skutecznych metod jego eliminacji. Pajor [2002] prowadziła badania nad eliminacją<br />
formaldehydu w ściekach mocznikowo-formaldehydowych i wykazała, że w reaktorze<br />
hybrydowym zasiedlonym grzybami mikroskopowymi można uzyskać 97,5% eliminacji<br />
FA (przy początkowym stężeniu 79 mg/l).<br />
Należy przypuszczać, że zastosowanie słabych pól magnetycznych może zwiększyć<br />
efektywność usuwania FA ze ścieków przemysłowych.<br />
390
Wpływ stałego pola magnetycznego 7 mT na organizmy osadu czynnego w procesie...<br />
Należy przypuszczać, że zastosowanie słabych pól magnetycznych może zwiększyć<br />
2. Metodyka badań<br />
efektywność usuwania FA ze ścieków przemysłowych.<br />
2. METODYKA BADAŃ<br />
Badania prowadzono w skali laboratoryjnej w warunkach hodowli ciągłej, dozując<br />
Badania prowadzono w skali laboratoryjnej w warunkach hodowli ciągłej, dozując ścieki<br />
syntetyczne z FA. Układ badawczy składał się z urządzenia magnetostatycznego wytwarzającego<br />
stałe pole magnetyczne 7 mT oraz 4-litrowego bioreaktora (komory napowietrzania)<br />
umieszczonego wewnątrz pola (rys.1). Urządzenie magnetostatyczne wyskalowano za<br />
ścieki syntetyczne z FA. Układ badawczy składał się z urządzenia magnetostatycznego<br />
pomocą mikroteslomierza. Jako kontrolę (K) zastosowano analogiczny reaktor bez udziału<br />
PM. Osad czynny użyty do badań był zaadaptowany do rozkładu FA (w stężeniu do 100<br />
wytwarzającego mg/l). W dozowanych stałe pole do magnetyczne bioreaktorów ściekach 7mT oraz zwiększano 4-litrowego stopniowo bioreaktora stężenie FA (komory od 100<br />
do 2880 mg/l. Proces prowadzono do uzyskania stanu ustalonego, tj. określonego spadku<br />
napowietrzania) umieszczonego wewnątrz pola (rys.1). Urządzenie magnetostatyczne<br />
FA w ściekach odpływających w jednym z bioreaktorów.<br />
Rys.1. Schemat urządzenia do biodegradacji FA w polu magnetycznym<br />
Rys.1. Schemat urządzenia do biodegradacji FA w polu magnetycznym<br />
Fig. 1. Scheme of bioreactor for FA biodegradation in the MF<br />
Fig. 1. Scheme of bioreactor for FA biodegradation in the MF<br />
Zakres badań kontrolnych obejmował między innymi: oznaczenie stężenia FA, ChZT<br />
w ściekach dopływających i odpływających z reaktorów oraz suchej masy osadu. Przeprowadzono<br />
za również pomocą analizę mikroteslomierza. biologiczną osadu Jako czynnego kontrolę metodą (K) Madoniego. zastosowano Oznaczano analogiczny<br />
wyskalowano<br />
między innymi grupy kluczowe mikrofauny, liczbę taksonów oraz liczebność organizmów.<br />
reaktor<br />
Badano<br />
bez udziału<br />
także toksyczność<br />
PM. Osad<br />
ścieków<br />
czynny<br />
dopływających<br />
użyty do badań<br />
i odpływających<br />
był zaadaptowany<br />
z bioreaktorów<br />
do rozkładu<br />
przy<br />
FA (w<br />
stężeniu użyciu do testów 100 mg/l). przeżywalności W dozowanych ze skorupiakami do bioreaktorów Daphnia magna. ściekach Skuteczność zwiększano oczyszczania stopniowo<br />
formaldehydu określano między innymi na podstawie stopnia eliminacji FA oraz zanieczyszczeń<br />
wyrażonych jako ChZT.<br />
stężenie FA od 100 do 2880 mg/l. Proces prowadzono do uzyskania stanu ustalonego, tj.<br />
określonego spadku FA w ściekach odpływających w jednym z bioreaktorów.<br />
Zakres badań kontrolnych obejmował między innymi: oznaczenie stężenia FA, 391 ChZT w<br />
ściekach dopływających i odpływających z reaktorów oraz suchej masy osadu.
eliminacji FA oraz zanieczyszczeń wyrażonych jako ChZT.<br />
3. WYNIKI BADAŃ<br />
Anna Rutkowska-Narożniak, Elżbieta Pajor<br />
Badania wykazały, że w zakresie 3. Wyniki stężeń badań FA w dopływie od 100 do 1800 mg/l,<br />
skuteczność usuwania FA i ChZT była wysoka i zbliżona dla obu reaktorów (kontrolnego i<br />
badanego). Wynosiła dla ChZT od 97,1 do 83,6%, a dla formaldehydu – od 99,9 do 97,7%.<br />
Przy stężeniach ≥ 2400 biodegradacja FA obniżyła się w obu reaktorach, ale była wyższa o<br />
Badania wykazały, że w zakresie stężeń FA w dopływie od 100 do 1800 mg/l, skuteczność<br />
usuwania FA i ChZT była wysoka i zbliżona dla obu reaktorów (kontrolnego i badanego).<br />
Wynosiła dla ChZT od 97,1 do 83,6%, a dla formaldehydu – od 99,9 do 97,7%. Przy stężeniach<br />
≥ 2400 biodegradacja FA obniżyła się w obu reaktorach, ale była wyższa o ok. 30%<br />
ok. 30% w PM w porównaniu z kontrolą (83,8% w PM; 54,4% w K) – rys. 2. Podobne<br />
zależności zanotowano dla ChZT, dla którego skuteczność usuwania w PM była o ok. 26%<br />
w PM w porównaniu z kontrolą (83,8% w PM; 54,4% w K) – rys. 2. Podobne zależności zanotowano<br />
dla ChZT, dla którego skuteczność usuwania w PM była o ok. 26% wyższa w reaktorze<br />
eksponowanym w PM – 85,4% eliminacji (tab.1). Lepsza skuteczność eliminacji FA<br />
wyższa w reaktorze eksponowanym w PM–85,4% eliminacji (tab.1). Lepsza skuteczność<br />
i zanieczyszczeń wyrażonych jako ChZT w PM, przy wyższych stężeniach FA w dopływie,<br />
mogła być spowodowana większą biomasą osadu w reaktorze i związanym z tym mniejszym<br />
obciążeniem biomasy ładunkiem zanieczyszczeń.<br />
1400<br />
1200<br />
kontrola<br />
PM<br />
Stężenie FA w odpływie [mg/l]<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
200<br />
0<br />
100 600 1100 1600 2100 2600<br />
Stężenie FA w dopływie [mg/l]<br />
Rys. 2. Rys.2. Wpływ PM Wpływ 7 mT PM na 7 biodegradację mT na biodegradację formaldehydu formaldehydu osadem osadem czynnym czynnym<br />
Fig. 2. Fig.2. Effect of Effect a static of magnetic a static magnetic field of 7 field mT on of formaldehyde 7mT on formaldehyde biodegradation biodegradation in wastewater in wastewater by by<br />
activated activated sludge sludge.<br />
eliminacji FA i zanieczyszczeń wyrażonych jako ChZT w PM, przy wyższych stężeniach FA<br />
Analiza mikroskopowa wykazała pozytywny wpływ PM na liczebność organizmów<br />
w dopływie, mogła być spowodowana większą biomasą osadu w reaktorze i związanym z tym<br />
w biocenozie osadu czynnego. W reaktorze eksponowanym w PM była ona na ogół wyższa<br />
mniejszym obciążeniem biomasy ładunkiem zanieczyszczeń.<br />
niż w kontrolnym. Przy stężeniach FA w dopływie 100–237 mg/l obserwowano w obu reaktorach<br />
spadek liczebności organizmów w porównaniu ze stanem początkowym (z 13·10 6 do<br />
Tabela 1. Parametry techniczne oczyszczania syntetycznych ścieków z formaldehydu<br />
3,1·10 6 /l w K i do 8,6·10 6 /l w PM). Prawdopodobnie było to związane z adaptacją osadu do<br />
Table<br />
wyższych<br />
1. Technical<br />
stężeń<br />
parameters<br />
FA. Następnie<br />
of treatment<br />
od stężenia<br />
of the synthetic<br />
379 mg FA/l<br />
wastewater<br />
w PM i<br />
containing<br />
585 mg FA/l<br />
formaldehyde<br />
w K nastąpił<br />
Obciążenie osadu czynnego ładunkiem<br />
wzrost liczebności organizmów w obu komorach (do 7,1·10 6 /l w PM i 5,8·10 6 /l w K).<br />
Badanie Stężenie<br />
Sucha masa<br />
zanieczyszczeń [mg/mg sm·d]<br />
Dalszy wzrost stężenia FA w dopływie skutkował spadkiem liczebności organizmów<br />
po w dniach obu reaktorach. [mg/l] Przy stężeniu [mg/l] ≥ 2400 mg FA/l w dopływie FA w osadzie kontroli ChZT nie wykryto<br />
już żadnych FA organizmów ChZT wyższych, K podczas PM gdy w PM były K one obecne PM do końca K procesu, PM<br />
1 ale ich liczebność 100 obniżyła 247 się do 1155 0,44·10 6 /l 1159 (rys 3). 0,086 0,086 0,214 0,213<br />
6 237 532 1048 1134 0,226 0,208 0,508 0,469<br />
392<br />
4
Analiza mikroskopowa wykazała pozytywny wpływ PM na liczebność organizmów w<br />
biocenozie Wpływ osadu stałego czynnego. pola magnetycznego W reaktorze 7 mT eksponowanym na organizmy osadu w PM czynnego była ona w procesie... na ogół wyższa niż<br />
w kontrolnym. Przy stężeniach FA w dopływie 100-237 mg/l obserwowano w obu reaktorach<br />
Tabela 1. Parametry techniczne oczyszczania syntetycznych ścieków z formaldehydu<br />
spadek liczebności organizmów w porównaniu ze stanem początkowym (z 1310 6 do 3,110 6<br />
Table 1. Technical parameters of treatment of the synthetic wastewater containing formaldehyde<br />
/l w K i do 8,610 6 /l w PM). Prawdopodobnie było to związane z adaptacją osadu do<br />
wyższych stężeń FA. Następnie od stężenia 379 mgFA/l w PM i 585 mgFA/l w K nastąpił<br />
wzrost liczebności organizmów w obu komorach (do 7,110 6 /l w PM i 5,810 6 /l w K).<br />
Dalszy wzrost stężenia FA w dopływie skutkował spadkiem liczebności organizmów<br />
w obu reaktorach. Przy stężeniu ≥ 2400 mg FA/l w dopływie w osadzie kontroli nie wykryto<br />
już żadnych organizmów wyższych, podczas gdy w PM były one obecne do końca procesu,<br />
ale ich liczebność obniżyła się do 0,4410 6 /l (rys 3).<br />
Obciążenie osadu czynnego ładunkiem<br />
Stężenie,<br />
Sucha masa,<br />
Badanie<br />
zanieczyszczeń, mg/mg sm∙d<br />
mg/l<br />
mg/l<br />
po dniach<br />
FA<br />
ChZT<br />
FA ChZT K PM K PM K PM<br />
1 100 247 1155 1159 0,086 0,086 0,214 0,213<br />
6 237 532 1048 1134 0,226 0,208 0,508 0,469<br />
12 379 856 1411 1448 0,268 0,261 0,606 0,593<br />
13 585 1048 1903 1934 0,307 0,302 0,550 0,542<br />
15 800 1613 2066 1990 0,387 0,402 0,780 0,810<br />
19 1000 2098 2620 2430 0,381 0,411 0,800 0,863<br />
22 1400 2715 3466 3511 0,403 0,398 0,783 0,773<br />
24 1800 3132 3899 4012 0,461 0,448 0,803 0,780<br />
26 2400 3366 4054 <strong>49</strong>04 0,592 0,489 0,830 0,686<br />
28 2880 5123 4684 6391 0,614 0,450 1,090 0,801<br />
Liczebność organizmów osadu czynnego [organizmy/l]<br />
14000000<br />
12000000<br />
10000000<br />
8000000<br />
6000000<br />
4000000<br />
2000000<br />
0<br />
0 500 1000 1500 2000 2500 3000<br />
Stężenie FA w dopływie [ mg/l]<br />
kontrola<br />
PM<br />
Rys. 3. Wpływ stałego PM 7 mT na liczebność organizmów osadu czynnego w procesie biodegradacji<br />
Rys.3. Wpływ<br />
formaldehydu<br />
stałego PM 7<br />
w<br />
mT<br />
ściekach<br />
na liczebność<br />
syntetycznych<br />
organizmów osadu czynnego w procesie biodegradacji<br />
Fig. formaldehydu 3. Impact of w static ściekach magnetic syntetycznych field of 7 mT on the number of activated sludge organisms in<br />
Fig.3. biodegradation Impact of static of FA magnetic in synthetic field wastewater of 7 mT on the number of activated sludge organisms in<br />
biodegradation of FA in synthetic wastewater<br />
Badania wykazały również wpływ pola PM na bioróżnorodność organizmów w biocenozie<br />
osadu czynnego. W komorze eksponowanej w PM zaobserwowano większą liczbę taksonów<br />
w porównaniu z kontrolą. Różnice te były widoczne od stężenia 800 mg FA/l, gdzie zanotowano<br />
9 taksonów w PM, a w kontroli – 6 (rys. 4). Przy dalszym wzroście stężenia FA ilość<br />
taksonów w PM utrzymywała się na poziomie 5–6, natomiast w reaktorze kontrolnym nastąpił<br />
gwałtowny spadek bioróżnorodności. Przy stężeniu 2400 mg FA/l w dopływie nie wykryto<br />
5<br />
w kontroli żadnych organizmów, podczas gdy w PM zanotowano obecność 4 taksonów.<br />
393
ilość taksonów w PM utrzymywała się na poziomie 5-6, natomiast w reaktorze kontrolnym<br />
Anna Rutkowska-Narożniak, Elżbieta Pajor<br />
10<br />
9<br />
8<br />
kontrola<br />
PM<br />
Liczba taksonów<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0 500 1000 1500 2000 2500 3000<br />
Stężenie FA w dopływie [mg/l]<br />
Rys. 4. Wpływ stałego PM 7 mT na bioróżnorodność osadu czynnego (wg Madoniego)<br />
Fig. Rys.4. Impact Wpływ of static stałego MF PM of 7 mT on na biodiversity bioróżnorodność of activated osadu sludge czynnego (Madoni ( wg method)<br />
Madoniego)<br />
Fig.4. Impact of static MF of 7 mT on biodiversity of activated sludge (Madoni method)<br />
Wykazano także, że pole magnetyczne miało wpływ na występowanie orzęsków osiadłych.<br />
W stężeniach 1000–1880 mg FA/l w dopływie ich udział w strukturze dominacyj-<br />
nastąpił nej gwałtowny osadu czynnego spadek (wg bioróżnorodności. Madoniego) był znaczne Przy wyższy stężeniu w komorze 2400 mgFA/l w PM w porównaniu w dopływie nie<br />
z bioreaktorem kontrolnym (rys. 5). W stężeniu > 2400 mg FA/l orzęski osiadłe nie występowały<br />
w osadzie czynnym.<br />
wykryto w kontroli żadnych organizmów, podczas gdy w PM zanotowano obecność 4<br />
taksonów organizmów. 120<br />
Wykazano także, że pole magnetyczne miało wpływ na występowanie orzęsków<br />
100<br />
kontrola<br />
PM<br />
osiadłych. W stężeniach 1000–1880 mgFA/l w dopływie ich udział w strukturze<br />
80<br />
dominacyjnej osadu czynnego (wg Madoniego) był znaczne wyższy w komorze w PM w<br />
60<br />
porównaniu z bioreaktorem kontrolnym (rys. 5). W stężeniu > 2400 mgFA/l orzęski<br />
Rys. 5. Wpływ PM 7 mT na dominację orzęsków osiadłych osadzie czynnym<br />
Rys.5. Fig. 5. Impact Wpływ of PM MF 7 of mT 7 mT na on dominację domination orzęsków of attached osiadłych ciliata in osadzie activated czynnym sludge<br />
Fig.5. Impact of MF of 7 mT on domination of attached ciliata in activated sludge<br />
Liczebność robaków obłych – wrotków i nicieni – w biocenozie osadu czynnego była<br />
osiadłe nie występowały w osadzie czynnym.<br />
Liczebność robaków obłych – wrotków i nicieni – w biocenozie osadu czynnego b<br />
w 394 obu bioreaktorach stosunkowo duża i na ogół w rektorze w PM wyższa niż w kontroli 6<br />
6)<br />
Udział orzęsków osiadłych w strukturze dominacyjnej<br />
osadu czynnego wg. Madoniego [%]<br />
40<br />
20<br />
0<br />
200 700 1200 1700 2200 2700<br />
Stężenie FA w dopływie [mg/l]<br />
w obu bioreaktorach stosunkowo duża i na ogół w rektorze w PM wyższa niż w kontroli (rys. 6)
6)<br />
Wpływ stałego pola magnetycznego 7 mT na organizmy osadu czynnego w procesie...<br />
3500000<br />
Liczebność robaków obłych [organizmy/l]<br />
3000000<br />
2500000<br />
2000000<br />
1500000<br />
1000000<br />
500000<br />
kontrola<br />
PM<br />
0<br />
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500<br />
Stężenie FA w ściekach dopływających [mg/l]<br />
Rys. 6. Wpływ stałego PM 7 mT na liczebność robaków obłych (nicienie i wrotki) w procesie biodegradacji<br />
PM formaldehydu 7 mT na liczebność osadem robaków czynnymobłych ( nicienie i wrotki) w procesie biodegradacji<br />
Rys.6. Wpływ stałego<br />
formaldehydu Fig. 6. osadem Impact czynnym of static MF of 7 mT on number of roundworms (nematodes and rotifers) in biodegradation<br />
of FA by activated sludge<br />
Fig.4. Impact of static MF of 7 mT on number of roundworms (nematodes and rotifers) in biodegradation of<br />
FA by activated sludge<br />
Dla początkowych stężeń 100–237 mg FA/l w dopływie ich liczebność była zbliżona<br />
w obu reaktorach. W zakresie stężeń 237–1000 mg FA/l liczebność tej grupy organizmów<br />
w osadzie eksponowanym w PM była wyższa o mniej więcej 1 rząd wielkości od obserwowanej<br />
w reaktorze kontrolnym (1,4–3,3·10 6 /l w PM i 2,4–4,8·10 5 /l w K). Przy stężeniu w dopływie<br />
1400 mg FA/l ich liczebność w PM spadła do 6,8 ·10 5 /l, natomiast w kontroli wzrosła<br />
do 1,6·10 6 /l. Dalszy wzrost stężenia formaldehydu w ściekach dopływających skutkował<br />
spadkiem liczebności robaków obłych w PM i K, a przy stężeniu 2880 mg FA/l w PM osiągnęła<br />
ona wartość 4,4·10 4 /l, natomiast w K spadła do 0.<br />
Badania toksykologiczne dopływu i odpływów z bioreaktorów, z zastosowaniem<br />
Daphnia magna, wykazały dla zakresu stężeń w dopływie 100–1400 mg FA/l znaczne<br />
obniżenie toksyczności ścieków odpływających z obu reaktorów po biodegradacji –<br />
ścieki oczyszczone nie były toksyczne w stosunku do badanych skorupiaków (LC50 –<br />
48h>>100%) – tabela 2.<br />
Przy stężeniu w dopływie 2880 mg FA/l zaobserwowano, że ścieki po biodegradacji<br />
były toksyczne, ale ich toksyczność była mniejsza w PM w porównaniu z odpływem z reaktora<br />
kontrolnego (LC50 – 48h – 10,2% w PM i 3,1% w K). Być może było to spowodowane<br />
niższym stężeniem FA w ściekach odpływających z reaktora eksponowanego w PM.<br />
7<br />
395
Anna Rutkowska-Narożniak, Elżbieta Pajor<br />
Tabela 2. Wyniki badań toksykologicznych, przeprowadzonych na Daphnia magna, ścieków dopływających<br />
i odpływających z reaktorów w procesie oczyszczania ścieków formaldehydowych<br />
w czasie ekspozycji w stałym PM 7 mT<br />
Table 2. Ecotoxicity of raw and treated wastewater towards crustacean Daphnia magna during<br />
Stężenie FA<br />
w ściekach<br />
dopływających,<br />
mg/l<br />
FA biodegradation process in control and in MF exposed bioreactor<br />
dopływ<br />
kontrola<br />
LC 50 – 48h, %<br />
odpływ<br />
100 43 toksyczności nie stwierdzono toksyczności nie stwierdzono<br />
379 10,4 toksyczności nie stwierdzono toksyczności nie stwierdzono<br />
1400 3,0 toksyczności nie stwierdzono toksyczności nie stwierdzono<br />
2880 mniejsze od 1 mniejsze od 3,1 10,2<br />
PM<br />
4. Podsumowanie i wnioski<br />
Badania nad wpływem pola magnetycznego 7 mT na biodegradację formaldehydu ze<br />
ścieków syntetycznych i na organizmy osadu czynnego wykazały, że:<br />
1. Skuteczność biodegradacji formaldehydu w zakresie stężeń 100–1800 mg FA/l nie zależała<br />
od pola magnetycznego.<br />
2. Efektywność rozkładu FA w stężeniach > 1800–2800 była większa w PM.<br />
3. PM wywierało pozytywny wpływ na występowanie orzęsków osiadłych oraz robaków<br />
obłych przy stężeniach FA 100–2000 mg/l.<br />
4. Bioróżnorodność organizmów była większa w PM aniżeli w kontroli.<br />
5. Toksyczność ścieków odpływających względem skorupiaków Daphnia magna była<br />
mniejsza w PM niż w kontroli.<br />
Piśmiennictwo<br />
BINHI V.N. 2002. Magnetobiology. Underlying Physical Problems. Academic Press. Elsevier.<br />
CHEN H., LI X. 2008. Effects of static magnetic field on synthesis of polyhydroxyalkanoates<br />
from different short-chain fatty acids by activated sludge. Bioresource Technology<br />
99: 5538–5544.<br />
GUEVORKIAN K., VALLES J.M.JR. 2006. Aligning Paramecium caudatum with static<br />
magnetic fields. Biophysical Journal 90: 3004–3011.<br />
JI Y., WANG Y., SUN J., YAN T., LI J., ZHAO T., YIN X., SUN CH. 2010. Enhancement<br />
of biological treatment of wastewater by magnetic field. Bioresource Technology 101:<br />
8535–8540.<br />
KRZEMIENIEWSKI, M., DĘBOWSKI M., JANCZUKOWICZ W., PESTA J. 2003. Effect of<br />
sludge conditioning by chemical methods with magnetic field application. Polish Journal<br />
of Environmental Studies 12(5): 595–605.<br />
396
Wpływ stałego pola magnetycznego 7 mT na organizmy osadu czynnego w procesie...<br />
ŁEBKOWSKA M. 1991. Wpływ stałego pola magnetycznego na biodegradację związków<br />
organicznych. Praca habilitacyjna. Politechnika Warszawska. Prace naukowe, Inżynieria<br />
Sanitarna i Wodna: 13,Warszawa.<br />
MADONI P. 1994. A sludge biotic index (SBI) for the evoluation of the biological performance<br />
of activated sludge plant based on the microfauna analysis. Water Research<br />
28(1): 67–75.<br />
MIYAKOSHI J. 2005. Effects of static magnetic fields at the cellular level. Progress in Biophysics<br />
and Molecular Biology 87(2–3): 213–223.<br />
PAJOR E., GRABIŃSKA-ŁONIEWSKA A. 2002. Wykorzystanie immobilizowanych hodowli<br />
grzybów mikroskopowych do biodegradacji formaldehydu występującego<br />
w ściekach mocznikowo-formaldehydowych. Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska<br />
PAN 11: 447–458.<br />
RUTKOWSKA-NAROŻNIAK A. 1997. Zastosowanie stałego pola magnetycznego do intensyfikacji<br />
biodegradacji zanieczyszczeń w ściekach. Praca doktorska. Wydział Inżynierii<br />
Środowiska, Politechnika Warszawska, Warszawa.<br />
TOMSKA A., WOLNY L. 2007. Enhancement of biological wastewter treatment by magnetic<br />
field exposure. Desalination 222: 368–373.<br />
ZHANG P., YIN R., CHEN Z., WU L., YU Z. 2007. Genotoxic effects of superconducting<br />
static magnetic field (SMFs) on wheat (Triticum aestivum) pollen mother cells (PMCs).<br />
Plasma Science and Technology 9(2): 241–247.<br />
397
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Krystyna Rauba*<br />
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania<br />
ścieków komunalnych na obszarach<br />
niezurbanizowanych<br />
Social aspects of choice of wastewater treatment<br />
system non-unurbanized area<br />
Słowa kluczowe: metoda wyceny warunkowej, gotowość do zapłaty, gospodarka ściekowa,<br />
system zbiorowego oczyszczania ścieków.<br />
Key words: Contingent Valuation Method, Willingness To Pay, wastewater management,<br />
collective wastewater treatment system.<br />
In the paper was presented possibility of the application of Contingent Valuation Method to<br />
estimation of willingness to pay for improvement of quality of water surface.<br />
Contingent Valuation Method (CVM) is making of instrument take a decision of matter in the<br />
business the plan for the construction of a wastewater treatment plant in the communities.<br />
The method was of the research is the information of the inhabitants and the degree of the<br />
acceptance for treatment of wastewater.<br />
In the paper was described the questionnaire offer help from the communities in the planning<br />
tariff of waste.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Jednym z podstawowych elementów środowiska są zasoby wodne. Właściwe gospodarowanie<br />
zasobami wodnymi jest jednym z czynników zrównoważonego rozwoju, czyli<br />
takiego, w którym możliwe jest zaspokajanie podstawowych potrzeb zarówno współczesnych,<br />
jak i przyszłych pokoleń bez naruszania równowagi przyrodniczej [Kaczmarek 2005].<br />
Racjonalna gospodarka wodna oraz związana z nią gospodarka ściekowa stanowią<br />
nieodłączny element życia i rozwoju nowoczesnych społeczeństw.<br />
* Mgr inż. Krystyna Rauba – Zamiejscowy Wydział Leśny w Hajnówce, Politechnika<br />
Białostocka, ul. J. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka; tel.: 85 682 95 00; e-mail: krauba@go2.pl<br />
398
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania ścieków komunalnych...<br />
Obowiązek zapewnienia oczyszczania ścieków spoczywa na gminach. W realizacji<br />
zbiorczych systemów oczyszczania ścieków istotne znaczenie ma zaangażowanie społeczności<br />
w rozwiązywanie tego problemu. Społeczeństwo powinno mieć świadomość znaczenia<br />
działań podejmowanych przez władze samorządowe, zmierzających do poprawy jakości<br />
lokalnych zasobów wodnych. Ważna jest także wiedza mieszkańców o problemach<br />
związanych z zanieczyszczeniem wód na terenie gminy, jak również ich zaangażowanie<br />
w pogłębianie wiedzy na temat poprawy jakości wód.<br />
Usługi wodne, o których mowa w dyrektywie odpowiadają polskim usługom wodociągowokanalizacyjnym.<br />
Wprowadzenie zasady zwrotu kosztów usług wodnych będzie się wiązać z wprowadzeniem<br />
w niektórych gminach wyższych cen za odprowadzanie ścieków. Takie działania budzą<br />
zazwyczaj sprzeciw lokalnej społeczności, w związku z tym gmina powinna mieć narzędzie,<br />
które umożliwiłoby jej badanie społecznej akceptowalności podejmowanych przez nią działań.<br />
Gmina do poznania opinii mieszkańców na temat realizacji oczyszczalni, a zwłaszcza<br />
możliwości ich uczestnictwa w finansowaniu budowy i eksploatacji obiektów, może posłużyć<br />
się metodą wyceny warunkowej. Uzyskane tą metodą informacje umożliwią określenie, ile lokalna<br />
społeczność jest w stanie zapłacić za poprawę jakości zasobów wodnych oraz za korzystanie<br />
z usługi zbiorowego oczyszczania ścieków. Dadzą także obraz tego, jak bardzo społeczność<br />
lokalna ceni środowisko wodne.<br />
W celu zbadania, jaką wartość lokalne społeczności, zamieszkujące tereny nieskanalizowane,<br />
przypisują zasobom wód powierzchniowych, przedstawiono badania ankietowe<br />
przeprowadzone w gminie Miastkowo w oparciu o pytania w postaci WTP. Kryterium wyboru<br />
tej gminy był brak zbiorowego odprowadzania i oczyszczania ścieków.<br />
Metoda badań ankietowych opierających się na pytaniu WTP może być stosowana do<br />
oceny stopnia społecznej akceptowalności przedsięwzięć z dziedziny gospodarki ściekowej<br />
w gminie. Rezultaty uzyskanych badań mogą być pomocne dla gmin w podejmowaniu decyzji<br />
o realizacji inwestycji z zakresu zbiorowego zaopatrzenia w wodę i zbiorowego odprowadzania<br />
ścieków.<br />
2. Obiekt badań<br />
Gmina Miastkowo jest położona w zachodniej części województwa podlaskiego, w powiecie<br />
łomżyńskim, przy trasie Łomża–Ostrołeka. W jej skład wchodzą 23 sołectwa. Jej powierzchnia<br />
wynosi 114,84 km 2 , co stanowi 8,2% powierzchni całego powiatu łomżyńskiego.<br />
Liczba ludności – 4466 osób – stanowi 8,7% ludności powiatu.<br />
Gmina Miastkowo wchodzi w skład obszaru „Zielone Płuca Polski”. Jest położona w dorzeczu<br />
rzeki Narew z dopływem rzeki Ruż. Na terenie gminy nie ma żadnych jezior ani<br />
sztucznych zbiorników wodnych. Pod względem zanieczyszczeń fizykochemicznych jakość<br />
wód rzeki Narew oceniono jako dobrą. Teren gminy charakteryzuje się niewielką lokalną<br />
emisją zanieczyszczeń powietrza z procesów spalania paliw.<br />
399
Krystyna Rauba<br />
Na terenie gminy Miastkowo brak jest przemysłu. Jest ona typową gminą rolniczą. Na<br />
działalność rolniczą przeznaczonych jest 6898 ha, co stanowi 60% powierzchni. Produkcją<br />
rolną zajmuje się ok. 600 gospodarstw rolnych. Znaczną grupę stanowią gospodarstwa<br />
o powierzchni większej niż 10 ha.<br />
Gmina posiada atrakcyjne i czyste ekologicznie tereny turystyczno-wypoczynkowe, stanowiące<br />
istotną szansę rozwoju.<br />
Gmina Miastkowo jest w 98% zwodociągowania. Jest to bardzo ważne, ponieważ<br />
w warunkach braku rozwiniętej sieci kanalizacyjnej istnieje duże niebezpieczeństwo przedostawania<br />
się zanieczyszczeń organicznych do wód wydobywanych z płytkich studni kopanych.<br />
Z takich właśnie studni jest pobierana woda na cele socjalno-bytowe, gdy brak jest<br />
podłączeń do zbiorczej sieci wodociągowej.<br />
Gmina nie posiada kanalizacji i oczyszczalni ścieków. Ścieki są gromadzone w zbiornikach<br />
bezodpływowych, z przeznaczeniem do wywożenia za pomocą taboru asenizacyjnego.<br />
Ścieki ze zbiorników bezodpływowych są odprowadzane do położonej kilkadziesiąt kilometrów<br />
od gminy oczyszczalni ścieków w Łomży.<br />
Nieszczelne bezodpływowe zbiorniki na ścieki oraz niekontrolowany wywóz ścieków<br />
stanowią poważne zagrożenie dla środowiska gruntowo-wodnego. Powoduje to zachwianie<br />
równowagi biologicznej, stanowi m.in. zagrożenie bakteriologiczne dla wód powierzchniowych,<br />
skażenie ujęć infiltracyjnych wody oraz nadmierne zanieczyszczenie i eutrofizację<br />
powierzchniowych wód stojących [Program... 2003].<br />
Gminę Miastkowo wybrano do badania, ponieważ nie posiada obecnie scentralizowanego<br />
systemu kanalizacji sanitarnej oraz systemów zbiorowego oczyszczania ścieków. Dlatego<br />
też zaproponowano kilka rozwiązań z zakresu gospodarki ściekowej.<br />
Każdy obiekt mieszkalny lub użyteczności publicznej musi mieć rozwiązany problem<br />
odprowadzenia ścieków. W większych skupiskach ludności, gdzie funkcjonuje rozwinięta<br />
infrastruktura, ścieki z wewnętrznych instalacji płyną do zbiorowej kanalizacji miejskiej lub<br />
gminnej. Odmienne rozwiązania stosuje się, gdy zabudowa jest rozproszona i nieopłacalne<br />
jest budowanie kanalizacji zbiorczej ze względu na wysokie koszty, na przykład w przypadku<br />
małego osiedla na peryferiach miasta, zabudowy zagrodowej, leśniczówek, pensjonatów<br />
i hoteli położonych w odosobnieniu. Jeżeli nie ma możliwości doprowadzenia kanalizacji<br />
sanitarnej, można wziąć pod uwagę dwa typy rozwiązania, tzn.: gromadzenie ścieków<br />
w szczelnych zbiornikach bezodpływowych (szambach) lub oczyszczanie ich we własnym<br />
zakresie.<br />
Zbiorniki bezodpływowe są stosowane bardzo często na terenach wiejskich, jednak<br />
mają one określoną pojemność i muszą być opróżniane przynajmniej raz w miesiącu. Nieczystości<br />
z tego typu zbiorników często są wywożone na duże odległości, a nie wszystkie<br />
oczyszczalnie mają możliwość przyjmowania ich. Poza tym użytkowanie takich zbiorników<br />
wiąże się z dużymi kosztami wielokrotnego wywożenia nieczystości. Budowa przydomowej<br />
(przyzagrodowej) oczyszczalni ścieków, czyli oczyszczalni obsługującej do ok. 50 miesz-<br />
400
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania ścieków komunalnych...<br />
kańców, pociąga również znaczne koszty, lecz jej eksploatacja jest o wiele tańsza. Podstawową<br />
zaletą i ideą przydomowych oczyszczalni ścieków jest oczyszczanie naturalne,<br />
w zgodzie z przyrodą.<br />
Istnieje kilka rodzajów przydomowych oczyszczalni ścieków i wiele szczegółowych rozwiązań.<br />
Możemy wyróżnić pięć głównych rodzajów przydomowych oczyszczalni ścieków:<br />
z drenażem rozsączającym, z filtrem piaskowym, z filtrem gruntowo-roślinnym, z komorą<br />
osadu czynnego oraz ze złożem biologicznym. Wybór rodzaju oczyszczalni zależy od posiadanych<br />
zasobów finansowych oraz ograniczeń prawnych i technicznych, związanych<br />
z jej budową. Budując indywidualną oczyszczalnię ścieków należy zachować odpowiednie<br />
odległości od m.in. budynków mieszkalnych, studni, granic działki i drzew.<br />
Każda instalacja musi być dobrana w sposób indywidualny. Jest to możliwe, ponieważ<br />
istnieją różne warianty poszczególnych rodzajów oczyszczalni. W projekcie należy<br />
uwzględnić wiele aspektów, m.in. liczbę mieszkańców, a tym samym ilość dostarczanych<br />
ścieków, charakter obiektu, możliwości gruntowo-przestrzenne. Poza tym oczyszczalnia<br />
jest inwestycją trwałą, mającą przynieść korzyść ekologiczną i ekonomiczną w dłuższym<br />
okresie. Jest to związane z tym, że koszt budowy szamba jest mniejszy niż montażu<br />
oczyszczalni, ale koszty jego eksploatacji znacznie większe niż eksploatacji indywidualnej<br />
oczyszczalni, w związku z tym istnieje taki okres, po którym inwestycja się zwróci. Okres<br />
zwrotu kosztów budowy oczyszczalni zależy od rodzaju zastosowanych rozwiązań i wynosi<br />
od 2 do 7 lat. Istotne jest też, czy na budowę indywidualnej oczyszczalni ścieków otrzymamy<br />
dotację z funduszy unijnych.<br />
Najbardziej elastyczne pod względem zastosowania, nieskomplikowane i tanie w obsłudze<br />
(małe koszty eksploatacji – niewielkie ilości lub nawet brak zużycia energii) są oczyszczalnie<br />
z grupy hydrofitowych z filtrem żwirowo-roślinnym. Jest to technologia sprawdzona<br />
i bardzo popularna w Europie Zachodniej. Natomiast oczyszczalnie pracujące w technologiach<br />
z komorą osadu czynnego oraz ze złożem biologicznym są bardzo trudne w utrzymaniu,<br />
a ich sprawne funkcjonowanie wymaga specjalistycznej opieki.<br />
Rzeczywisty koszt obsługi oczyszczalni z osadem czynnym wynosi ok. 1000 zł rocznie.<br />
Koszt obsługi oczyszczalni z filtrem gruntowo-roślinnym wynosi ok. 300 zł rocznie. Na ten<br />
koszt składa się wywóz osadów z osadnika gnilnego i koszt energii elektrycznej, niezbędnej<br />
do zasilania pompy tłoczącej ścieki na filtr. Ważne jest również to, że oczyszczalnie ze<br />
złożem gruntowo-roślinnym zajmują mniej miejsca niż oczyszczalnie drenażowe, np. osadnik<br />
gnilny zajmuje powierzchnię około 4 m 2 , filtr żwirowo-roślinny – 30 m 2 , oczko wodne zaś<br />
około 20 m 2 . W praktyce oznacza to, że pod zabudowę tego rodzaju oczyszczalni wystarczy<br />
obszar 80 m 2 . Projektując należy przestrzegać podstawowych zasad. Wyjście kanalizacji<br />
wewnętrznej powinno być nie głębiej niż 30 cm pod powierzchnią terenu. Ze względu na<br />
możliwość wychładzania się ścieków i wytrącania tłuszczu w kanalizacji, osadnik gnilny powinien<br />
w miarę możliwości znajdować się jak najbliżej budynku (optymalnie 6 m). Przepompownia<br />
powinna być jak najbliżej filtra żwirowo-roślinnego (2,5 m), drenaż lub studnia chłon-<br />
401
Krystyna Rauba<br />
na, jako odbiornik wody pościekowej, może być zastosowana tylko w przypadku gruntów<br />
dobrze przepuszczalnych, w warunkach głęboko zalegających wód gruntowych (poniżej<br />
1,5 m od poziomu zrzutu). Oczko wodne natomiast jest uniwersalnym odbiornikiem i sprawdzi<br />
się w każdych warunkach terenowo-gruntowych [www.przydomowe-oczyszczalnie.pl].<br />
W zależności od możliwości finansowych, mieszkańcy gmin mogą wybrać odpowiednią<br />
dla nich przydomową oczyszczalnię ścieków. O finansowanie tego rodzaju oczyszczalni<br />
muszą występować jednak gminy lub organizacje pozarządowe i dystrybuować dotacje dla<br />
właścicieli domów i gospodarstw, dlatego że możliwość uzyskania dotacji unijnej wyłącznie<br />
na przydomową oczyszczalnię ścieków, bezpośrednio przez ubiegającego się mieszkańca<br />
(bez pośrednictwa gminy) jest w praktyce niemożliwe.<br />
Analizie poddano społeczną akceptowalność jednego z zaproponowanych rozwiązań<br />
gospodarki ściekowej w gminie Miastkowo, jaką jest zbiorowe odprowadzanie i oczyszczanie<br />
ścieków.<br />
3. Metoda badań<br />
W celu zbadania na ile mieszkańcy gminy Miastkowo cenią jakość wód na jej terenie<br />
posłużono się metodą wyceny warunkowej (CVM – ang. Contingent Valuation Method). Metoda<br />
ta opiera się na badaniach ankietowych przeprowadzanych wśród respondentów zainteresowanych<br />
danym dobrem lub usługą. Badacz może zadać ankietowanym pytanie w postaci<br />
WTP (ang. Willingness To Pay), czyli o to ile są w stanie zapłacić za dostęp do danego<br />
dobra bądź usługi, lub w postaci WTA (ang. Willingness to Accept), czyli ile są skłonni<br />
przyjąć za tolerowanie niekorzystnych zmian w badanym elemencie lub ograniczenie dostępu<br />
do niego.<br />
Oddzielną kwestię stanowi wybór odpowiedniego typu pytania, a co za tym idzie – także<br />
wiarygodność uzyskanych informacji. W przypadku sformułowania w ankiecie pytań WTP<br />
istnieje możliwość zaniżenia podawanych przez ankietowanych kwot mówiących o wartości<br />
danego elementu środowiska w związku z obawą o nadmierne obciążenie finansowe. Natomiast<br />
w przypadku zadania pytania w postaci WTA powstaje zagrożenie uzyskania zawyżonych<br />
wartości wycenianych elementów środowiska podawanych przez osoby o niskich dochodach<br />
[Szyszko i in. 2002].<br />
Metoda wyceny warunkowej pojawiła się na początku lat sześćdziesiątych XX wieku,<br />
a po wielu modyfikacjach i eksperymentach znalazła praktyczne zastosowanie w latach<br />
osiemdziesiątych XX wieku.<br />
Badania dotyczące wyceny jakości zasobów wodnych przeprowadzono dotychczas we<br />
Francji. Dotyczyły one gotowości do zapłaty za poprawę jakości wody w rzekach. Z badań<br />
ankietowych wynika, że zarówno przemysł, jak i rolnictwo nie ponoszą kosztów wynikających<br />
z zanieczyszczenia zasobów wodnych. Największy udział w wydatkach na ochronę<br />
wód mają gospodarstwa domowe [Agence... 2005].<br />
402
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania ścieków komunalnych...<br />
Metodę wyceny warunkowej wykorzystały także greckie obszary Lappaion, Georgioupolis<br />
i Krionerida, w celu uzyskania informacji ile mieszkańcy są skłonni poświęcić, by zachować<br />
czyste wody morskie. Uzyskane informacje miały być pomocne gminom do planowania<br />
polityki taryf za ścieki [Genius i in. 2005].<br />
Próby wykorzystania metody wyceny warunkowej podjęto także w Polsce. Najbardziej<br />
znane jest badanie „bałtyckie”, w którym oceniono gotowość mieszkańców Polski do zapłaty<br />
za powstrzymanie eutrofizacji Morza Bałtyckiego. Respondentom przedstawiono,<br />
jako efekt podjętych działań, zmniejszenie liczby zamkniętych kąpielisk oraz odnowę życia<br />
w morzu [Śleszyński 2000]. Metodę tę wykorzystano również do analizy kosztów i korzyści<br />
wdrożenia dyrektywy 91/271/EWG. Wzięto tutaj pod uwagę gotowość do zapłacenia za poprawę<br />
jakości wód powierzchniowych oraz wody w kranach [Markowska 2006].<br />
W roku 2000 metodę wyceny warunkowej wykorzystano w gminie Łukowa. Przeprowadzono<br />
wówczas 52 ankiety wśród rolników (5% ogólnej liczby gospodarstw w gminie), których<br />
celem było ustalenie, jak wysoko mieszkańcy badanej gminy cenią walory środowiska<br />
przyrodniczego. Równocześnie poznano opinie i oczekiwania mieszkańców terenów wiejskich,<br />
dotyczące zrównoważonego rozwoju, ich postawy wobec problemów ochrony środowiska,<br />
postrzegania zagrożeń środowiska i sposobów przeciwdziałania, a także odpowiedzialności<br />
za stan środowiska.<br />
Gotowość płacenia określonych kwot ankietowani motywowali troską i dbałością o stan<br />
otaczającego środowiska, potrzebą poprawy jego stanu oraz zachowania obecnego stanu<br />
dla przyszłych pokoleń, co może świadczyć o wysokiej świadomości ekologicznej rolników<br />
oraz o docenianiu przez tę grupę respondentów zasad zrównoważonego rozwoju [Kościk<br />
i in. 2004].<br />
Badania ankietowe w gminie Miastkowo przeprowadzono w latach 2007–2008 metodą<br />
wywiadu bezpośredniego. Zaletą tej metody jest uzyskiwanie bezpośrednich oszacowań<br />
zainteresowanych osób. Wywiad bezpośredni ma też swoje ograniczenia, do których możemy<br />
zaliczyć to, że sposób zadania pytania wpływa na uzyskiwaną odpowiedź oraz, że<br />
skłonność do zapłaty, a zdolność zapłacenia to dwie różne sprawy. Ludzie mogą cenić dane<br />
dobro, czy usługę wysoko, co nie znaczy, że są wystarczająco bogaci żeby za nie zapłacić.<br />
Oprócz tego, badanie dotyczy pewnej hipotetycznej sytuacji, zmuszającej respondentów do<br />
myślowego eksperymentu i nie można mieć pewności, że gdyby rzeczywiście przyszło do<br />
płacenia, decyzja byłaby taka sama.<br />
Kwestionariusz do badań został zaprojektowany tak, by ujawnić preferencje gotowości<br />
mieszkańców do zapłaty (WTP) za oczyszczanie ścieków. Badaniom poddano 120 respondentów.<br />
Ankietę podzielono na trzy części. Pierwsza część zawierała wstępne pytania, które<br />
umożliwiły ocenę poziomu wiedzy respondentów na temat gospodarki ściekowej w gminie.<br />
Druga część ankiety zawierała pytania o sposoby i problemy usuwania ścieków z gospodarstw<br />
domowych, o znajomość problemów związanych z zanieczyszczeniem wód na te-<br />
403
Krystyna Rauba<br />
renie gminy, jak również o zainteresowanie respondentów rozwojem zbiorowego oczyszczania<br />
ścieków. Respondentom zadano także pytania o koszt odprowadzania ścieków<br />
oraz o częstotliwość opróżniania szamb (w przypadku ich posiadania przez respondenta).<br />
Oprócz tego respondenci sami mogli zaproponować maksymalną kwotę, którą byliby skłonni<br />
zapłacić za rozwiązanie problemu ścieków, jak również podać przyczynę, dla której żadnej<br />
kwoty nie chcieli podać. Trzecia część kwestionariusza dotyczyła danych osobowych<br />
i ogólnej charakterystyki socjo-ekonomicznej ankietowanych, takiej jak: płeć, wiek, dochód<br />
i wykształcenie.<br />
4. Wyniki badań i dyskusja<br />
Z pierwszej części ankiety wynika, że brak rozwiązania problemu ścieków na obszarze<br />
gminy, a co za tym idzie pogarszanie się stanu i jakości wód, budzi niepokój większości jej<br />
mieszkańców. Respondenci mieli także określić, który z problemów, takich jak: bezrobocie,<br />
handel, przestępczość, zanieczyszczenie powietrza, wysokie ceny, ubóstwo, zanieczyszczenie<br />
wód, nielegalny wywóz odpadów, wymieranie rzadkich gatunków roślin i zwierząt oraz jakość<br />
wody do picia uważają za najważniejszy. Większość ankietowanych za najistotniejsze<br />
uznało zanieczyszczenie wód i powietrza oraz nieodpowiednią jakość wody do picia. Były<br />
to osoby, które odznaczały się dużą znajomością zagadnień z zakresu ochrony środowiska.<br />
Z drugiej części ankiety wynika, że aż 95% ankietowanych jest zainteresowane problemem<br />
zanieczyszczenia wód na terenie gminy i wyraża niepokój o ich jakość. Za najczęstsze<br />
powody zanieczyszczania wód i pogarszania się jakości wody do picia mieszkańcy gminy<br />
uznali nieszczelność zbiorników bezodpływowych oraz niekontrolowane zrzuty ścieków do<br />
wód i na pola uprawne. Wszyscy ankietowani wyrazili zgodę na budowę oczyszczalni ścieków<br />
na terenie gminy. Większość ankietowanych, bo aż 98%, uważała że budowa urządzeń<br />
do oczyszczania ścieków poprawi jakość zasobów wodnych na terenie gminy, jak również<br />
przyczyni się do zwiększenia jej atrakcyjności turystycznej.<br />
Podstawowym pytaniem, jakie zadano w ankiecie było, jaką maksymalną cenę mieszkańcy<br />
gminy byliby gotowi płacić za 1 m 3 oczyszczonych ścieków. Spośród wszystkich ankietowanych<br />
tylko 14% osób nie zadeklarowało chęci płacenia, nie wierząc, że budowa<br />
oczyszczalni ścieków przyczyni się do poprawy jakości wód. Były to osoby, które miały niskie<br />
dochody w granicach od 600 do 800 zł. Najniższą proponowaną stawką była kwota 1 zł,<br />
którą zadeklarowało 2% osób w wieku powyżej 50. roku życia o zarobkach około 600 zł.<br />
Najwyższą kwotę w wysokości 25 zł zadeklarowało 0,8% osób w wieku 28 lat o zarobkach<br />
od 1800-2400 zł. Większość ankietowanych, bo około 18%, wyraziła gotowość płacenia<br />
6 zł. Były to osoby w wieku powyżej 30. roku życia, o zarobkach od 600-1200 zł. Około 6%<br />
osób zadeklarowało kwotę 7 zł oraz około 8% osób zadeklarowało kwotę 10 zł o dochodach<br />
od 1200-1800 zł. Natomiast 7% osób zadeklarowało kwotę 15 zł oraz 4% osób zadeklarowało<br />
kwotę 18 zł o dochodach od 1800-2400 zł (rys. 1).<br />
404
Społeczne aspekty wyboru systemu oczyszczania ścieków komunalnych...<br />
Rys. 1. Procentowy udział osób deklarujących poszczególne kwoty opłat za zbiorowe oczyszczanie<br />
ścieków<br />
Fig. 1. The percentage of people declaring different levels of payment for collective treatment<br />
sewages.<br />
Nie zanotowano istotnych różnic w deklarowanych kwotach ze względu na płeć ankietowanych<br />
oraz ich wykształcenie.<br />
Większość ankietowanych ma świadomość, jak ważne jest zastąpienie dotychczasowych<br />
sposobów gromadzenia ścieków w zbiornikach bezodpływowych, urządzeniami do<br />
zbiorowego bądź indywidualnego oczyszczania ścieków. Dlatego też, niezależnie od wieku,<br />
poziomu wykształcenia i dochodów, wszyscy mieszkańcy gminy zgadzają się na budowę<br />
oczyszczalni ścieków, a około 86% respondentów deklaruje gotowość do zapłaty za korzystanie<br />
z usługi zbiorowego oczyszczania ścieków jako podstawowego elementu ochrony<br />
wód na obszarze gminy. Pozostałe 14% ankietowanych nie deklaruje chęci płacenia, ze<br />
względu na brak pieniędzy, a także przekonanie, że tę usługę powinni mieć za pieniądze,<br />
które już płacą.<br />
5. Podsumowanie i Wnioski<br />
W gminie Miastkowo mieszkańcy odprowadzają ścieki do zbiorników bezodpływowych.<br />
Duża część tych zbiorników nie spełnia wymagań w zakresie właściwego stanu technicznego,<br />
ponieważ w większości przypadków są one nieszczelne, a ich zawartość przenika do wód<br />
podziemnych. Problem stanowi także wywóz zgromadzonych w nich ścieków przez firmy bez<br />
stosownych uprawnień. Oprócz tego często sami użytkownicy wywożą ścieki na własne pola<br />
w celu ich rolniczego wykorzystania, co jest niezgodne z obowiązującymi przepisami.<br />
Wprowadzanie do wód powierzchniowych ścieków może się przyczynić do pogorszenia<br />
jakości środowiska wodnego, jak również otaczającego go ekosystemu lądowego. Budowa<br />
oczyszczalni ścieków nie tylko umożliwi ograniczenie ładunków zanieczyszczeń przedostających<br />
się do cieków czy też ziemi, ale także podniesie standard życia mieszkańców. Dla-<br />
405
Krystyna Rauba<br />
tego jednym z podstawowych celów gminy jest budowa kanalizacji sanitarnej oraz oczyszczalni<br />
ścieków dla miejscowości o zabudowie zwartej, jak również budowa przydomowych<br />
oczyszczalni ścieków w miejscowościach o zabudowie rozproszonej.<br />
Podejmowane w tym zakresie działania powinny być społecznie akceptowalne.<br />
Rezultaty badań ankietowych opierających się na pytaniu WTP przeprowadzonych<br />
w gminie Miastkowo mogą pomóc w określeniu, ile lokalna społeczność jest w stanie zapłacić<br />
za poprawę jakości zasobów wodnych na terenie swojego miejsca zamieszkania.<br />
Badania przeprowadzone w gminie Miastkowo pokazały, że większość mieszkańców<br />
wyraża zgodę na budowę oczyszczalni ścieków oraz jest skłonna do finansowania jej budowy<br />
i eksploatacji. Większość badanych osób uważa, że rozwój zbiorowego odprowadzania<br />
oraz oczyszczania ścieków przyczyni się do poprawy jakości środowiska wodnego,<br />
a tym samym do wzrostu atrakcyjności turystycznej gminy, nie wszyscy jednak są skłonni<br />
do zapłacenia za korzystanie ze zbiorowego odprowadzania i oczyszczania ścieków. Respondenci<br />
nie chcą bowiem płacić kwot większych niż dotychczasowe opłaty za usuwanie<br />
i oczyszczanie ścieków. Poza tym niektórych osób albo nie stać na zapłacenie, albo też<br />
uważają, że usługi wodociągowo-kanalizacyjne powinny być bezpłatne.<br />
Piśmiennictwo<br />
Agence De L`eau Seine-Normandie 2005. Analiza zwrotu kosztów lub ekonomiczny cykl<br />
wody. Materiały seminarium w Karaity 30–31 sierpnia 2005.<br />
Genius M., Manioudaki M., Mokas E., Pantagakis E., Tampakakis D., Tsagarakis<br />
K.P. 2005. Estimation of willingness to pay for wastewater treatment. Water<br />
Science and Technology: Water Supply 5(6): 105–113.<br />
Kaczmarek Z. 2005. Gospodarka Wodna w Polsce u progu XXI wieku. W: Materiały Konferencyjne.<br />
II Kongres Inżynierii Środowiska PAN. Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska<br />
PAN 32: 27–40.<br />
Kościk B., Kowalczyk-Juśko A., Kościk K. 2004. Taksacja skutków zmian w środowisku<br />
przyrodniczym w gminie Łukowa. W: M. Kistowski (red.) Studia ekologiczno-krajobrazowe<br />
w programowaniu rozwoju zrównoważonego. Uniwersytet Gdański, Gdańsk:<br />
97–104.<br />
Markowska A. 2006. Zastosowanie metody wyceny warunkowej w analizie kosztów i korzyści.<br />
Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, Białystok: 57.<br />
Program rozwoju instytucjonalnego – profil gminy Miastkowo. 2003. Miastkowo.<br />
Szyszko J., Rylke J., Jeżowski P. (red.) 2002. Ocena i wycena zasobów przyrodniczych.<br />
Wydawnictwo SGGW, Warszawa: 245.<br />
Śleszyński J. 2000. Ekonomiczne problemy ochrony środowiska. Wyd. ARIES, Warszawa:<br />
100.<br />
www.przydomowe-oczyszczalnie.pl.<br />
406
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Artur Szwalec*, Paweł Mundała*, Agnieszka Petryk*<br />
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb<br />
dzikich składowisk odpadów na terenie Lipnicy Małej<br />
i Domaradza<br />
Contamination with selected heavy metals of soil under<br />
illegal landfills located in Lipnica Mała and Domaradz<br />
Słowa kluczowe: dzikie składowiska, metale ciężkie, zanieczyszczenia.<br />
Key words: illegal landfills, heavy metals, contamination.<br />
The aim of the study was to assess the contents of Cd, Cu, Pb and Zn in the soils, which<br />
have been localized under illegal landfills. The research areas were localized in two villages<br />
Lipnica and Domaradz. The inspection of the field, a record of landfills, description of their<br />
location, volume and composition of deposited waste were made. 30 samples were collected<br />
from 15 research areas. A single landfill site was treated as a research area. Concentrations<br />
of the analyzed elements in most soils were at the natural level according to Institute<br />
of Soli Science and Cultivation guidelines [Kabata-Pendias et. all 1993]. Also Minister of the<br />
Environment Regulation [Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359] was not exceeded. The authors<br />
indicated demand for the development scheme of the liquidation of illegal landfills, providing<br />
the possibility of neutralization of potential environmental contamination.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Problem dzikich składowisk odpadów występuje w większości gmin naszego kraju [Raport…<br />
2008]. Powstawanie tego rodzaju obiektów jest wynikiem z jednej strony braku odpowiedniej<br />
wiedzy i odpowiedzialności obywatelskiej, z drugiej zaś niewłaściwego nadzoru<br />
i postępowania gmin w gospodarce odpadami. Dzikie składowiska odpadów są obiektami<br />
* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała, mgr inż. Agnieszka Petryk – Katedra Ekologii,<br />
Klimatologii i <strong>Ochrony</strong> Powietrza, Wydział Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet<br />
Rolniczy w Krakowie; al. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; tel.: 12 662 41 24,<br />
e-mail: kekop@ur.krakow.pl<br />
407
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk<br />
powodującymi szereg zagrożeń środowiskowych [Siuta 1995]. Ich negatywne oddziaływanie<br />
związane jest z przypadkowym, niekontrolowanym wyrzucaniem różnego rodzaju odpadów,<br />
w tym niebezpiecznych, zawierających w swym składzie różnego rodzaju toksyczne<br />
substancje. Wysypiska niezorganizowane zajmują najczęściej naturalne zagłębienia terenu<br />
lub wyrobiska, bez dodatkowego specjalnego przygotowania. Efektem takiego składowania<br />
jest: niekontrolowana emisja gazów do atmosfery, zanieczyszczenie wód powierzchniowych<br />
i podskórnych, zanieczyszczenie otaczających obszarów rozwiewanymi z wysypiska pyłami<br />
i odpadami frakcji lekkiej, nadmierny rozwój ptactwa i gryzoni [Rosik-Dulewska 2002].<br />
Dzikie wysypiska przyczyniają się również do zwiększenia w glebach różnego rodzaju<br />
domieszek pochodzenia antropogenicznego (gruz budowlany i ceramiczny, żużel, szkło,<br />
tworzywa sztuczne, metale, odpady tekstylne). Mogą one również powodować zagrożenia<br />
pożarowe [Bilitewski, Hardtle 2006]. Nielegalne składowiska przyczyniają się do degradacji<br />
miejsc ważnych dla właściwego funkcjonowania ekosystemów i utraty naturalnie zdrowego<br />
środowiska, często atrakcyjnego krajobrazowo – jego wykorzystanie mogłoby przyczynić<br />
się do aktywizacji ekonomicznej miejscowej społeczności [Siemiński 2001]. Obiekty te<br />
mogą być również źródłem wnoszenia do środowiska przyrodniczego metali ciężkich, mogących<br />
wywoływać efekty mutagenne czy kancerogenne w organizmach żywych [Kabata-<br />
-Pendias 1999, Alloway, Ayers 1999, Alkorta i in. 2004]. Działania gmin w zakresie likwidacji<br />
dzikich składowisk skupiają się zwykle na wywiezieniu odpadów na składowisko odpadów<br />
komunalnych, ewentualnie na ich segregacji i odzyskaniu frakcji użytkowych. Praktycznie<br />
nie przeprowadza się rozpoznania w zakresie skażenia środowiska, a co za tym idzie,<br />
nie podejmuje się żadnych zabiegów rekultywacyjnych, przywracających pierwotne funkcje<br />
przyrodnicze tych terenów.<br />
2. Charakterystyka obiektów i metodyka badań<br />
Badania przeprowadzono na dzikich składowiskach odpadów, zlokalizowanych w sołectwach<br />
Lipnica Mała (gmina Jabłonka, powiat nowotarski, woj. małopolskie) oraz Domaradz<br />
(gmina Domaradz, powiat brzozowski, woj. podkarpackie). Obydwie miejscowości<br />
mają typowo rolniczy charakter oraz położone są w rejonach o dużych walorach przyrodniczych<br />
i krajobrazowych. Zgodnie z podziałem na jednostki fizyczno-geograficzne [Kondracki<br />
2000] obszar gminy Jabłonka, na terenie której położona jest Lipnica Mała, należy<br />
do dwóch podprowincji: Zewnętrznych Karpat Zachodnich, w obręb której wchodzą Pasmo<br />
Babiogórskie i Pasmo Podhalańskie oraz Centralnych Karpat Zachodnich, w obręb których<br />
wchodzi Kotlina Orawsko-Nowotarska. Gmina Domaradz położona jest w obrębie Karpat<br />
Zachodnich, a dokładniej w obrębie Pogórza Dynowskiego i Strzyżowskiego. Pogórze Dynowskie<br />
obejmuje prawie cały obszar gminy z wyjątkiem jej krańców zachodnich, które leżą<br />
w obrębie Pogórza Strzyżowskiego [www.domaradz.pl]. Oba opisywane sołectwa są objęte<br />
zorganizowaną zbiórką odpadów komunalnych.<br />
408
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb dzikich składowisk odpadów...<br />
Materiał do badań pobrano jesienią 2009 r. z 15 obiektów zinwentaryzowanych na opisywanym<br />
terenie. W ramach wizji terenowych dokonano dokładnego opisu dzikich składowisk,<br />
ich lokalizacji, określono kubaturę oraz skład morfologiczny deponowanych odpadów.<br />
Próby pobierano z dwóch głębokości: powierzchniowej (0–20 cm) oraz głębszej (40–60 cm)<br />
w każdym punkcie badawczym. Ogółem pobrano 30 prób, z 8 punktów badawczych zlokalizowanych<br />
w sołectwie Lipnica Mała oraz 7 punktów badawczym zlokalizowanych w sołectwie<br />
Domaradz. Jako jeden punkt badawczy przyjęto teren pojedynczego wysypiska.<br />
Z każdego punktu badawczego w sposób losowy pobierano po pięć prób pierwotnych<br />
z powierzchniowej warstwy gleby. Po zhomogenizowaniu tworzyły one jednorodną próbę<br />
średnią o masie 500 g. Analogicznie postępowano z próbą pobieraną z głębszej warstwy<br />
gleby (40–60 cm). Zebrany materiał został przygotowany (suszenie, rozdrabnianie, przesiewanie)<br />
i zmineralizowany w mieszaninie stężonych kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
. W tak przygotowanym<br />
materiale dokonano oznaczenia zawartości Cd, Pb, Zn i Cu metodą Absorpcyjnej<br />
Spektrometrii Atomowej przy wykorzystaniu spektrofotometru Solaar M6 firmy Unicam.<br />
W pobranych próbach oznaczono również pH w H 2<br />
O i KCl metodą potencjometryczną oraz<br />
zbadano skład granulometryczny metodą Cassagranda w modyfikacji Pruszyńskiego.<br />
3. Wyniki badań i dyskusja<br />
Przeprowadzona w ramach badań terenowych inwentaryzacja dzikich składowisk odpadów<br />
pozwoliła wydzielić trzy grupy tych obiektów: składowiska punktowe, liniowe oraz<br />
obszarowe. Opisywane obiekty miały zróżnicowaną powierzchnię, kubaturę oraz skład morfologiczny<br />
zdeponowanych odpadów.<br />
Nielegalne składowiska odpadów lokowane są najczęściej w naturalnych zagłębieniach<br />
terenu (wąwozy, jary, koryta cieków wodnych) bądź wyrobiskach po eksploatacji surowców<br />
mineralnych (gliny, kruszywa) – tab. 1 i 2. Jest to tendencja (niemalże reguła) występująca<br />
w każdej gminie, borykającej się z problemem nielegalnych wysypisk. Sprawcy starają<br />
się, wykorzystując naturalną rzeźbę terenu, ukryć (zamaskować) odpady, można więc domniemywać,<br />
że mimo wszystko wstydzą się swego czynu. Niestety, zarówno naturalne, jak<br />
i sztuczne zagłębienia wcięte w teren są zwykle w bliskim sąsiedztwie wód gruntowych lub<br />
koryt cieków, co niesie bezpośrednie zagrożenie skażenia wód powierzchniowych i gruntowych<br />
[Rosik-Dulewska 2002, Bilitewski, Hardtle 2006, Szymański i in. 2007]. W praktyce<br />
wielkość tego skażenia może być trudna do ocenienia, ponieważ składają się na nią różne<br />
zmienne czynniki np.: przypadkowy skład odpadów, ich ilość, czas ich deponowania, warunki<br />
gruntowe, wodne, meteorologiczne oraz biocenotyczne. Badania, wykonywane zwykle<br />
w trudnym do ustalenia okresie funkcjonowania nielegalnego składowiska, nie są w stanie<br />
wychwycić pełnej dynamiki tych zmian i migracji zanieczyszczeń. Odnosi się to między<br />
innymi do odpadów niebezpiecznych (opakowania po farbach i lakierach, opakowania po<br />
środkach ochrony roślin, opakowania po olejach samochodowych, baterie) zarejestrowa-<br />
409
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk<br />
Tabela 1. Wyniki inwentaryzacji dzikich składowisk w Lipnicy Małej<br />
Table 1. Results of research of illegal landfills in Lipnica Mala village<br />
Nr<br />
1.<br />
2.<br />
3.<br />
4.<br />
5.<br />
6.<br />
Lokalizacja<br />
Zagłębienie terenu w sąsiedztwie<br />
pastwiska dla bydła położone ok.<br />
200 m od budynków mieszkalnych<br />
Zagłębienie terenu w sąsiedztwie<br />
pól uprawnych i łąki<br />
Zagłębienie terenu, nieużytek ok.<br />
500 m od budynków mieszkalnych<br />
Położone wzdłuż niedużego wąwozu<br />
w kompleksie leśnym<br />
Położone wzdłuż niedużego wąwozu<br />
w kompleksie leśnym<br />
Położone w lesie w zagłębieniu<br />
terenu w pobliżu niedużego potoku<br />
Kubatura i rodzaj<br />
składowiska<br />
ok. 12 m 3 obszarowe<br />
ok. 7 m 3 punktowe<br />
ok. 6 m 3 punktowe<br />
ok. 8 m 3<br />
liniowe<br />
ok. 6 m 3 liniowe<br />
ok. 6 m 3 punktowe<br />
7. Zlokalizowane nad potokiem ok. 6 m 3 punktowe<br />
8. Zlokalizowane na nieużytkach ok. 5 m 3 punktowe<br />
Skład zdeponowanych odpadów<br />
PE, PCV, opakowania po farbach<br />
i lakierach, szkło, tekstylia, metale<br />
w tym ocynkowane blachy<br />
PE, opakowania po farbach i lakierach,<br />
szkło, tekstylia, metale, AGD,<br />
meble<br />
PE, szkło, tekstylia, metale, opakowania<br />
po środkach ochrony roślin<br />
PE, szkło, metale, AGD, elektronika,<br />
wyposażenia łazienek<br />
PE, szkło, metale, elektronika AGD,<br />
PE, opakowania po farbach i lakierach,<br />
szkło, metale, AGD, środki<br />
higieniczne<br />
PE, szkło, tekstylia, metale, AGD,<br />
środki higieniczne<br />
PE, opakowania po olejach, akumulator,<br />
AGD, elektronika mebli,<br />
szkło, metale<br />
Tabela 2. Wyniki inwentaryzacji dzikich składowisk w Domaradzu<br />
Table 2. Results of research of illegal landfills in Domaradz village<br />
Nr<br />
9.<br />
10.<br />
Lokalizacja<br />
Wąwóz w sąsiedztwie pól uprawnych<br />
Położone wzdłuż rowu w lesie<br />
Kubatura i rodzaj<br />
składowiska<br />
ok. 7 m 3<br />
liniowe<br />
ok. 8 m 3 liniowe<br />
11. Położone w lesie ok. 10 m 3 obszarowe<br />
Skład zdeponowanych odpadów<br />
PE, szkło, metale, odpady poremontowe<br />
PE, szkło, metale, odpady poremontowe,<br />
w tym eternit, opony,<br />
dętki<br />
PE, szkło, metale, papier<br />
12.<br />
Położone w lesie w sąsiedztwie pól<br />
uprawnych<br />
ok. 9 m 3 obszarowe<br />
PE, opakowania po farbach i lakierach,<br />
szkło, metale, opakowania po<br />
olejach samochodowych i środkach<br />
ochrony roślin, opony<br />
13.<br />
Położone w wąwozie w sąsiedztwie<br />
potoku<br />
ok. 15 m 3 punktowe<br />
odpady poremontowe, blachy ocynkowane,<br />
eternit<br />
14.<br />
Położone w lesie w sąsiedztwie<br />
drogi do pól uprawnych<br />
ok. 12 m 3 obszarowe<br />
PE, szkło, tekstylia, metale, agd,<br />
baterie<br />
15.<br />
Zlokalizowane wzdłuż zagłębienia<br />
terenu<br />
ok. 6 m 3 liniowe<br />
odpady poremontowe, eternit<br />
410
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb dzikich składowisk odpadów...<br />
zarejestrowanych w składzie opisywanych wysypisk (składowiska <strong>nr</strong>: 1, 2, 3, 6, 8 w Lipnicy<br />
Małej oraz 12, 14 w Domaradzu), które mogą być źródłem wnoszenia do środowiska<br />
nych w składzie opisywanych wysypisk (składowiska <strong>nr</strong>: 1, 2, 3, 6, 8 w Lipnicy Małej oraz<br />
przyrodniczego pierwiastków śladowych: Cd, Pb, Hg, Cr, Zn, Cu [Rosik-Dulewska 2002].<br />
12, 14 w Domaradzu), które mogą być źródłem wnoszenia do środowiska przyrodniczego<br />
Kolejnym czynnikiem, na który zwraca się uwagę przy ocenie wpływu tego rodzaju obiektów<br />
pierwiastków śladowych: Cd, Pb, Hg, Cr, Zn, Cu [Rosik-Dulewska 2002]. Kolejnym czynnikiem,<br />
na który zwraca się uwagę przy ocenie wpływu tego rodzaju obiektów na środowisko,<br />
na środowisko, jest zagrożenie mikrobiologiczne [Butarewicz, Boruszko 2008], związane np.<br />
z zużytymi środkami higieny osobistej rejestrowanymi min. na składowiskach <strong>nr</strong> 6 i 7 w<br />
jest zagrożenie mikrobiologiczne [Butarewicz, Boruszko 2008], związane np. z zużytymi<br />
Lipnicy Małej.<br />
środkami higieny osobistej rejestrowanymi m.in. na składowiskach <strong>nr</strong> 6 i 7 w Lipnicy Małej.<br />
Groźnym czynnikiem mutagennym są włókna azbestu [Szeszenia-Dąbrowska 1993],<br />
Groźnym czynnikiem mutagennym są włókna azbestu [Szeszenia-Dąbrowska 1993],<br />
występujące w eternicie zdeponowanym na składowiskach <strong>nr</strong>. 2, 5 i 7 (Lipnica) oraz 10, 13 i<br />
występujące w eternicie zdeponowanym na składowiskach <strong>nr</strong> 2, 5 i 7 (Lipnica) oraz 10, 13<br />
15 (Domaradz).<br />
i 15 (Domaradz).<br />
m g/kg s.m .<br />
2<br />
1,8<br />
1,6<br />
1,4<br />
1,2<br />
1<br />
0,8<br />
0,6<br />
0,4<br />
0,2<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15<br />
Numery składowisk, Lipnica (1-8), Domaradz (9-15)<br />
0,00 - 0,20 m<br />
0,40 - 0,60 m<br />
Rys. 1.<br />
Fig. 1.<br />
Porównanie zawartość Cd w glebach nielegalnych składowisk Lipnicy Małej i Domaradza<br />
Rys. 1. Porównanie zawartość Cd w glebach nielegalnych składowisk Lipnicy Małej i Domaradza<br />
Cadmium content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
Fig. 1. Cadmium content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
Przy stosunkowo niskich zawartościach Cd od 0,19 do 0,32 mg·kg -1 s.m., rys. <strong>nr</strong> 1)<br />
Przy stosunkowo oznaczonych w niskich próbach zawartościach pobranych z warstwy Cd gleby (od 0–0,20 0,19 do m na 0,32 nielegalnych mg·kg -1 wysypiskach s.m., rys. 1), oznaczonych<br />
w <strong>nr</strong> próbach 3, 4, 5, 6, pobranych 7 zlokalizowanych z warstwy w Lipnicy gleby Małej, 0–0,20 uwagę zwracają m na nielegalnych kilkukrotnie wyższe wysypiskach <strong>nr</strong> 3,<br />
4, 5, 6, 7 zlokalizowanych zawartości tego metalu w w Lipnicy próbach Małej, pobranych uwagę z wysypisk zwracają <strong>nr</strong> 1 i 2 kilkukrotnie odpowiednio: 0,88 wyższe mg·kgzawartości<br />
-1<br />
tego metalu s.m. w oraz próbach 0,86 mg·kg pobranych -1 s.m. Podobna z wysypisk relacja w zawartościach <strong>nr</strong> 1 i 2 odpowiednio: kadmu jest zachowana 0,88 mg·kg przy<br />
-1 s.m. oraz<br />
0,86 mg·kgłębszej -1 s.m. warstwie Podobna gleby, relacja tj. 0,40–0,60 w zawartościach m. Zastanawiające kadmu jest jednak jest występujące zachowana przy głębszej<br />
warstwie gleby, składowiskach tj. 0,40–0,60 <strong>nr</strong> 1, 2, 3, m. 6, 7, Zastanawiające 8 (rys.1) wzbogacenie jest warstw jednak głębszych występujące profilu glebowego na składowiskach<br />
w<br />
<strong>nr</strong> 1, 2, 3, analizowany 6, 7, 8 (rys.1) pierwiastek. wzbogacenie Stan ten jest warstw najbardziej głębszych wyraźny na profilu składowisku glebowego <strong>nr</strong> 1, gdzie w analizowany<br />
pierwiastek. Stan ten jest najbardziej wyraźny na składowisku <strong>nr</strong> 1, gdzie zawartość kadmu<br />
jest ponad dwukrotnie wyższa w warstwie gleby 6 0,40–0,60 m niż w warstwie wierzchniej.<br />
Można to tłumaczyć przemieszczeniem warstw gleby wskutek zakopywania odpadów lub<br />
niekontrolowaną migracją zanieczyszczeń w warunkach dzikiego składowiska, tj. przemieszaniem<br />
poszczególnych warstw odpadów, różną ich miąższością, zróżnicowanym składem<br />
odpadów. Należy również zauważyć, że badane gleby charakteryzował stosunkowo<br />
niski odczyn (pH 4,4–5,5 w KCl), co również ma wpływ na mobilność metali w profilu glebowym<br />
[Siuta 1995, Kabata-Pendias, Pendias 1999]. W glebach z dzikich składowisk Do-<br />
411
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk<br />
maradza nie zaobserwowano takiej tendencji (rys. 1). We wszystkich pozostałych punktach<br />
w warstwie wierzchniej zawartość kadmu jest równa lub wyższa (rys. 1). Po analizie uzyskanych<br />
wyników badań należy stwierdzić, że wszystkie próby pobrane z wysypisk w obydwu<br />
miejscowościach wykazały dopuszczalną zawartość kadmu – według rozporządzenia<br />
Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 2002]. Stosując przy weryfikacji uzyskanych danych<br />
metodę IUNG-u [Kabata-Pendias i in. 1993], można zauważyć iż w żadnej z badanych<br />
prób gleb z Lipnicy Małej (grupy gleb b-g, c-g) i Domaradza (grupa gleb b-c) nie wystąpiły<br />
zawartości kadmu uznawane za zanieczyszczenie. W glebach z Domaradza podwyższone<br />
zawartości omawianego pierwiastka (I o ) wystąpiły na składowiskach <strong>nr</strong> 11, 12, 13, natomiast<br />
dla Lipnicy były to składowiska 1 i 2.<br />
We wszystkich próbach gleb pobranych ze składowisk w Lipnicy Malej i Domaradza<br />
(rys. 2) zawartości ołowiu występują w zakresie wartości dopuszczalnych, podawanych<br />
w rozporządzeniu Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 2002], jak i uznawanych za tło<br />
geochemiczne [Kabata-Pendias, Pendias 1999] z wyjątkiem głębszych warstw na wysypisku<br />
2 (Lipnica). Podobnie jednak jak kadm, również ołów na wysypiskach <strong>nr</strong> 1, 2, 3, 7, 8<br />
zlokalizowanych w Lipnicy Małej występuje w wyższych zawartościach w głębszych warstwach<br />
profilu glebowego. Należy jednak zauważyć, iż zawartości tego pierwiastka są niskie<br />
z wyjątkiem wysypiska 2 (warstwa podglebia). W odniesieniu do wartości podawanych<br />
przez Filipiaka i in. [2007], prowadzącego badania na dzikich składowiskach zlokalizowanych<br />
w Szczecinie, otrzymane zawartości są około 10 razy niższe. W praktyce nie stwierdzono<br />
żadnego wpływu dzikich składowisk na zawartości ołowiu.<br />
120<br />
100<br />
mg/kg s.m.<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0,00 - 0,20 m<br />
0,40 - 0,60 m<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15<br />
Numery składowisk, Lipnica (1-8), Domaradz (9-15)<br />
412<br />
Rys. 2.<br />
Fig.2.<br />
Porównanie zawartości Pb w glebach nielegalnych składowisk w Lipnicy Małej Domaradza<br />
Rys. 2. Porównanie zawartości Pb w glebach nielegalnych składowisk w Lipnicy Małej Domaradza<br />
Lead content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
Fig.2. Lead content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
We wszystkich próbach gleb pobranych ze składowisk w Lipnicy Małej i z Domaradza<br />
We wszystkich zawartości ołowiu próbach występują gleb w pobranych zakresie wartości ze dopuszczalnych, składowisk podawanych w Lipnicy w Małej i z Domaradza<br />
zawartości rozporządzeniu ołowiu występują Ministra Środowiska w zakresie [Dz.U. wartości Nr 165, poz.1359], dopuszczalnych, jak i uznawanych podawanych za w rozporządzeniu<br />
naturalne Ministra zgodnie Środowiska z metodyką [Rozporządzenie... IUNG-u [Kabata-Pendias i 2002], in. 1993]. jak Podobnie i uznawanych jednak jak za naturalne<br />
kadm, również ołów na wysypiskach <strong>nr</strong> 1, 2, 3, 7, 8 zlokalizowanych w Lipnicy Małej<br />
występuje w wyższych zawartościach w głębszych warstwach profilu glebowego. W<br />
odniesieniu do wartości podawanych przez Filipiaka i in. [2007], prowadzącego badania na<br />
dzikich składowiskach zlokalizowanych w Szczecinie, otrzymane zawartości są około 10 razy<br />
niższe. Nie stwierdzono żadnego wpływu dzikich składowisk na zawartości ołowiu.
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb dzikich składowisk odpadów...<br />
zgodnie z metodyką IUNG-u [Kabata-Pendias i in. 1993]. Podobnie jednak jak kadm, również<br />
ołów na wysypiskach <strong>nr</strong> 1, 2, 3, 7, 8 zlokalizowanych w Lipnicy Małej występuje w wyższych<br />
zawartościach w głębszych warstwach profilu glebowego. W odniesieniu do wartości<br />
podawanych przez Filipiaka i in. [2007], prowadzącego badania na dzikich składowiskach<br />
zlokalizowanych w Szczecinie, otrzymane zawartości są około 10 razy niższe. Nie stwierdzono<br />
żadnego wpływu dzikich składowisk na zawartości ołowiu.<br />
W żadnej z prób pobranych ze składowisk w obydwu miejscowościach nie stwierdzono<br />
zawartości cynku przekraczającej uznaną za dopuszczalną, podawaną w rozporządzeniu<br />
Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 2002]. Porównując wyniki analiz z wartościami<br />
granicznymi cynku podawanymi przez IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993], należy stwierdzić,<br />
iż podwyższone zawartości cynku występują na składowiskach <strong>nr</strong> 3, 2 i 1 (na granicy ze<br />
słabym zanieczyszczeniem), zlokalizowanych w Lipnicy Małej, oraz na składowisku <strong>nr</strong> 13<br />
położonym w Domaradzu (rys. 3).<br />
600<br />
500<br />
m g/kg s.m .<br />
400<br />
300<br />
200<br />
100<br />
0,00 - 0,20 m<br />
0,40 - 0,60 m<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15<br />
Numery składowisk, Lipnica (1-8), Domaradz (9-15)<br />
Ryc. 3.<br />
Fig.3.<br />
Porównanie zawartości Zn w glebach nielegalnych składowisk w Lipnicy Małej Domaradza<br />
Ryc. 3. Porównanie zawartości Zn w glebach nielegalnych składowisk w Lipnicy Małej Domaradza<br />
Zinc content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
Fig. 3. Zinc content in soils of illegal landfills of Lipnica Mała and Domaradz villages<br />
Podobnie jak w przypadku kadmu i ołowiu, widoczne jest podwyższenie zawartości<br />
Podobnie jak w przypadku kadmu i ołowiu, widoczne jest podwyższenie zawartości<br />
omawianego pierwiastka w głębszych warstwach profilu glebowego, w odniesieniu do<br />
omawianego pierwiastka w głębszych warstwach profilu glebowego, w odniesieniu do<br />
nielegalnych składowisk <strong>nr</strong> 1, 2, 3, 7 i 8 Lipnicy Małej (rys. 3). Sytuacja ta jest szczególnie<br />
nielegalnych składowisk <strong>nr</strong> 1, 2, 3, 7 i 8 z Lipnicy Małej (rys. 3). Sytuacja ta jest szczególnie<br />
wyraźna w odniesieniu do składowiska <strong>nr</strong> 2, gdzie zidentyfikowano ponad pięcio-<br />
wyraźna w odniesieniu do składowiska <strong>nr</strong> 2, gdzie zidentyfikowano ponad pięciokrotną<br />
różnicę zawartości cynku. Taki stan może być efektem oddziaływania podobnych czynników<br />
krotną różnicę zawartości cynku. Taki stan może być efektem oddziaływania podobnych<br />
jak w przypadku zawartości ołowiu, silnie związanych z morfologia odpadów, stanem ich<br />
czynników jak w przypadku zawartości ołowiu, silnie związanych z morfologią odpadów,<br />
dekompozycji oraz mobilnością metali. Potwierdzeniem tego mogą być między innymi<br />
stanem ich dekompozycji oraz mobilnością metali. Potwierdzeniem tego mogą być między<br />
innymi zidentyfikowane na składowisku <strong>nr</strong> 2 opakowania po farbach i lakierach, które<br />
zidentyfikowane na składowisku <strong>nr</strong> 2 opakowania po farbach i lakierach, które w swym<br />
składzie mogą zawierać związki cynku. Porównywalny zakres zawartości omawianego<br />
w swym składzie mogą zawierać związki cynku. Porównywalny zakres zawartości omawianego<br />
metalu w glebach dzikich składowisk występujących na terenie Szczecina poda-<br />
metalu w glebach dzikich składowisk występujących na terenie Szczecina podaje Filipiak i in.<br />
[2007].<br />
je Filipiak i in. [2007].<br />
Zawartość miedzi we wszystkich pobranych próbach nie przekraczała zawartości<br />
dopuszczalnej podanej w rozporządzeniu Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 2002].<br />
Porównując otrzymane wyniki z wartościami granicznymi podawanymi przez IUNG [Kabata-<br />
Pendias i in. 1993], można stwierdzić, że również i w tym wypadku nie zostały one<br />
przekroczone.<br />
413
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk<br />
Zawartość miedzi we wszystkich pobranych próbach nie przekraczała zawartości dopuszczalnej<br />
podanej w rozporządzeniu Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 2002]. Porównując<br />
otrzymane wyniki z wartościami granicznymi podawanymi przez IUNG [Kabata-Pendias<br />
i in. 1993], można stwierdzić, że również i w tym wypadku nie zostały one przekroczone.<br />
70<br />
60<br />
mg/kg s.m .<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
0,00 - 0,20 m<br />
0,40 - 0,60 m<br />
10<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15<br />
Numery składowisk, Lipnica (1-8), Domaradz (9-15)<br />
Rys. 4. Porównanie zawartości Cu w glebach nielegalnych składowisk Lipnicy Małej i Domaradza<br />
Ryc. 4.<br />
Porównanie zawartość Cu w glebach nielegalnych składowisk Lipnicy Małej i Domaradza<br />
Fig. 4. Copper Fig.4. content Copper in soils content of in illegal soils of illegal landfills of of Lipnica Mała Mała and Domaradz and Domaradz villages villages<br />
Najwyższe zawartości omawianego pierwiastka oznaczono w próbie pobranej z<br />
Najwyższe zawartości omawianego pierwiastka oznaczono w próbie pobranej z wysypiska<br />
<strong>nr</strong> 8 oraz 2 (głębsze warstwy) położonych w Lipnicy Małej (rys. 4). Są to składowi-<br />
wysypiska <strong>nr</strong> 8 oraz 2 (głębsze warstwy) położonych Lipnicy Małej (rys. 4), jest to<br />
składowisko, które w swym składzie morfologicznym zawiera między innymi odpady<br />
ska w swym składzie morfologicznym zawierające między innymi odpady samochodowe,<br />
samochodowe, tj. opakowania po olejach silnikowych, akumulatory, które mogą być źródłem<br />
tj. opakowania po olejach silnikowych, akumulatory, które mogą być źródłem uwalniania<br />
uwalniania tego pierwiastka do środowiska. Są wysypiska, na których zawartość miedzi jest<br />
tego pierwiastka do środowiska. Są wysypiska, na których zawartość miedzi jest wyższa<br />
wyższa w głębszej warstwie profilu glebowego i taki stan wystąpił na składowisku <strong>nr</strong> 2, 3, 6<br />
w głębszej oraz warstwie 8 w Lipnicy profilu Małej. glebowego Porównując uzyskane i taki stan wyniki wystąpił badań z na wartościami składowiskach <strong>nr</strong> 2, 3, 6 oraz 8<br />
w Lipnicy Małej. zaproponowanymi Porównując przez uzyskane IUNG [Kabata-Pendias wyniki badań i in. 1993], z wartościami można stwierdzić, zaproponowanymi że tylko w przez<br />
IUNG [Kabata-Pendias próbie pobranej ze i składowiska in. 1993], <strong>nr</strong> można 8 (rys. 4), stwierdzić, nastąpiło przekroczenie że tylko w wartości próbie uznawanej pobranej za ze składowiska<br />
<strong>nr</strong> 8 naturalną, (rys. 4) co nastąpiło pozwala zaklasyfikować przekroczenie tę glebę wartości do (I 0 ), tj. o uznawanej zawartości podwyższonej. za naturalną, co pozwala<br />
zaklasyfikować Metoda tę glebę IUNG do oceny (I 0 zawartości ), tj. o zawartości metali ciężkich podwyższonej.<br />
w glebach dotyczy wyłącznie<br />
Metoda powierzchniowej IUNG oceny warstwy zawartości gleby (0–20 metali cm). ciężkich Na 15 ocenianych w glebach gleb, dla dotyczy czterech wyłącznie metali, powierzchniowej<br />
warstwy żadna z gleby nich nie (0–20 była w cm). jakikolwiek Na 15 stopniu ocenianych (słabym, gleb, średnim, dla silnym czterech czy bardzo metali, silnym) żadna z nich nie<br />
zanieczyszczona żadnym z analizowanych metali. Większość, tj. 83% analizowanych<br />
była w jakimkolwiek stopniu (słabym, średnim, silnym czy bardzo silnym) zanieczyszczona<br />
zawartości pierwiastków, w obydwu miejscowościach, kształtowały się na poziomie ich<br />
żadnym z analizowanych metali. Większość, tj. 83% analizowanych zawartości pierwiastków,<br />
naturalnej zwartości (0). Należy jednak zwrócić uwagę, iż występują obiekty, na których<br />
w obydwu miejscowościach, kształtowały się na poziomie ich naturalnej zwartości (0˚). Należy<br />
odnotowano podwyższoną zawartość pierwiastków takich, jak: kadm, cynk oraz miedź. Było<br />
jednak zwrócić uwagę, iż występują obiekty, na których odnotowano podwyższoną zawartość<br />
ich łącznie 17%. Podwyższone zawartości kadmu dotyczyły wysypisk 1, 2, 11, 12 i 13 cynku<br />
pierwiastków takich, jak: kadm, cynk oraz miedź. Było ich łącznie 17%. Podwyższone zawartości<br />
kadmu dotyczyły wysypisk 1, 2, 11, 12 i 13, cynku – 1, 2, 3 i 13 oraz miedzi – 8. Podwyższo-<br />
– 1, 2, 3 i 13 oraz miedzi – 8. Podwyższone zawartości omawianych pierwiastków mogą być<br />
ne zawartości omawianych pierwiastków mogą 10 być związane z rodzajem składowanych odpadów.<br />
Są to przede wszystkim fragmenty pokryć dachowych, blach falistych ocynkowanych<br />
414
Zanieczyszczenie wybranymi metalami ciężkimi gleb dzikich składowisk odpadów...<br />
i malowanych, opakowania po farbach i lakierach, opakowania po środkach ochrony roślin<br />
(tab. 2) czy też opakowania po olejach samochodowych, baterie, akumulatory (tab. 1), z których<br />
w procesie korozji (fizycznej i chemicznej) mogą być uwalniane związki tych pierwiastków.<br />
Należy zwrócić również uwagę na niepokojący fakt, iż na składowiskach <strong>nr</strong> 2, 3 oraz 8 (rys. 1,<br />
2, 3, 4) występuje wzbogacenie w różnym stopniu głębszych warstw profilu glebowego przez<br />
wszystkie badane pierwiastki. Stan taki niewątpliwie ściśle związany jest z rodzajem deponowanych<br />
odpadów (tab. 1 i 2), sposobem wyrzucania śmieci (np. ich zakopywaniem), okresem<br />
funkcjonowania dzikiego składowiska (zwykle trudnym do ustalenia), mających bezpośredni<br />
wpływ na mobilność opisywanych metali w glebie. Ważnym czynnikiem są również właściwości<br />
fizykochemiczne badanych gleb, które wprawdzie należy zaliczyć do gleb ciężkich (gliny<br />
średnie, ciężkie), lecz niestety o stosunkowo niskim pH (4,4–5,5 w KCl), co, jak podaje wielu<br />
autorów [Siuta 1995, Kabata-Pendias, Pendias 1999, Alloway, Ayres 1999], ma duże znaczenie<br />
dla mobilności kadmu i cynku, mniejsze dla ołowiu i miedzi. Prowadzenie dalszych badań<br />
na innych tego rodzaju obiektach w naszym kraju pozwoliłoby opracować właściwy sposób postępowania<br />
przy ich likwidacji (szczególnie w odniesieniu do wysypisk, na których występują<br />
odpady niebezpieczne). Można bowiem przyjąć, iż działania gmin najczęściej ograniczające<br />
się do wywożenia odpadów, bez jakichkolwiek działań rekultywacyjnych, np. wymiany skażonej<br />
gleby, odbudowy szaty roślinnej, są jednak niewystarczające.<br />
5. Wnioski<br />
1. Zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi w glebach nielegalnych składowisk odpadów<br />
zlokalizowanych w Lipnicy Małej oraz Domaradzu nie przekraczają dopuszczalnych<br />
stężeń zawartych w rozporządzeniu Ministra Środowiska.<br />
2. Żadna z badanych prób z górnej warstwy gleby nie była zanieczyszczona według zaleceń<br />
IUNG w jakimkolwiek stopniu kadmem, ołowiem, cynkiem lub miedzią.<br />
3. Naturalną zawartość kadmu wykazywało 66% badanych prób, ołowiu – 100%, cynku –<br />
73%, miedzi – 93%. Pozostałe próby charakteryzowały zawartości podwyższone, odpowiednio:<br />
34% – Cd, 0% – Pb, 27% – Zn i 7% – Cu.<br />
4. Zawartość kadmu w glebach nielegalnych składowisk <strong>nr</strong> 1, 2 (Lipnica Mała) oraz 11, 12,<br />
13 (Domaradz), cynku – w glebach z wysypisk <strong>nr</strong> 1, 2, 3 i 8 z Lipnicy Małej oraz zawartości<br />
miedzi w glebie ze składowiska <strong>nr</strong> 8 (Lipnica Mała), zgodnie z wytycznymi IUNG,<br />
należy uznać za podwyższone (I o ).<br />
5. Na składowiskach <strong>nr</strong> 2, 3 oraz 8 występuje wzbogacenie w różnym stopniu różnymi<br />
metalami głębszych warstw (40–60 cm) profilu glebowego w porównaniu z warstwą powierzchniową<br />
(0–20 cm).<br />
6. Pożądane jest opracowanie schematu postępowania przy likwidacji dzikich składowisk<br />
odpadów, dające w miarę pełną możliwość neutralizacji potencjalnego skażenia<br />
środowiska.<br />
415
Artur Szwalec, Paweł Mundała, Agnieszka Petryk<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
Alkorta I., Hernandez-Allica J. Beccerril J.M., Amezaga I., Albizu I.,<br />
Garbisu C. 2004. Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with<br />
environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead, and<br />
arsenic. Rev. Environ. Sci. Biotechnol. 3: 71–90.<br />
Alloway B. J., Ayres D. C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczenia środowiska,<br />
PWN. Warszawa.<br />
Bilitewski B. Hardtle G. 2006. Podręcznik gospodarki odpadami. Teoria i praktyka.<br />
Wydawnictwo Seidel – Przywecki. Wydanie II. Warszawa.<br />
Butarewicz A., Boruszko D. 2008. Wpływ składowania odpadów komunalnych na mikrobiologiczną<br />
jakość powietrza. [w:] Gospodarka odpadami. Koszalin.<br />
Filipiak P., Dusza E., Kuglarz K., Kuźniar J., Ćwirko K. 2007. Wpływ „dzikich wysypisk”<br />
śmieci na terenie dzielnicy Warszewo (Szczecin) na środowisko naturalne. [w:]<br />
SKN <strong>Ochrony</strong> Środowiska AR w Szczecinie.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN.<br />
Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Witek T. 1993. Ocena jakości i możliwości rolniczego<br />
użytkowania gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Ramowe wytyczne dla<br />
rolnictwa. IUNG. Puławy, Puławy: 5–14.<br />
Kondracki J. 2000. Geografia regionalna Polski. PWN. Warszawa.<br />
Raport z przeprowadzonego przez Inspekcję <strong>Ochrony</strong> Środowiska ogólnokrajowego<br />
cyklu kontrolnego podmiotów prowadzących działalność w zakresie zbierania,<br />
transportu, odzysku i unieszkodliwiania odpadów komunalnych, z wyłączeniem<br />
składowisk odpadów. 2008. GIOŚ. www.gios.gov.pl/download.php?f=758<br />
Rosik–Dulewska Cz. 2002. Podstawy gospodarki odpadami. PWN. Warszawa.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359.<br />
Siemiński M. 2001. Środowiskowe zagrożenia zdrowia. PWN. Warszawa.<br />
Siuta J. 1995. Gleba – diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ. Warszawa.<br />
Szeszenia-Dąbrowska N. 1993. Problemy zanieczyszczeń środowiska włóknami<br />
azbestu. BMŚ (PIOŚ). Warszawa.<br />
Szymański K., Sidełko R., Janowska B., Siebielska I. 2007. Monitoring składowisk<br />
odpadów. [w:] Materiały VIII Ogólnopolskiej Konferencji Naukowej. http://wbiis.tu.koszalin.pl/konferencja/konferencja2007/2007/05szymanski_t.pdf<br />
www.domaradz.pl 2005. Strona domowa gminy Domaradz, zakładka informacje, podstrona<br />
położenie (napisał Bober T.).<br />
416
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Agata Zemleduch*, Gabriela Lorenc-Plucińska**<br />
NASADZENIA TOPOLOWE NA ODPADACH POGARBARSKICH<br />
SPOSOBEM POŁĄCZENIA EKONOMII I OCHRONY ŚRODOWISKA<br />
PLANTING OF POPLAR ON TANNERY WASTE: EFFECTIVE AND<br />
ECONOMICAL APPROACH TO ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
Słowa kluczowe: odpady garbarskie, topola, wierzba, kwasy humusowe, fitoremediacja.<br />
Key words: tannery waste, poplar, willow, humic acids, phytoremediation.<br />
Tannery effluents treatment and waste disposal as well as chromium contamination of areas<br />
with this kind of industrial activities are of a great concern worldwide. In the past they<br />
were often simply poured out to the fields, where they served as an inexpensive crop fertilizer,<br />
due to high content of organic matter and nutrients. Unfortunately, in many cases this<br />
caused accumulation of chromium in food chain or long term pollution of soil and water.<br />
Nowadays, even though highly toxic chromium (VI) is no longer used in tanning process<br />
(replaced with chromium (III)), uncontrolled sludge release to environment is diminished<br />
and some novel treatment technologies are available, disposal of tannery wastes is still an<br />
important issue. There is however an alternative, an environmental friendly and economically<br />
viable approach, called phytoremediation, for reclamation of such dumping sites. They<br />
could be planted with selected species of trees, that are able to grow in polluted environment,<br />
in order to produce biomass for energy purposes. Poplar and willow, which are most<br />
often considered for such use have a great stress tolerance, adaptation abilities and are<br />
easily vegetative propagated with high biomass yield. That is why in this research we chose<br />
them for analysis of growth on various concentration of tannery waste. We compared the results<br />
with those obtained after application of commercial fertilizer and assessed availability<br />
of waste as medium for planting of trees. Additionally we studied the influence of humic acids<br />
on nutrient uptake and translocation from tannery wastes to poplar and willow saplings.<br />
* Mgr Agata Zemleduch – <strong>Instytut</strong> Dendrologii PAN, ul. Parkowa 5, 62-035 Kórnik;<br />
tel.: 61 817 00 33; e-mail: agata.zemleduch@wp.pl<br />
** Prof. dr hab. Gabriela Lorenc-Plucińska – <strong>Instytut</strong> Dendrologii PAN, ul. Parkowa 5,<br />
62-035 Kórnik, tel.: 61 817 00 33; e-mail: glp@man.poznan.pl<br />
417
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Szacuje się, że światowy przemysł garbarski produkuje rocznie od 600 tys. do nawet 4<br />
mln ton odpadów stałych, z tego 250 ton/rok generuje trzy tysiące polskich garbarni, w większości<br />
niedużych przedsiębiorstw, zamykanych jednak stopniowo w ostatnich latach głównie<br />
z przyczyn ekonomicznych i przekształceń własnościowych [Milella i in. 2006]. Odpady<br />
garbarskie mogą wykazywać znaczne zróżnicowanie pod względem właściwości fizyko-chemicznych,<br />
co jest determinowane przez technologie używane do wyprawiania skór i futer (garbowanie<br />
mineralne z użyciem chromu na +3 stopniu utlenienia, Cr (III) i żelaza na +3 stopniu<br />
utlenienia, Fe (III), organiczne – roślinne, tłuszczowe, syntanowe czy kombinowane), a także<br />
przez podejście do oczyszczania ścieków i pozostałości poprodukcyjnych [Domański 2001].<br />
W Polsce dominują techniki kombinowane, określane przez producentów jako ekologiczne,<br />
jakkolwiek większość mniejszych garbarni stosuje garbowanie mineralne z Cr (III)<br />
z powodu niskich kosztów, szybkości procesu, trwałości i czystości koloru uzyskanej skóry<br />
[Domański 2001].<br />
Związki chromu są używane zarówno podczas garbowania właściwego, jak i w kąpielach<br />
wykończeniowych. Pierwotnie, od 1858 r., kiedy zaczęto je stosować, były to chromiany<br />
i dichromiany, jednak z powodu silnej toksyczności chromu na +6 stopniu utlenienia, Cr<br />
(VI), zamieniono je na obecnie używane związki Cr (III). W połączeniu z czynnikami maskującymi<br />
umożliwiają one tworzenie kompleksów z aminokwasami i szybkie wnikanie chromu<br />
między włókna kolagenowe [Domański 2001]. Jednak ponieważ pobieranie Cr przez skórę<br />
nie jest kompletne, duża jego ilość pozostaje w ściekach, ponadto około 10% obrabianej<br />
skóry jest tracone jako odpad, który zawiera aż 2% chromu [Domański 2001, Almeida<br />
i in. 2007]. Oczyszczanie ścieków garbarskich polega na ich chemicznym strącaniu, wysuszeniu<br />
i sprasowaniu powstałego osadu, a następnie zdeponowaniu w obrębie odpowiednio<br />
przygotowanego składowiska [Avudainayagan i in. 2003, Mant i in. 2006]. W nowoczesnych<br />
technologiach oczyszczania ścieków garbarskich wykorzystuje się też potencjał mikroorganizmów<br />
do transformowania i pobierania Cr i innych metali [Cervantes i in. 2001,<br />
Srivastava i Thakur 2006].<br />
W roku 2006 w Polsce zgromadzono około 5 mln ton odpadów zawierających chrom,<br />
w tym 0,5 mln ton pochodziło z oczyszczania ścieków garbarskich. Zapełnione składowiska<br />
często zasypuje się wapnem bądź odpadami komunalnymi i warstwą gleby. Wraz z upływem<br />
czasu teren porastają rośliny zielne, trawy czy pokrzywa, po kilkunastu latach pojawiają<br />
się pojedyncze samosiewy drzew, ich rozwój jest jednak zazwyczaj wyraźnie upośledzony.<br />
Nie ma jak dotąd w pełni zadowalających metod rekultywacji takich składowisk.<br />
Odpady garbarskie bez względu na pochodzenie cechuje wysoka zawartość różnych<br />
związków organicznych i nieorganicznych używanych w procesach technologicznych. Właśnie<br />
to bogactwo materii organicznej i biogenów (w tym S, N, P, K, N, Fe, Ca) sprawia, że<br />
w wielu krajach od lat używa się odpadów jako nawozu pod uprawy [Grubinger i in. 1994,<br />
418
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
Tudunwada i in. 2007, Martines i in. 2010]. 'Nawożenie' odpadami garbarskimi pól uprawnych<br />
najczęściej prowadzi do wzrostu pH oraz zawartości azotu całkowitego, a także jonów<br />
azotanowych i amonowych w glebie. Dostępność innych pierwiastków może ulec obniżeniu,<br />
w tym zwłaszcza Fe, Mg, P lub też pozostać bez zmian (np. K, Mn, Cu, Zn, Pb, Cd) [http://<br />
groups.hort.oregonstate.edu, Wickliff i in. 1982, Tudunwada i in. 2007].<br />
Bezkrytyczne zastosowanie odpadów garbarskich w rolnictwie może nieść zagrożenia,<br />
między innymi w postaci akumulacji toksycznego chromu w roślinach. Podwyższenie stężenia<br />
Cr w glebie powyżej 100 mg Cr/kg suchej masy gleby, obejmujące zakres stężenia krytycznego,<br />
fitotoksycznego [Kabata-Pendias i Pendias 2001], powoduje redukcję wzrostu,<br />
rozwoju i plonowania roślin [Lorenc-Plucińska 2010]. Znane są również doniesienia o pozytywnych<br />
efektach aplikacji małych dawek odpadów, np. na długość korzeni, ilość liści i plonowanie<br />
pomidora czy sezamu [Zou i in. 2006]. Jednak wraz ze zwiększaniem stężenia odpadów<br />
garbarskich wzrasta zawartość toksycznych substancji i akumulacja chromu w tkankach<br />
[Singh i in. 2011]. Z tego względu, pomimo iż niektóre rośliny uprawne bardzo dobrze<br />
reagują na 'nawóz' w postaci odpadów garbarskich, pojawiają się propozycje, aby utylizować<br />
go raczej zużywając jako medium wzrostowe w ogrodnictwie ozdobnym, np. przy produkcji<br />
chryzantem [Singh i in. 2011].<br />
Alternatywnym podejściem do problemu składowisk z odpadami garbarskimi może być<br />
fitoremediacja, zwłaszcza z wykorzystaniem szybko rosnących gatunków drzew, takich jak<br />
wierzby czy topole. Ich cechy, takie jak tolerancja na stres środowiskowy, duże zdolności<br />
adaptacyjne oraz łatwość rozmnażania wegetatywnego i przystosowanie do uprawy w systemie<br />
rotacyjnym, składają się na potencjał połączenia rekultywacji terenów zanieczyszczonych<br />
z korzystną ekonomicznie produkcją biomasy na cele energetyczne [Arduini i in. 2006,<br />
Giachetti i in. 2006, 2007].<br />
Prezentowane wyniki niniejszej pracy pokazują wpływ odpadów garbarskich na wzrost<br />
i rozwój topoli i wierzby w porównaniu do konwencjonalnego, komercyjnie dostępnego nawozu,<br />
a także wpływ dodatku kwasów humusowych na biodostępność związków mineralnych<br />
zawartych w odpadach.<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
Zrzezy korzeniowe mieszańca topoli PK 53 (Populus tremula x P. alba densiramula)<br />
oraz zrzezy pozyskane z pędów nadziemnych wierzby wiciowej (Salix viminalis L.) uzyskano,<br />
odpowiednio, z Populetum <strong>Instytut</strong>u Dendrologii PAN oraz z COBORU w Słupi Wielkiej.<br />
Odpady garbarskie pochodziły ze składowiska SKOTAN Sp. z o.o., jednej z największych<br />
polskich garbarni, działającej w Skoczowie od ponad 140 lat. Osady garbarskie, powstałe<br />
po strąceniu ścieków poprodukcyjnych przy użyciu środków do koagulacji osadu, takich jak<br />
Pix 113 – roztwór siarczanu (VI) żelaza (III), Pax 15 – chlorek poliglinu, Bremtamer-Hokulan<br />
i wapno, były prasowane i wywożone na składowisko.<br />
419
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
Glebę z Populetum (kontrola) oraz osad garbarski suszono, przesiewano przez sito (Ø<br />
2 mm), mineralizowano na mokro. Stężenia Ca, Mg, K, Cu, Cr, Fe, Mn, Ni, Pb i Zn oraz formy<br />
przyswajalne pierwiastków (0,1 n EDTA) oznaczano metodą płomieniową na spektrofotometrze<br />
absorpcji atomowej Varian 220FS oraz kontrolnie na spektrofotometrze Varian AA<br />
DUO 289Fe/Zeman. Cd oznaczano metodą bezpłomieniową na kuwecie graficznej GTA-96<br />
(Varian), azot ogólny – metodą Kjedahla z wykorzystaniem aparatu KJETEC 2300, siarkę<br />
i węgiel ogólny – na aparacie LECO S.C.-144DR, fosfor ogólny metodą molibdenianowo-<br />
-wanadową na aparacie HACH-LANGE DE3800, formy przyswajalne N i S – na chromatografie<br />
jonowym DIONEX ICS 100.<br />
Do pomiaru odczynu gleby wykorzystano pH-metr HACH HQ40d. Wszystkie analizy<br />
mineralne zostały przeprowadzone w Instytucie Botaniki PAN. W porównaniu z glebą pobraną<br />
z Populetum (kontrola, środowisko niepoddane bezpośredniej presji przemysłowej),<br />
odpady garbarskie wykazywały różnice zarówno pH, jak i pod względem zawartości mikroi<br />
makroelementów (tab. 1).<br />
Tabela 1. Stężenie N i S (formy ogólne, %) i innych mikro- i makroskładników (formy ogólne<br />
i przyswajalne – EDTA; mg kg -1 s.m.) oraz materii organicznej (%) w glebie pobranej<br />
z poziomu 0–25 cm w Populetum oraz odpadów garbarskich. Wszystkie różnice pomiędzy<br />
glebą kontrolną i odpadem garbarskim, z wyjątkiem Cd-EDTA i Mn-EDTA, były<br />
istotne statystycznie (p
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
pH 5,21 7,34<br />
C org, % 0,878 23,61<br />
materia org, % 1,51 40,7<br />
Formy biodostępne<br />
N-NO 3<br />
2,79 15,6<br />
N-NH 4<br />
0,21 0,42<br />
S-SO4 1031 27 452<br />
Ca-EDTA 266 25 840<br />
Mg-EDTA 37,4 2541<br />
K-EDTA 81,7 157,6<br />
Na-NH 4<br />
NO 3<br />
10,5 3120<br />
P-PO 4<br />
37,6 11 959<br />
Cd-EDTA 0,047 0,042<br />
Cu-EDTA 1,84 7,03<br />
Cr-EDTA 0,1 156,1<br />
Fe-EDTA 153 821<br />
Mn-EDTA 101 99<br />
Ni-EDTA 0,613 5,367<br />
Pb-EDTA 4,06 6,14<br />
Zn-EDTA 4,87 48,7<br />
W składzie analizy mineralnej odpadów szczególną uwagę zwraca duża zawartość materii<br />
organicznej, azotu ogólnego i jonu amonowego, a także stosunek C:N, który był taki,<br />
jak w białkach. Chrom (III) stanowił około 1,5% odpadu, a jego stężenie wielokrotnie przekraczało<br />
zawartość w glebie kontrolnej (tab.1).<br />
cd. tabeli ze strony 420<br />
Topole i wierzbę uprawiano przez 17 tygodni (od kwietnia do września) w doniczkach<br />
(ok. 2,5 l), w zacienionym namiocie foliowym. Analizowano wzrost sadzonek na glebie kontrolnej<br />
bez (0%) i z dodatkiem różnych proporcji odpadów garbarskich (25%, 50% i 100%)<br />
lub z dodatkiem nawozu Osmocote TM Extract Standard (skład chemiczny: 15 N +9 P +9 K<br />
+3 MgO+ pierwiastki śladowe: 0,047% Cu, 0,40% Fe, 0,06% Mn, 0,023% Mo, 0,015% Zn)<br />
w stężeniu 2 kg/m 3 . Ponadto przy uprawie wierzby do podłoża zmieszanego z odpadami<br />
garbarskimi dodano kwasy humusowe firmy Fluka – do uzyskania stężenia 0,15%.<br />
Po zakończeniu doświadczenia, zebraniu materiału roślinnego i rozdzieleniu na liście,<br />
pędy i korzenie, określono suchą masę poszczególnych organów sadzonek. Oznaczono<br />
również ich skład mineralny, z wykorzystaniem metod i pomiarów zastosowanych w analizie<br />
mineralnej gleby. Pomiary całkowitej długości i powierzchni systemu korzeniowego przeprowadzono<br />
przy użyciu skanera (EPSON PERFECTION V700 PHOTO) z dodatkowym światłem<br />
w górnej pokrywie i programem komputerowym do analizy obrazu (WinRhizo, Regent<br />
Instruments Inc., Quebec, Kanada). Analiza statystyczna otrzymanych wyników obejmowała<br />
obliczenie wartości średnich i błędu standardowego ( x ±SE) oraz wieloczynnikową<br />
analizę statystyczną (ANOVA) z wykorzystaniem programu STATISTICA 6 (StatSoft Inc.).<br />
Sformułowania w tekście: ‘mniejszy/większy’ oraz ‘spadek/wzrost’ dotyczą tylko różnic statystycznie<br />
istotnych. Różnice uznawano za istotne dla p
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />
3.1. Wpływ odpadów garbarskich na wzrost<br />
Nie stwierdzono statystycznie istotnego wpływu stężenia chromu w odpadach garbarskich,<br />
przekraczającego poziom krytyczny, fitotoksyczny na biomasę sadzonek wierzby i topoli<br />
uprawianych w wariancie 100% odpadów garbarskich (rys.1E). Nieznaczny wzrost zanotowano<br />
dla liści wierzby (rys. 1A), natomiast korzenie miały o połowę zredukowaną biomasę<br />
(rys. 1C), podobnie jak długość i powierzchnię (tab. 2). Jedynie ich powierzchnia specyficzna<br />
(ang. SRA, Specific Root Area) wzrosła, co zazwyczaj świadczy o wysokiej żyzności gleby<br />
i cienkich oraz rozgałęzionych korzeniach lub, przeciwnie, może być symptomem odbiegania<br />
warunków w podłożu wzrostowym od optymalnych [Lohmus i in. 1989, Rose i in. 2009].<br />
Rys. 1. Biomasa (g suchej masy) liści (A), pędów (B), korzeni (C) wierzby bez i z dodatkiem kwasów<br />
humusowych (KH), biomasa poszczególnych organów topoli (D) oraz porównanie<br />
sadzonek obu gatunków drzew (E) wzrastających w podłożu z różnym dodatkiem odpadów<br />
( 25, 50 i 100%) lub z nawozem Osmocote TM (+O.). x ±SE<br />
Fig. 1. Dry weight (g) of leaves (A), stems (B), roots (C) of willow with and without addition of humic<br />
acids (KH), dry weight of different poplar tissues (D) and biomass of poplar and willow<br />
saplings (E) grown on the control soil with various concentration (25, 50 and 100%)<br />
of tannery waste or with Osmocote TM fertilizer (+O.). Mean ±SE<br />
422
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
Uprawa topoli w podłożu z odpadami garbarskimi prowadziła do wzrostu biomasy<br />
(rys. 1D, E) i obniżenia wartości SRA (tab. 2). Zmiany te miały też odzwierciedlenie w wartościach<br />
indeksu tolerancji (stosunek suchej masy korzeni z doniczki z odpadami do kontrolnych),<br />
które dla wariantów uprawy z dodatkiem 25 i 50% odpadu garbarskiego wynosiły<br />
1,7. Tylko uprawa topoli w wariancie 100% odpadów garbarskich prowadziła do<br />
50-procentowej redukcji wartości indeksu tolerancji (tab. 2). W przeciwieństwie do topoli,<br />
wierzba wykazywała znaczne obniżenie indeksu tolerancji już przy najniższej dawce odpadów<br />
(25%), osiągając wartość 0,4 (tab. 2). Wynik ten dobrze korespondował z większym<br />
niż w przypadku topoli negatywnym wpływem odpadów garbarskich na jej biomasę.<br />
Wskazuje na to także porównanie takich parametrów, jak stosunek masy korzeni do pędu<br />
nadziemnego, który zmniejsza się u wierzby gwałtownie po dodaniu różnych proporcji odpadów<br />
do gleby (tab. 2), oraz dwa razy większa redukcja udziału korzeni w biomasie wariantów<br />
25 i 50% niż ich odpowiedników u topoli (rys. 3).<br />
Tabela 2. Parametry morfometryczne sadzonek wierzby i topoli uprawianej w glebie kontrolnej<br />
(0%) i odpadach garbarskich (25, 50 i 100%), bez lub z dodatkiem kwasów humusowych<br />
(KH) lub nawozu Osmocote TM . Indeks tolerancji=(s.m. korzeni wariant)/(s.m.<br />
korzeni kontrola), korzenie/pęd nadziemny=(s.m. korzeni)/(s.m. pędu nadziemnego),<br />
SRA= specyficzna powierzchnia korzeni (cm 2 /g s.m.), s.m.=sucha masa. x ±SE<br />
Table 2. Some morphometrical results and ratios calculated based on it, after willow and poplar<br />
growth on control soil (0%) with various concentrations (25, 50 and 100%) of tannery<br />
waste and humic acids (KH) or with additional fertilizer Osmocote TM . Tolerant<br />
index=(DW of treated roots)/(DW of control roots), Roots/Shoots=(DW of roots)/(DW<br />
of shoots), SRA=Specific root area (cm 2 /g DW), DW=dry weight. Mean ±SE<br />
Gatunek<br />
Wierzba<br />
Topola<br />
Dodatek<br />
odpadów, %<br />
Indeks<br />
tolerancji<br />
Korzenie/pęd<br />
nadziemny<br />
Długość<br />
korzeni, cm<br />
Powierzchnia<br />
korzeni, cm 2<br />
SRA,<br />
cm 2 /g s.m.<br />
0 1,00±0,10 0,73±0,08 7443±299 232±9 119±10<br />
0 + Osmocote 1,04±0,10 0,32±0,03 6266±590 233±23 127±15<br />
25 0,38±0,05 0,16±0,01 4590±300 153±16 236±26<br />
25 + KH 0,58±0,07 0,18±0,02 5046±450 155±19 130±4<br />
50 0,39±0,04 0,15±0,01 4090±168 116±5 165±18<br />
50 + KH 0,55±0,07 0,160±0,002 5278±430 160±17 142±4<br />
100 0,42±0,05 0,18±0,01 4021±309 118±8 158±12<br />
100 + KH 0,44±0,02 0,18±0,02 4537±350 133±5 147±2<br />
0 1,0±0,5 0,7±0,3 10948±666 481±29 139±13<br />
0 + Osmocote 1,99±0,27 0,47±0,01 10892±196 438±12 70±8<br />
25 1,7±0,1 0,36±0,03 15006±1045 <strong>49</strong>6±70 91±9<br />
50 1,7±0,5 0,44±0,04 10253±881 303±13 83±14<br />
100 0,5±0,2 0,19±0,01 4581±338 160±9 113±7<br />
423
424<br />
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
Rys. 2. Zawartość metali i makroelementów (ppm, S, N w %) w sadzonkach i korzeniach wierzby<br />
i topoli uprawianych w różnych proporcjach (25, 50 i 100%) odpadów garbarskich<br />
oraz z dodatkiem 0,15% KH do podłoża wzrostowego wierzby. Przedstawiono wartości<br />
średnie<br />
Fig. 2. Concentrations of metals and nutrients (ppm, S, N in %) in willow and poplar roots and<br />
saplings grown on control soil with various concentration (25, 50 and 100%) of tannery<br />
waste and with 0,15% humic acids (KH) in willow growing medium. Mean<br />
425
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
Rys. 3. Udział poszczególnych organów w biomasie wierzby i topoli uprawianej w glebie kontrolnej<br />
(0) i odpadach garbarskich (25, 50 i 100%) bez i z dodatkiem kwasów humusowych<br />
(KH) lub nawozu Osmocote TM (+O.). SMR=(s.m. pędu nadziemnego)/(s.m. całej rośliny),<br />
RMR=(s.m. korzeni)/(s.m. całej rośliny), s.m.=sucha masa. x ±SE<br />
Fig 3. Participation of shoots and roots in total dry weight (DW) of willow and poplar saplings<br />
grown on control soil (0%) with various concentration (25, 50 and 100%) of tannery waste<br />
and humic acids (KH) or with additional fertilizer Osmocote TM (+O.). RMR root mass<br />
ratio=(DW of roots)/(DW of sapling), SMR shoot mass ratio = (DW of shoots)/(DW of sapling).<br />
Mean ±SE<br />
Aby zrewidować potencjalny efekt działania odpadów garbarskich jako 'nawóz' dla uprawy<br />
sadzonek topoli i wierzby, przeanalizowano ich wzrost na glebie kontrolnej wzbogaconej<br />
o dodatkową porcję składników mineralnych, w postaci komercyjnie dostępnego nawozu<br />
Osmocote TM . W porównaniu z wariantami, w których nie wzbogacano podłoża wzrostowego<br />
w składniki odżywcze, w tym mineralne (kontrola, 0%), dodanie Osmocote TM do uprawy<br />
topoli pozwoliło na uzyskanie prawie trzy razy większej biomasy (20 g zamiast 7 g suchej<br />
masy/sadzonkę) (rys. 1E), podczas gdy wierzba w sposób istotny zwiększyła jedynie masę<br />
pędów (rys. 1B), co przełożyło się na wzrost suchej masy sadzonki z 4,9 do 8,9 g (rys. 1E).<br />
Podkreślić należy, że wyniki uzyskane w uprawie topoli w podłożu z dodatkiem Osmocote<br />
TM były bardzo zbliżone do tych otrzymanych w uprawie z 25- i 50-procentowym udziałem odpadów<br />
garbarskich w podłożu wzrostowym (rys. 1D). Podobne zależności notowano również<br />
w dla otrzymanych wartości indeksu tolerancji (odpowiednio 1,99 i 1,7) (tab. 2), wartości stosunku<br />
suchej masy korzeni i całej sadzonki (RMR) oraz wartości stosunku suchej masy pędu nadziemnego<br />
i całej sadzonki (SMR) (rys. 3), proporcji korzeni do pędu nadziemnego (odpowiednio<br />
0,47 do 0,36 i 0,44) (tab. 2), a także SRA (odpowiednio 70 do 91 i 83 cm 2 /g s. m.) (tab. 3).<br />
W przeciwieństwie do topoli, reakcja sadzonek wierzby na niższe stężenia odpadów<br />
garbarskich nie przypominała efektu uzyskanego przy nawożeniu Osmocote TM . Najwyraźniej<br />
w przypadku wierzby substancje odżywcze dostarczone wraz z odpadem garbarskim<br />
nie zniwelowały negatywnego efektu zawartego w nich chromu lub też nie była ona w pełni<br />
zdolna do ich pobrania czy wykorzystania. Tę drugą tezę potwierdza brak znaczących różnic<br />
między uprawą na glebie kontrolnej bez dodatku i z dodatkiem Osmocote TM (rys.1). Poza<br />
426
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
zwiększeniem biomasy pędów nadziemnych (rys. 1B) nie obserwowano istotnego, pozytywnego<br />
wpływu nawozu na parametry wzrostowe wierzby; nie stwierdzono zmian w wartościach<br />
indeksu tolerancji, podobnie jak i parametrów morfometrycznych korzeni (tab. 2).<br />
Tabela 3. Stężenie chromu (ppm) w liściach, pędach i korzeniach sadzonek wierzby i topoli.<br />
x ±SE. p = poziom istotności różnic<br />
Table 3. Concentration of chromium (ppm) in leaves, stems and roots of willow and poplar.<br />
Mean ±SE. p = significance of differences<br />
% odpadu<br />
garbarskiego<br />
w podłożu<br />
Cr, ppm<br />
liście wierzby liście topoli pędy wierzby pędy topoli<br />
korzenie<br />
wierzby<br />
korzenie<br />
topoli<br />
0 10,4±0,5 4,6±0,2 3,95±0,07 6,7±0,3 23,1±0,03 27,2±0,7<br />
25 8,31±0,8 8±1 9±0,15 8,3±0,2 205±5 139±4<br />
50 3,84±0,07 9,1±0,6 8±0,5 30±1,5 230±3 234±2<br />
100 3,36±0,08 27±2 15±0,7 <strong>49</strong>±1 276±13 759±8<br />
p 9,30E-004 6,10E-004 2,67E-004 1,60E-005 5,00E-005 5,00E-007<br />
3.2. Wpływ odpadów garbarskich i kwasów humusowych na gospodarkę mineralną<br />
Wraz ze wzrostem zawartości odpadów garbarskich w podłożu podnosił się także poziom<br />
stężenia toksycznego dla roślin chromu. Zazwyczaj im więcej danego metalu w glebie,<br />
tym większe jest jego pobieranie przez rośliny, przy czym chrom należy do pierwiastków<br />
o stosunkowo niskim wskaźniku fitoakumulacji (stosunku zawartości Cr w roślinie do<br />
stężenia w glebie) [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Jego normalna (fizjologiczna) zawartość<br />
w liściach roślin wynosi 0,1–0,5 ppm s. m., a toksyczna to 50–20 ppm [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999]. Najczęściej chrom jest pobierany pasywnie bądź z udziałem transporterów<br />
specyficznych, np. dla związków siarki, i gromadzony w korzeniach [Giachetti i in. 2007].<br />
Podobnie jak inne gatunki roślin [Arduini i in. 2006, Abou-Shanab i in. 2007, Giachetti<br />
i in. 2007], sadzonki topoli i wierzby uprawiane w podłożu z odpadem garbarskim akumulowały<br />
chrom głównie w korzeniach sadzonki wierzby nawet do 95% całkowitej zawartości<br />
Cr w suchej masie (tab. 3). O ile pobieranie chromu przez korzenie przy niższych dawkach<br />
odpadów (25 i 50%) było wyższe u wierzby niż u topoli, to ta druga wykazywała trzykrotnie<br />
większą jego zawartość w wariancie uprawy w podłożu zawierającym 100% odpadów garbarskich<br />
(tab. 3). U topoli notowano statystycznie istotny wzrost stężenia Cr w pędach oraz<br />
w liściach (tab. 3), podczas gdy wierzba gromadziła Cr w bardzo niskich stężeniu w pędach<br />
nadziemnych i jeszcze mniejszym w liściach (tab. 3).<br />
Jednym z podstawowych efektów działania Cr na rośliny jest zaburzenie gospodarki<br />
mineralnej [Giachetti i in. 2006, 2007]. Dzieje się tak, ponieważ działa on antagonistycznie<br />
w stosunku do większości pierwiastków spełniających funkcje fizjologiczne, czyli Fe, K,<br />
Mg, P, Cu, Zn, B, jak również szkodliwych metali ciężkich, Cd i Pb [Kabata-Pendias i Pen-<br />
427
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
dias 1999]. Wykazano, że wysokie stężenia Cr zmniejszają pobieranie Fe, Zn i Mn u kukurydzy<br />
i buraka, interferują z translokacją Ca, K, Mg, Cu, Pb u soi lub zwiększają pobieranie<br />
Mn u fasoli, co może być mechanizmem kompensującym toksyczne działanie Cr [Zou<br />
i in. 2006]. Skutki niedoboru tych pierwiastków, to np. zaburzenia w działaniu metaloenzymów,<br />
reakcjach redukcji i utleniania, chlorozy, upośledzony wzrost [Zou i in. 2006]. W niniejszej<br />
pracy również obserwowano, że wraz ze wzrostem zastosowanych proporcji odpadów<br />
garbarskich (25, 50 i 100%) w podłożu hodowlanym wierzby i topoli i tym samym wzrostem<br />
stężenia Cr w sadzonkach następowało obniżenie zawartości Zn, P i Cd w korzeniach,<br />
pędach i liściach zarówno wierzby, jak i topoli (rys. 2a-f). Stwierdzono też akumulację Ca,<br />
Na i N w korzeniach obu gatunków drzew, proporcjonalną do wzrostu ich stężenia w podłożu<br />
(rys. 2i, l, m). W przypadku Fe, u topoli rosnącej przy najmniejszej (25%) domieszce<br />
odpadów garbarskich zawierających Cr, zanotowano obniżenie jego stężenia w korzeniach<br />
i wzrost przy większych dawkach (50 i 100%) oraz wzrost Fe w korzeniach wierzby we<br />
wszystkich wariantach uprawy z odpadami garbarskimi (25–100%) (rys. 2h, k). Obserwowano<br />
także różnice w zawartości S w korzeniach obu badanych gatunków drzew. Uprawa<br />
topoli w podłożu z odpadami garbarskimi prowadziła do wzrostu zawartości S w korzeniach<br />
wraz ze wzrostem stężenia S w podłożu wzrostowym, natomiast u wierzby notowano ograniczone<br />
jej pobieranie w wariancie 25% i istotny wzrost w wariancie 100% odpadu (rys. 2j).<br />
Dodanie kwasów humusowych (KH) do uprawy wierzby na odpadach garbarskich nie<br />
zmieniło w sposób istotny analizowanych parametrów wzrostowych (rys. 1A-C; tab. 2).<br />
Wpłynęło natomiast na akumulację Cr w tkankach, wyraźnie zwiększając zawartość Cr<br />
w korzeniach i obniżając gromadzenie w pędach nadziemnych (rys. 2g). W liściach tendencja<br />
malejącego stężenia Cr wraz ze wzrostem udziału odpadów w podłożu została po dodaniu<br />
kwasów humusowych odwrócona, lecz bez potwierdzenia statystycznego i dorównania<br />
zawartości w wariancie kontrolnym (rys. 2g). Rezultaty te są przynajmniej częściowo<br />
zgodne z innymi wynikami badań, np. u jęczmienia KH stymulowały transport Cr z korzeni<br />
do części nadziemnych rośliny [Nardi in. 2002]. Generalnie kwasy humusowe mogą działać<br />
dwojako na Cr zawarty w podłożu wzrostowym. Pochodzące z rozkładu materii organicznej,<br />
skomplikowane strukturalnie i bogate w grupy funkcyjne (np. karboksylowe, hydroksylowe)<br />
KH mają zdolność chelatowania różnych metali. Możliwa jest następnie ich silna sorpcja do<br />
nierozpuszczalnych frakcji organicznych gleby lub fragmentacja tych dużych kompleksów<br />
wskutek aktywności mikroorganizmów i dalej – udostępnienie rozpuszczalnych form Cr dla<br />
roślin [Kyziol i in. 2006, Evangelou i in. 2007, Arslan i in. 2008]. Dodatkowym aspektem jest<br />
zachowywanie stopnia utlenienia chromu (VI) w formie schelatowanej z kwasami humusowymi<br />
i zapobieganie utlenianiu chromu (III) [Tanaka i in. 1997, Leita i in. 2009].<br />
Poza zwiększeniem akumulacji Cr i Zn w korzeniach (rys. 2a, h), dla pozostałych badanych<br />
pierwiastków uzyskano wyniki odbiegające od spodziewanych na podstawie danych<br />
literaturowych. Tylko nieznacznie wzrosła zawartość Cd w tkankach wierzby. Zawartość P<br />
pozostała bez zmian w stosunku do kontroli bez KH, z wyjątkiem spadku P w liściach wierz-<br />
428
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
by w uprawie z 50-procentową domieszką odpadów garbarskich (rys. 2c). Dodanie KH nie<br />
wpłynęło na pobieranie z podłoża Na i Ca, również zawartość N w korzeniach odpowiadała<br />
wariantom bez KH (rys. 2i, l, m). Z kolei S, przy niższych stężeniach odpadów garbarskich,<br />
i KH stanowiła większy procent suchej masy korzeni wierzby niż na podłożu z bez<br />
KH (rys. 2j). Pod wpływem KH obserwowano również obniżoną zawartość Fe w korzeniach<br />
(rys. 2 k). Są to w większości wyniki odmienne od notowanych w doniesieniach o zwiększeniu<br />
biodostępności dla korzeni i translokacji substancji mineralnych do części nadziemnych<br />
dzięki ich kompleksowaniu przez kwasy humusowe dodawane do gleby bądź hodowli hydroponicznych<br />
[http://alphaagri.com, Maćkowiak i in. 2001, Akinci i in. 2009]. Dość nieoczekiwane<br />
wyniki mogą być rezultatem specyficznego charakteru badanego podłoża, bardzo<br />
bogatego właśnie w związki Fe, Na, Ca, N i P (tab. 1), których nadmiaru wierzba najprawdopodobniej<br />
nie była w stanie zagospodarować do własnych procesów życiowych.<br />
4. PODSUMOWANIE I WNIOSKI<br />
Z badań wynika, że wierzba i topola w różny sposób reagują na wzrost w zwiększającym<br />
się stężeniu odpadów garbarskich w podłożu. Wydaje się, że topola jest mniej wrażliwa<br />
na Cr zawarty w odpadach, a na pewno więcej go akumuluje, głównie w korzeniach.<br />
Osiąga także większe przyrosty biomasy po dodaniu niewielkich ilości odpadów do uprawy,<br />
co można przyrównać do efektu osiąganego po zastosowaniu standardowego nawozu.<br />
Powodem jest najprawdopodobniej dostarczenie sadzonkom substancji odżywczych organicznych<br />
i nieorganicznych, zawartych w odpadach garbarskich w dużych stężeniach. Można<br />
jeszcze jednak brać pod uwagę efekt hormezy, czyli stymulację wzrostu i rozwoju roślin<br />
przez stosunkowo małe dawki czynnika toksycznego, w tym przypadku Cr (III).<br />
Dodatek kwasów humusowych do gleby z różnymi domieszkami odpadów garbarskich<br />
generalnie nie wpłynął w istotny sposób na biodostępność i pobieranie składników mineralnych<br />
przez wierzbę.<br />
Uzyskane wyniki potwierdzają wagę wyboru odpowiedniego gatunku do ewentualnego<br />
zalesiania składowisk odpadów garbarskich. Tego typu metoda rekultywacji mogłaby przynieść<br />
wymierne efekty w postaci nie tylko zabezpieczenia i fitostabilizacji zanieczyszczeń<br />
na danym terenie, ale również potencjalne korzyści ekonomiczne związane z uzyskaniem<br />
biomasy na cele energetyczne, bez potrzeby dodatkowego nawożenia takiej plantacji [Britt<br />
i in. 2002, Giachetti i in. 2007, Sakthivel i in. 2009].<br />
Pani K. Grewling i dr. P. Plucińskiemu, a także dr. K. Ufnalskiemu dziękujemy za<br />
wszelkie formy pomocy w trakcie prowadzonych prac. Dziękujemy SKOTAN Sp. z o.o.<br />
za współpracę.<br />
Niniejsze badania zostały częściowo dofinansowane przez NCN w ramach projektu<br />
badawczego własnego <strong>nr</strong> N N305 036340.<br />
429
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ABOU-SHANAB R., GHANEM N., GHANEM K. and AL-KOLAIBE A. 2007. Phytoremediation<br />
potential of crop and wild plants for multi-metal contaminated soils. Res. J.Agr. Biol.<br />
Sci. 3: 370–376.<br />
AKINCI S., BÜYÜKKESKİN T., EROĞLU A., ERDOĞAN B.E. 2009. The effect of humic acid<br />
on nutrient composition in broad bean (Vicia faba L.) roots. Not. Sci. Biol. 1: 81–87.<br />
ALMEIDA A.-A. F., VALLER.R., MIELKE M., GOMES F.P. 2007. Tolerance and prospection of<br />
phytoremediator woody species of Cd, Pb, Cu and Cr. Braz. J. Plant Physiol. 19: 83–98.<br />
ARDUINI I, MASONI A., ERCOLI L. 2006. Effects of high chromium applications on miscanthus<br />
during the period of maximum growth. Environ. Exp. Bot. 58: 234–243.<br />
ARSLAN G., PEHLIVAN E. 2008. Uptake of Cr 3+ from aqueous solution by lignite-based humic<br />
acids. Biores.Tech. 99: 7597–7605.<br />
AVUDAINAYAGAN S., MEGHARAJ M., OWENS G., KOOKANA R.S., CHITTLEBOROUGH,<br />
NAIDU R. 2003. Chemistry of chromium in soils with emphasis on tannery waste sites.<br />
Rev. Environ. Contam. Toxicol. 178: 53–91.<br />
BRITT C. and GARSTANG J. 2002 Bioenergy crops and bioremediation – a review. A Contract<br />
Report by ADAS for the Department for Food, Environment and Rural Affairs.<br />
CERVANTES C., CAMPOS-GARCÍA, DEVARS S., GUTIÉRREZ-CORONA F., LOZA-TAV-<br />
ERA H., TORRES-GUZMÁN J.C., MORENO-SÁNCHEZ R. 2001. Interactions of chromium<br />
with microorganisms and plants. FEMS Microbiol. Rev. 25: 335–347.<br />
DOMAŃSKI W. 2001. Proces technologiczny wyprawiania skór i futer metodą chromową.<br />
Zagrożenia chemiczne w garbarniach. CIOP, 1–42.<br />
EVANGELOU M. W. H., EBEL M., SCHAEFFER A. 2007. Chelate assisted phytoextraction<br />
of heavy metals from soil. Effect, mechanism, toxicity, and fate of chelating agents. Chemosphere<br />
68: 989-1003.<br />
GIACHETTI G., SEBASTIANI L. 2006. Metal accumulation in poplar plant grown with industrial<br />
wastes. Chemosphere 64, 3: 446–454.<br />
GIACHETTI G., SEBASTIANI L. 2007. Effects of tannery waste on growth dynamics and<br />
metal uptake in Salix alba L. Plant Biosyst. 141: 22–30.<br />
GRUBINGERV. P., GUTENMANN W. H., DOSS G. j., RUTZKE M., LISK D. J. 1994. Chromium<br />
in Swiss chard grown on soil amended with tannery meal fertilizer. Chemosphere<br />
28: 717–720.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2001. Trace elements in soils and plants. CRS Press,<br />
Boca Raton, Florida, 365.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
WARSZAWA.<br />
KYZIOL J., Twardowska I., Schmitt-Kopplin P. 2006. The role of humic substances<br />
in chromium sorption onto natural organic matter (peat). Chemosphere 63: 1974–1982.<br />
430
Nasadzenia topolowe na odpadach pogarbarskich sposobem połączenia ekonomii...<br />
LEITA L., MARGON A., PASTRELLO A., ARCON I., CONTIN M.and MOSETTID. 2009. Soil<br />
humic acids may favour the persistence of hexavalent chromium in soil. Environ.Pollut.<br />
157: 1862–1866.<br />
LORENC-PLUCIŃSKA G. 2010. Chrom problemem dla roślin. [w]: Na pograniczu chemii<br />
i biologii, tom XXIV; Koroniak H., Barciszewski J. [red.], Wydawnictwo Naukowe UAM,<br />
315–329.<br />
LOHMUS K., OJA T. And LASN R. 1989. Specific root area: A soil characteristic. Plant and<br />
Soil 119: 245–2<strong>49</strong>.<br />
MAĆKOWIAK C., GROSSL P. And BUGBEE B. 2001. Beneficial effects of humic acid on micronutrient<br />
availability to wheat. Soil Sci. Soc. Am. J. 65: 1744–1750.<br />
MANTC. COSTA S., WILLIAMS J., TAMBOURGI E. 2006. Phytoremediation of chromium<br />
by model constructed wetland.Biores. Tech. 97: 1767–1772.<br />
MARTINES A. M., NOGUEIRA M. A., SANTOS C. A., NAKATANI A. S., ANDRADE C. A.,<br />
CCSCIONE A.R., CANTARELLA H., SOUSA J. P., CARDOSO E. J. B. N. 2010. Ammonia<br />
volatilization in soil treated with tannery sludge. Bior.. Tech. 101: 4690–4696.<br />
MILELLA P., BURALI A., QUAGGIATO R., DEGAN P., SPINAZZOLA A., VILLANI A. 2006.<br />
INSPECTAN: Environmental inspection guidelines for the tanning industry. Basic principles<br />
for understanding potential environmental threats caused by the tanning industry.<br />
Report adopted at 27th IMPEL Plenary Meeting in Pörtschach, Austria.<br />
NARDI S., PIZEGHELLO D., MUSCOLO A., VIANELLO A. 2002. Physiological effects of<br />
humic substances on higher plants. Soil Biol. Bioch. 34: 1527–1536.<br />
ROSE L., LEUSCHNER C., KOCKEMANN B. and BUSCHMANN H. 2009. Are marginal<br />
beech (Fagus sylvatica L.) provenances a source for drought tolerant ecotypes? Eur. J.<br />
For. Res. 128: 335-343.<br />
SAKTHIVEL V., VIVEKANENDAN M. 2009. Reclamation of tannery polluted soil through<br />
phytoremediation. Physiol. Mol. Bio. Plants 15: 175–180.<br />
SINGH P. K., KUMAR V., SINGH S. 2011. Management of tannery waste: Its use for planting<br />
medium for Chrysanthemum plants. J.Environ.Sci.Tech. 4: 560–567.<br />
SRIVASTAVA S., THAKUR I.S. 2006. Evaluation of bioremediation and detoxification potentiality<br />
of Aspergillus niger form removal of hexavalent chromium in soil microcosm. Soil<br />
Biol. Biochem. 38: 1904–1911.<br />
TANAKA S., NAKAYASU K., FUKUSHIMA M. 1997. Suppresion effect of humic substances<br />
on oxidation of chromium (III) to chromium (VI). Toxicol. Environ. Chem. 58: 17–23.<br />
TUDUNWADA I. Y., ESSIET E. U., MOHAMMED S. G. 2007. The effects of tannery sludge<br />
on heavy metals concentration in cereal on small-holder farms in Kano, Nigeria. Not.<br />
Bot. Hort.Agrobot. Cluj-Napoca 35: 55–60.<br />
WICKLIFF C., VOLK V. V., TINGEY D. T., GRIFFIS W. L., TRUNK M. Y., WITHEROW J. L.<br />
1982. Reactions of chrome tannery sludge with organic and mineral soils. Water, Air,<br />
Soil Pollut. 17: 61–74.<br />
431
Agata Zemleduch, Gabriela Lorenc-Plucińska<br />
ZOU J., WANG M., JIANG W., LIU D. 2006. Chromium accumulation and its effects on other<br />
mineral elements in Amaranthus viridis L. Acta Biol.Crac. Ser. Bot. 48: 7–12.<br />
http://alphaagri.com/humic involvement of iron uptake in tomatoes.pdf<br />
http://groups.hort.oregonstate.edu/content/chrome-tannery-waste-vegetable-cropfertilizer<br />
432
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Rafał Wójcik*, Łukasz Zawadzki*<br />
Wymywalność anionów z powierzchniowej warstwy<br />
składowisk odpadów Krakowskich Zakładów Sodowych<br />
Anion leachability from the top layer of the Cracow<br />
Soda waste dumps<br />
Słowa kluczowe: odpady przemysłu sodowego, aniony nieorganiczne.<br />
Key words: soda waste dumps, inorganic anions.<br />
Krakow Soda Mills ended production over 20 years ago. Eight double samples from the so<br />
called 2 complex of the old waste dumps has been collected. The first sample has been<br />
taken directly beneath soil over-burden at the depth 35-50 cm, and the second at the depth<br />
100-110cm below the surface.<br />
An ignition loss measured water content varies from 32 to 71 w% of bulk sample and the<br />
calcium carbonate content varies from 31 to 94 w% of dried sample (d.s.). The pH of water<br />
extracts (L/S=10) for 12 samples is above 12. For the remaining 4 samples all taken at shallow<br />
depth the pH changes from 8 to 9. A conductivity of most of water extracts is over 8 mS/<br />
cm, which is caused by high pH.<br />
Leachability of fluorides changes from < 1 to 4.2 mg/kg d.s., chlorides from 4.7 to 73.8 mg/<br />
kg d.s., nitrates from < 3 to 17.6 mg/kg d.s. (except one sample shoving ca 220 mg/kg d.s.),<br />
phosphates is below 5 mg/kg d.s., and sulphates from 8.5 to 1240 mg/kg d.s..<br />
It has been found that except of Ca(OH) 2<br />
and a small amount of CaSO 4·2H 2<br />
O other easily<br />
soluble salts has been washed away from the top section of the Krakow Soda Waste<br />
Dumps.<br />
* Dr inż. Rafał Wójcik, mgr inż. Łukasz Zawadzki – Wydział Geologii, Geofizyki i <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska, Katedra Geologii Ogólnej, <strong>Ochrony</strong> Środowiska i Geoturystyki, Akademia<br />
Górniczo-Hutnicza w Krakowie, Al. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 12 617 35 57;<br />
e-mail: rwojcik@agh.edu.pl<br />
433
Rafał Wójcik, Łukasz Zawadzki<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Nieczynne od ponad dwudziestu lat składowiska odpadów po Krakowskich Zakładach<br />
Sodowych (KZS) zajmują obszar ponad 70ha. Utworzono je w dolinie środkowego biegu<br />
rzeki Wilgi. Zgromadzone odpady to przede wszystkim szlamy posolankowe, podestylacyjne,<br />
pokaustyczne oraz z lasowania wapna. Szlamy te zawierają w swoim składzie CaCO 3<br />
,<br />
Ca(OH) 2<br />
, CaSO 4·2H 2<br />
O, CaCl 2<br />
, NaCl oraz glinokrzemiany [Jarosiński, Kowalski 1996]. Całkowita<br />
ich ilość to ponad 5 mln ton [Ślęzak 1993].<br />
Badania odpadów z I kompleksu osadników wykazały brak możliwości ich wykorzystania<br />
jako środka nawozowego w rolnictwie. Powodowała to m.in. wysoka zawartość chlorków<br />
dochodzącą do 7% i niska zasadowość ogólna, często poniżej 40% w przeliczeniu na<br />
CaO [Nagawiecka, Klimek 1990]. Odpady zgromadzone na składowiskach w kompleksie II<br />
charakteryzuje gęstość fazy stałej od 2,26 do 2,66 g/cm 3 i porowatość ogólna od 74,4 do<br />
85,0% [Boroń, Ryczek 1992]. Ze względu na skład chemiczny odczyn odpadów jest silnie<br />
alkaliczny - wartość pH już na głębokości większej niż 20cm przekraczała 12 [Boroń, Ryczek<br />
1996]. Przewodnictwo elektrolityczne wyciągu wodnego z odpadów (wartość stosunku:<br />
woda/faza stała = 2,5) przekracza granicę szkodliwości w odniesieniu do większości roślin,<br />
co jest skutkiem wysokiej zawartość rozpuszczalnych soli [Zając i in. 2007]. Zasolenie<br />
utworów glebowych zastosowanych do rekultywacji stawów nie jest szkodliwe, ale ich miąższość<br />
jest zbyt mała, aby zapewnić prawidłowy rozwój roślinności drzewiastej - w 75 procentach<br />
badanych punktów mieściła się w granicach 10-30 cm [Zając 2009].<br />
Składowiska nie mają bariery izolacyjnej, więc ich odcieki przedostają się do środowiska<br />
gruntowego. Zawartość chlorków w przykładowej próbce wody podziemnej pobranej<br />
spod najstarszego składowiska (I kompleks) wynosiła 12 700 mg/l [Sroczyński 2008]. W latach<br />
1985 - 1987 ich średnie stężenie w wodzie Wilgi poniżej składowisk wynosiło 3800<br />
mg/l, przy 61 mg/l powyżej składowisk [Ślęzak 1993]. W czasie obserwacji prowadzonych<br />
latach 2007 - 2009 stwierdzono, że przedostające się do rzeki Wilgi odcieki ze składowisk<br />
powodują w czasie niskich stanów wody w rzece ponad dziesięcio-krotny wzrost stężenia<br />
chlorków w wodzie; a największa ich zawartość poniżej składowisk przekraczała nawet<br />
1500 mg/l [Wójcik, Morawski 2009]. Doprowadzenie stanu Wilgi do I klasy czystości było<br />
planowane w strategicznym planie ochrony wód ówczesnego województwa krakowskiego<br />
[Małecki 1997].<br />
Obecnie, na obszarze I kompleksu składowisk, najstarszego i najwcześniej rekultywowanego,<br />
powstaje Centrum Jana Pawła II „Nie lękajcie się”. Prowadzone wstępne badania hydrogeochemiczne<br />
potwierdziły, że chlorek wapnia jest tu podstawowym zanieczyszczeniem,<br />
a pewne ryzyko może powodować także zasadowy odczyn odpadów [Sroczyński i in. 2009].<br />
Celem prowadzonych badań było określenie ilości rozpuszczalnych w wodzie anionów,<br />
które jeszcze pozostały w płytkiej, powierzchniowej warstwie odpadów w II kompleksie nieczynnych<br />
składowisk II Krakowskich Zakładów Sodowych, najdłużej eksploatowanych.<br />
434
Celem prowadzonych badań było określenie ilości rozpuszczalnych w wodzie<br />
anionów, które jeszcze pozostały w płytkiej, powierzchniowej warstwie odpadów w II<br />
Wymywalność anionów z powierzchniowej warstwy składowisk odpadów...<br />
kompleksie nieczynnych składowisk II Krakowskich Zakładów Sodowych, najdłużej<br />
eksploatowanych.<br />
Rys. 1. Mapa miejsc opróbowania składowisk.<br />
Rys. 1. Mapa miejsc opróbowania składowisk<br />
Fig. 1. Map of the sampling spots.<br />
Fig. 1. Map of the sampling spots<br />
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />
Kompleks II składowisk odpadów KZS składa się z powstałych wcześniej osadników<br />
2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />
o numerach od 7 do 15. Na osadnikach tych nadbudowano później stawy osadowe o<br />
numerach od 21 do 25 które razem z osadnikiem <strong>nr</strong> 20 były eksploatowane do 1990r. [Boroń i<br />
Kompleks II in. składowisk 2000]. Próbki odpadów do badań KZS pobrano składa w 7 punktach się z obszaru z powstałych osadników <strong>nr</strong> 21 wcześniej 25, osadników<br />
są one najwyżej wypiętrzone i sięgają do ponad 27m npt. Dla porównania pobrano także<br />
próbki z punktu na obszarze niżej położonego stawu <strong>nr</strong> 20 (rys. 1). W wytypowanych 8<br />
o numerach od 7 do 15. Na osadnikach tych nadbudowano później stawy osadowe o numerach<br />
od 21 do 25 które razem z osadnikiem <strong>nr</strong> 20 były eksploatowane do 1990 r. [Boroń<br />
i in. 2000]. Próbki odpadów do badań pobrano w 7 punktach z obszaru osadników <strong>nr</strong> 21-<br />
25, są one najwyżej wypiętrzone i sięgają do ponad 27m npt. Dla porównania pobrano także<br />
próbki z punktu na obszarze niżej położonego stawu <strong>nr</strong> 20 (rys. 1). W wytypowanych 8<br />
punktach pobierano próbki odpadów z warstwy o grubości około 10-20 cm pod glebowym<br />
nadkładem rekultywacyjnym, tj. z warstwy około 30-50 cm poniżej poziomu terenu (głębokość<br />
a), i z około 100-110cm poniżej poziomu terenu (głębokość b).<br />
Na podstawie ubytku masy próbek w trakcie prażenia kolejno w temperaturach 105 o C,<br />
550 o C i 950 o C określono w nich zawartość wody oraz zawartość węglanu wapnia w suchej<br />
masie (s.m.) [Heiri i in. 2001].<br />
Zgodnie z PN-EN 12457-2 przygotowano także wyciągi wodne z próbek odpadów dla<br />
L/S=10 (proporcja wagowa wody do suchej masy odpadu).<br />
W uzyskanych eluatach określono pH i przewodnictwo elektrolityczne właściwe (PEW).<br />
Oznaczono w nich także stężenie fluorków, chlorków, azotanów, fosforanów i siarczanów<br />
metodą chromatografii jonowej przy użyciu chromatografu jonowego firmy DIONEX, model<br />
DX-100.<br />
435
Rafał Wójcik, Łukasz Zawadzki<br />
3. WYNIKI BADAŃ I ICH OMÓWIENIE<br />
Przeprowadzona analiza wyników badań odpadów z trzech punktów zlokalizowanych<br />
w obszarze osadnika 21 wykazała dużą ich zmienność. Przedziały ufności (na poziomie ufności<br />
90%) wybranych parametrów odpadów z głębokości a i b (tab. 1) wyraźnie się zazębiają.<br />
Może to powodować m.in. różnicowanie składu granulometrycznego odpadu w zależności<br />
od odległości od punktu jego zrzutu, spowodowane szybszą sedymentacją cząstek<br />
większych. Ponadto przed przykryciem glebą powierzchnie stawów były wyrównywane, co<br />
powodowało częściowe przemieszanie wierzchniej ich warstwy. Zdaje się to potwierdzać<br />
większa szerokość przedziału ufności zawartości CaCO 3<br />
, PEW, a także wymywalność siarczanów<br />
z odpadów z głębokości a tego stawu (tab. 1).<br />
Tabela 1. Średnia arytmetyczna i przedziały ufności wybranych parametrów wierzchniej warstwy<br />
odpadów z osadnika 21<br />
Table 1. Arithmetic mean and confidence level of selected parameters of the waste top layer<br />
from settler 21<br />
Odpad Wyciąg wodny z odpadu L/S = 10<br />
Wyszczególnienie<br />
CaCO 3<br />
, %w. s.m. PEW, mS/cm A-Cl, mg/kg s.m. A-SO 4<br />
, mg/kg s.m.<br />
a b a b a b a b<br />
Średnia ar. 56,3 61,3 6,2 8,6 18,9 53,6 593 501<br />
L + 112 82,6 15,0 8,7 39,7 95,5 1550 647<br />
L - 0,7 40,1 -2,7 8,6 -1,9 11,7 -367 356<br />
Objaśnienia: L + , L - odpowiednio górna i dolna granica przedziału ufności parametru na poziomie<br />
ufności 90%, A - wymywalność, a – głębokość mniejsza, bezpośrednio pod warstwą rekultywacyjną, b –<br />
głębokość większa, poniżej głębokości a.<br />
Ze względu na stwierdzoną zmienność badanych parametrów w obrębie jednego<br />
z osadników oraz na brak dokładnej informacji na temat okresu zakończenia ich eksploatacji,<br />
czyli momentu rozpoczęcia „wypłukiwania” niżej omawianych anionów z odpadów,<br />
oznaczane parametry omawiano globalnie dla wszystkich badanych próbek – chyba że zaznaczono<br />
inaczej. Ponadto prezentowane dalej stwierdzone różnice wartości tych parametrów<br />
dla odpadów z głębokości a i b należy traktować jedynie półilościowo.<br />
Wierzchnia warstwa odpadów zgromadzonych w osadnikach II kompleksu jest bardzo<br />
silnie zawodniona. Zawartość wody w pobranych próbkach oznaczona na podstawie ubytku<br />
ich masy w temperaturze 105 o C wynosi od 32 do 71 %w. Stwierdzono ponadto, że generalnie<br />
odpady bezpośrednio pod warstwą rekultywacyjną (gł. a) zawierają mniej wody niż<br />
odpady z większej głębokości - b (tab. 2). Duża zmienność wartości tego parametru może<br />
wynikać m.in. z wspomnianego różnicowania się składu granulometrycznego odpadów. Należy<br />
ponadto pamiętać, że wyniki oznaczenia zawartości wody zastosowaną metodą może<br />
zawyżać obecność faz zawierających w składzie wodę, np. gipsu (dwuwodny siarczan wap-<br />
436
Wymywalność anionów z powierzchniowej warstwy składowisk odpadów...<br />
nia). W temperaturze 100 o C gips oddaje część wody i powstaje siarczan wapnia półwodny<br />
[Kolditz 1994]. Istotnej ilości gipsu w badanych próbkach nie potwierdzają jednak omawiane<br />
dalej wyniki wymywalności siarczanów.<br />
Straty prażenia w temperaturze 550°C wynoszą od około 2% do około 13 %w. s.m.<br />
(tab. 2). W tej temperaturze fazy zawierające wodę hydroksylową mogą ją tracić. Na przykład<br />
wodorotlenek wapnia w temp. 450°C rozkłada się na tlenek i wodę [Kolditz 1994]. Jest<br />
on jednym z produktów, które były otrzymywane i wykorzystywane w KZS, więc w pewnej<br />
ilości mógł przechodzić do odpadów. O obecności wodorotlenków wapnia w części próbek<br />
może świadczyć bardzo duża wartość pH wyciągów wodnych.<br />
Tabela 2. Wybrane parametry statystyczne oznaczonej zawartości wody, strat prażenia w temperaturze<br />
550°C i zawartości CaCO 3<br />
w odpadach z wierzchniej warstwy kompleksu II<br />
Table 2. Selected statistical parameters of water content, loss of ignition at 550°C and CaCO 3<br />
Wyszczególnienie<br />
amount in the top layer waste group II<br />
H 2<br />
O, %w. Δm-550°C, %w. s.m. CaCO 3<br />
, %w. s.m.<br />
a b a b a b<br />
Minimum 32,0 40,9 2,2 1,9 23,7 42,5<br />
Maksimum 59,6 71,2 13,2 10,1 93,5 93,1<br />
Mediana 45,0 54,5 4,5 5,3 85,1 70,0<br />
Średnia ar. 45,2 55,0 6,7 5,9 68,6 68,2<br />
L + 51,6 63,4 10,0 7,9 88,8 79,6<br />
L - 38,9 46,6 3,4 3,9 48,4 56,8<br />
Objaśnienia: L + , L - odpowiednio górna i dolna granica przedziału ufności parametru na poziomie ufności<br />
90%; a i b – jak w tabeli 1.<br />
Straty prażenia w temperaturze 950 o C wynoszą od około 10% do 41 %w. s.m. Głównym<br />
odpadowym składnikiem produkcji KZS był węglan wapnia. Rozkłada się on w temp.<br />
powyżej 900 o C na tlenek wapnia i dwutlenek węgla [Kolditz 1994]. Jego zawartość w badanym<br />
materiale wyliczona na podstawie strat prażenia zmienia się od około 24 do około 94%<br />
w. s.m., przy średniej wynoszącej dla obydwu głębokości bliskiej 68-69% w. s.m. (tab. 2).<br />
Stwierdzono, że zawartością węglanu wapnia silnie ujemnie koreluje się ze stratami prażenia<br />
w temperaturze 550°C (R 2 >95). Wynika to z wysokiej i zmieniającej się w szerokich granicach<br />
zawartości CaCO 3<br />
w badanych próbkach. Im więcej tego składnika, tym mniej składników<br />
pozostałych, m.in. aktywnych termicznie w zakresie temperatur 105-550°C.<br />
Odczyn wyciągów wodnych (L/S=10) uzyskanych z większości próbek odpadów jest<br />
silnie zasadowy (pH>12). Tylko w 4 próbkach (wszystkie pobrano z mniejszej głębokości,<br />
bezpośrednio pod nawiezioną glebą), odczyn ekstraktów był słabo zasadowy, pH wynosiło<br />
od 7,9 do 9. Bardzo wysokie pH wyciągów z części badanych odpadów potwierdza, jak wyżej<br />
wspomniano, że mogą one zawierać pewną ilość wodorotlenku wapnia.<br />
437
Rafał Wójcik, Łukasz Zawadzki<br />
Przewodność elektrolityczna właściwa (PEW) eluatów z odpadów zmienia się w szerokim<br />
zakresie, od 0,1 do ok. 9,4 mS/cm. Zaobserwowano, że PEW wyciągów wodnych<br />
z wspomnianych wyżej 4 próbek o słabo zasadowym odczynie jest mniejsza od 0,4 mS/cm<br />
i zmienia się proporcjonalnie do ilości jonów siarczanowych i chlorkowych, czyli dominujących<br />
anionów w roztworze. O wysokim przewodnictwie pozostałych wyciągów wodnych ,><br />
3,5 mS, decyduje głównie duża zawartość jonów wodorotlenowych (pH>12). W badaniach<br />
wskaźnikowych ekstraktów potwierdzono, że to Ca 2+ jest głównym jonem „bilansującym”<br />
w roztworze wysoką zawartość jonów OH - .<br />
Największą wymywalność wśród oznaczanych anionów stwierdzono w odniesieniu do<br />
siarczanów. Zmienia się ona w szerokim zakresie, od 8,5 do 1240 mg/kg s.m. (tab. 3). Próbki<br />
odpadów oprócz jednej (osadnik 21), pobrane z większej głębokości cechuje, większa<br />
wymywalność tego jonu (rys. 2, wymywalności A, dla osad. 21 uśrednione), o czym świadczy<br />
może także wyższa wartość średniej i mediany wszystkich badanych próbek (tab. 3).<br />
Stwierdzono także, że największa zawartość rozpuszczalnych w wodzie siarczanów cechuje<br />
odpady z osadników 20, 21 oraz 22 (rys. 2, A-SO 4<br />
osad. 21 uśr.).<br />
Określona zawartość w odpadach siarczanów rozpuszczalnych w wodzie może wskazywać<br />
na obecność pewnej ilości gipsu. Przy założeniu, że nie osiągnięto maksymalnej<br />
rozpuszczalności gipsu w trakcie wymywania przy L/S=10, jego zawartość maksymalna nie<br />
przekracza 2,2 g/kg s.m. wierzchniej warstwy odpadów.<br />
Tabela 3. Wybrane parametry statystyczne wymywalności anionów w mg/kg s.m. oznaczonej<br />
dla odpadów z wierzchniej warstwy kompleksu II składowisk<br />
Table 3. Selected statistical parameters of anions leachability in mg/kg d.s. fom the top layer of<br />
the waste group II<br />
Wyszczególnienie<br />
A-SO 4<br />
A-Cl A-NO 3<br />
A-F A-PO 4<br />
a b a b a b a b a i b<br />
minimum 8,5 43,1 4,7 8,1 < 3 < 3 < 1 < 1 –<br />
maksimum 1240 807 34,2 73,8 17,6 222 4,2 3,3 < 5<br />
mediana 165 452 8,1 41,4 4,4 3,3 1,0 1,2 –<br />
średnia ar. 353 419 14,7 41,4 – – – – –<br />
L + 651 582 22,8 58,8 – – – – –<br />
L - 54,8 257 6,7 24,0 – – – – v<br />
Objaśnienia: L + , L - odpowiednio górna i dolna granica przedziału ufności parametru na poziomie ufności<br />
90%, A - wymywalność; a i b – jak w tabeli 1.<br />
Wymywalność chlorków z badanych próbek odpadów zmienia się w zakresie od 4,7<br />
do 73,8 mg/kg s.m. (tab. 3). Dla wszystkich opróbowanych punktów II kompleksu składowisk<br />
z głębszej warstwy odpadów wymywana była większa ilość tego anionu. Należy<br />
jednak zaznaczyć, że stwierdzony wzrost wymywalności na głębokości b zmieniał<br />
438
Wymywalność chlorków z badanych próbek odpadów zmienia się w zakresie od 4,7<br />
do 73,8 mg/kg s.m. (tab. 3). Dla wszystkich opróbowanych punktów II kompleksu składowisk<br />
z głębszej warstwy<br />
Wymywalność<br />
odpadów<br />
anionów<br />
wymywana<br />
z powierzchniowej<br />
była większa<br />
warstwy<br />
ilość tego<br />
składowisk<br />
anionu.<br />
odpadów...<br />
Należy jednak<br />
zaznaczyć, że stwierdzony wzrost wymywalności na głębokości b zmieniał się w zależności<br />
się w zależności od punktu opróbowania i wynosił od 3 do 65 mg/kg s.m. (rys. 2, A-Cl;<br />
od punktu opróbowania i wynosił od 3 do 65 mg/kg s.m. (rys. 2, A-Cl; osad. 21 uśr.).<br />
osad. 21 uśr.).<br />
Rys. Rys. 2. Wymywalność 2. Wymywalność siarczanów siarczanów i chlorków i chlorków z wierzchniej z wierzchniej warstwy odpadów warstwy na odpadów stawach osadowych. na stawach osadowych<br />
and chlorides leachability from the waste top layer.<br />
Fig. 2. Sulphates<br />
Fig. 2. Sulphates and chlorides leachability from the waste top layer<br />
Wymywalność azotanów tylko dla jednej próbki osiągnęła wartość 222 mg/kg s.m.<br />
(gł. b, osadnik <strong>nr</strong> 20), a dla pozostałych, mieściła się w niewielkim zakresie - od < 3 (6 próbek)<br />
do 17,6 mg/kg s.m. Badania wykazały także, że wymywalność jonów fluorkowych mieści<br />
się w zakresie od < 1 (7 próbek) do 4,2 mg/kg s.m. Wydaje się nieco większa dla odpadów<br />
z głębokości b (5 badanych punktów). Stwierdzono także, że wymywalność fosforanów<br />
z badanych odpadów nie przekracza 5 mg/kg s.m. (tab. 3).<br />
Biorąc po uwagę dobrą rozpuszczalność soli chlorkowych zawartych w odpadzie, założono,<br />
że ich oznaczona wymywalność pochodzi z zawartości w roztworze porowym odpadu.<br />
Stężenie to obliczono uwzględniając zawartość wody w odpadach. Pomimo dużych różnic<br />
w zawartości wody stwierdzono, że stężenie tego jonu w roztworze porowym odpadów nie<br />
przekracza 50 mg/l i jest większe na głębokości b w każdym z badanych punktów (rys. 3, wyniki<br />
dla os. 21 uśred.). Przekłada się to na większość wartość średnią i medianę zawartości<br />
chlorków w roztworach porowych z głębokości b wszystkich przebadanych próbek (rys. 4).<br />
Pomimo opisywanego oddziaływania składowisk odpadów na otaczające środowisko<br />
odciekami o wysokiej zawartości chlorków, stężenie tego jonu w roztworze porowym<br />
wierzchniej warstwy odpadów jest niewielkie i mniejsze stwierdzane w wodzie rzeki Wilgi<br />
powyżej składowisk [Wójcik, Morawski 2009].<br />
Stwierdzono także mniejszą zmienność wyliczonego stężenia chlorków w roztworze<br />
porowym dla 3 punktów zlokalizowanych w obszarze osadnika 21. Przedziały ufności (na<br />
poziomie ufności 90%) dla średniej zawartości anionu w roztworze gruntowym z głębokości<br />
a (15,0-26,3 mg/l) i dla głębokości b (26,4-44,9 mg/l) nie zazębiają się. Może to wskazywać,<br />
że stężenie w roztworze gruntowym jest bardziej odpowiednim niż wymywalność parametrem<br />
do oceny zmian zawartości chlorków w obrębie składowanych odpadów.<br />
439
nie przekracza 50 mg/l jest większe na głębokości każdym badanych punktów (rys. 3,<br />
nie przekracza 50 mg/l i jest większe na głębokości b w każdym z badanych punktów (rys. 3,<br />
wyniki dla os. 21 uśred.). Przekłada się to na większość wartość średnią medianę zawartości<br />
wyniki dla os. 21 uśred.). Przekłada<br />
Rafał<br />
się<br />
Wójcik,<br />
to na większość<br />
Łukasz Zawadzki<br />
wartość średnią i medianę zawartości<br />
chlorków roztworach porowych głębokości wszystkich przebadanych próbek (rys. 4).<br />
chlorków w roztworach porowych z głębokości b wszystkich przebadanych próbek (rys. 4).<br />
Rys. 3. Stężenie Rys. 3. chlorków Stężenie w chlorków roztworze w roztworze porowym porowym odpadów odpadów na głębokości na głębokości a i b. a i b<br />
Rys. 3. Stężenie chlorków w roztworze porowym odpadów na głębokości a i b.<br />
Fig. 3. Chloride Fig. 3. concentration Chloride concentration in pore water in pore from water the waste from the layer waste a and layer b. a and b<br />
Fig. 3. Chloride concentration in pore water from the waste layer a and b.<br />
Rys. 4. Wybrane parametry statystyczne stężenia chlorków w roztworze porowym odpadów na głębokości a i b.<br />
Rys. 4. Wybrane Rys. 4. parametry Wybrane parametry statystyczne statystyczne stężenia chlorków stężenia chlorków w roztworze w roztworze porowym porowym odpadów odpadów na głębokości na a i b.<br />
Fig. 4. Selected statistical parameters of chloride concentration in pore water from the waste layer a and b.<br />
Fig. 4. Selected statistical głębokości parameters a i b of chloride concentration in pore water from the waste layer a and b.<br />
Fig. 4. Selected statistical parameters of chloride concentration in pore water from the waste<br />
Pomimo layer opisywanego a and b oddziaływania składowisk odpadów na otaczające środowisko<br />
Pomimo opisywanego oddziaływania składowisk odpadów na otaczające środowisko<br />
odciekami wysokiej zawartości chlorków, stężenie tego jonu roztworze porowym<br />
odciekami o wysokiej zawartości chlorków, stężenie tego jonu w roztworze porowym<br />
Biorąc pod uwagę wszystkie uzyskane wyniki należy stwierdzić, że poza wodorotlenkiem<br />
wapnia i pewną ilością siarczanu wapnia pozostałe łatwo rozpuszczalne sole zostały<br />
już praktycznie wypłukane z wierzchniej warstwy odpadów KZS.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Przeprowadzone badania odpadów wykazały dużą zmienność większości oznaczanych<br />
parametrów, zwłaszcza w warstwie bezpośrednio pod nadkładem glebowym.<br />
440
Wymywalność anionów z powierzchniowej warstwy składowisk odpadów...<br />
2. Generalnie odpady zalegające na większej głębokości są silniej zawodnione, bardziej<br />
zasadowe (pH > 12) i wymywa się z nich więcej siarczanów i chlorków.<br />
3. Wymywalność siarczanów wynosi od 8,5 do 1240 mg/kg s.m., chlorków od 4,7 do<br />
73,8 mg/kg s.m., azotanów, poza jedną próbką ~ 220, od mniej niż 3 do 17,6 mg/<br />
kg s.m., a fluorków i fosforanów nie przekracza 5 mg/kg s.m.<br />
4. Lepszym wskaźnikiem zmienności badanych odpadów niż wymywalność jest stężenie<br />
chlorków w roztworze porowym.<br />
Stwierdzono, że poza wodorotlenkiem wapnia i pewną ilością siarczanu wapnia pozostałe<br />
łatwo rozpuszczalne sole zostały już praktycznie wypłukane z wierzchniej warstwy odpadów<br />
Krakowskich Zakładów Sodowych.<br />
Badania wsparła finansowo Akademia Górniczo-Hutnicza (umowa <strong>nr</strong> 11.11.140.447).<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Boroń K., Ryczek M. 1992. Specyfika erozji na osadnikach odpadów posodowych Krakowskich<br />
Zakładów Sodowych. Zesz. Nauk. AR, <strong>nr</strong> 273. Sesja Naukowa, z. 35. Akademia<br />
Rolnicza, Kraków.<br />
Boroń K., Ryczek M. 1996. Charakterystyka niektórych właściwości fizykowodnych i fizykochemicznych<br />
odpadów na osadnikach posodowych byłych Krakowskich Zakładów<br />
Sodowych „Solvay” i ziemi użytej do ich rekultywacji. W: III Konferencja Naukowo-Techniczna.<br />
Zagospodarowanie Odpadów z Rejonu Krakowa, Osieczany.<br />
Boroń K., Zając E., Klatka S. 2000. Rekultywacja terenu składowania odpadów KZS<br />
„Solvay” w Krakowie. Inżynieria Ekologiczna <strong>nr</strong> 1 – <strong>Ochrona</strong> i Rekultywacja Gruntów,<br />
Baranów Sandomierski: 58-64.<br />
Heiri O., Lotter A.F., Lemcke G. 2001. Loss on ignition as a method for estimating organic<br />
and carbonate content in sediments: reproducibility and comparability of results.<br />
Journal of Paleolimnology <strong>nr</strong> 25: 101–110.<br />
Jarosiński A., Kowalski Z. 1996. Odpady chemicznego przemysłu nieorganicznego;<br />
stan i możliwości ich zagopodarowania. W: III Konferencja Naukowo-Techniczna. Zagospodarowanie<br />
Odpadów z Rejonu Krakowa, Osieczany.<br />
Kolditz L. 1994. Chemia ciała stałego. W: Kolditz L. (red.). Chemia nieorganiczna. Wyd.<br />
Nauk. PWN, Warszawa.<br />
Małecki Z. (red.) 1997. Restrukturyzacja – likwidacja – zagospodarowanie KZS „Solvay”.<br />
Problemy sozologiczne aglomeracji miejsko-przemysłowych. Biuletyn Komitetu Inżynierii<br />
Środowiska PAN <strong>nr</strong> 1/1997.<br />
Nagawiecka H., Klimek M. 1990. Możliwości rolniczej utylizacji odpadów z osadników<br />
posodowych Krakowskich Zakładów Sodowych. Zesz. Nauk. AGH, <strong>nr</strong> 1186 - Geodezja,<br />
z. 100. AGH Kraków.<br />
441
Rafał Wójcik, Łukasz Zawadzki<br />
Sroczyński W. 2008. Geologiczne uwarunkowania rewitalizacji i zagospodarowania<br />
tzw. „białych mórz” na terenach po byłych Krakowskich Zakładach Sodowych „Solvay”.<br />
Zesz. Nauk. AGH - Geologia, t. 34, z. 4: 701–709.<br />
Sroczyński W., Skrzypczak R., Syposz-Łuczak B., Wota A. 2009. Krakowskie<br />
„Białe Morza” – wybrane problemy zagospodarowania i rewitalizacji. Zeszyty Naukowe<br />
<strong>Instytut</strong>u Gospodarki Surowcami Mineralnymi i Energią PAN <strong>nr</strong> 76, Kraków: 31-43.<br />
Ślęzak A. 1993. Wpływ składowiska odpadów Krakowskich Zakładów Sodowych na wody<br />
[W]: Przewodnik III Konferencji Sozologicznej PTG. Sozologia na obszarze antropopresji<br />
– przykład Krakowa. AGH, Kraków.<br />
Wójcik R., Morawski Ł. 2009. Zawartość anionów w wodzie rzeki Wilgi na obszarze<br />
składowisk odpadów Krakowskich Zakładów Sodowych. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> 41: <strong>49</strong>7-504. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />
Zając E. 2009. Analiza właściwości fizycznych i chemicznych warstwy izolacyjnej na zrekultywowanych<br />
osadnikach posodowych byłych Krakowskich Zakładów Sodowych Solvay.<br />
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> 38. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska,<br />
Warszawa.<br />
Zając E., Klatka S., Ryczek M. 2007. Wpływ nadkładu glebowego na zmiany odczynu<br />
i przewodnictwa elektrolitycznego odpadów posodowych w warunkach doświadczenia<br />
modelowego. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, z. 520: 213-219.<br />
442
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Jolanta Kozłowska-Strawska*, Aleksandra Badora*<br />
ORGANIZMY GENETYCZNIE MODYFIKOWANE – WYKORZYSTANIE<br />
WE WSPÓŁCZESNYM ROLNICTWIE<br />
GENETICALLY MODIFIED ORGANISMS – USE THEM IN THE MODERN<br />
AGRICULTURE<br />
Słowa kluczowe: organizmy genetycznie modyfikowane, genetyczne modyfikacje, zastosowanie<br />
GMO, zielona biotechnologia, współczesne rolnictwo.<br />
Key words: genetically modified organisms, genetic modifications, the use of GMOs, green<br />
biotechnology, modern agriculture.<br />
In these times of crop production, both in Europe and the world is focused on improving<br />
the characteristics of commercial plants using genetic methods. Genetic modification of already<br />
have a fairly long tradition dating back to the beginning of last century. Until recently,<br />
this can be achieved classical methods of selection of varieties with the use of their natural<br />
or in addition to increased volatility interspecies caused by natural or induced mutation.<br />
Currently, the development of green biotechnology, otherwise called agrobiotechnology allows<br />
the isolation and multiplication, in principle, any gene from any organism. The aim is to<br />
increase resistance to disease, damage during harvest, and other adverse environmental<br />
conditions. Searches are also methods for improving plant characteristics, designed to improve<br />
the intensity of photosynthesis and control of water and nutrients, affecting the yield.<br />
Transgenic plants, found their use in agriculture, pharmacy and food industry. They also<br />
play an important role in the prevention of food deficits in the world. Growing these plants<br />
is also economically viable. May in fact be reduced expenditures in the production plant,<br />
due to the increased intensity of cropping and reduction of the amount of costly treatments<br />
agrochemicals. On the other hand it should be noted that there are also voices suggesting<br />
that varieties of genetically modified plants may be genetically unstable. They can also help<br />
* Dr Jolanta Kozłowska-Strawska, prof. dr hab. Aleksandra Badora – Katedra Chemii Rolnej<br />
i Środowiskowej, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin;<br />
tel.: 81 445 60 18; 445 65 77; e-mail: jolanta.kozlowska@up.lublin.pl, aleksandra.badora@<br />
up.lublin.pl<br />
443
Jolanta Kozłowska-Strawska, Aleksandra Badora<br />
to reduce the vulnerability of weeds growing in the immediate vicinity of the chemical plant<br />
protection products<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Zielona biotechnologia, zwana inaczej agrobiotechnologią, wykorzystuje techniki, które<br />
opierają się na biotechnologii molekularnej. Najpowszechniejszą formą ich zastosowania<br />
jest uprawa odmian genetycznie modyfikowanych [Anioł i in. 2008].<br />
Wyróżniamy trzy rodzaje genetycznych modyfikacji:<br />
1) zmiana aktywności genów występujących w danym organizmie;<br />
2) wprowadzenie do organizmu dodatkowego, jego własnego genu, w celu zwielokrotnienia<br />
pożądanej cechy;<br />
3) wprowadzenie genu pochodzącego z organizmu innego gatunku (organizmy transgeniczne)<br />
[Wolski 2005].<br />
W metodach inżynierii genetycznej są stosowane sposoby bezpośredniego wprowadzania<br />
otrzymanego DNA za pomocą elektroporacji, wstrzeliwania mikrokulek z wolframu<br />
lub złota okrytych DNA „strzelbą genetyczną”, mikroiniekcji lub metodami chemicznymi i innymi.<br />
Stosowana jest również metoda pośrednia, wykorzystująca nośnik plazmidu otrzymanego<br />
z bakterii Rhizobium [Roszkowski 2007].<br />
Genetyczne modyfikacje roślin mają przede wszystkim na celu doskonalenie ich cech<br />
użytkowych, przez zwiększenie plonowania, wzrost odporności na niekorzystne warunki<br />
środowiskowe, odporność na choroby i szkodniki, poprawę wartości odżywczej uzyskiwanych<br />
surowców roślinnych, przyspieszenie normalnej hodowli, opracowanie nowych korzystnych<br />
ekonomicznie metod diagnozowania chorób oraz ulepszenie właściwości roślin,<br />
zgodnie z potrzebami konsumentów i producentów [Twardowski 2007].<br />
Wprawdzie transgeniczne odmiany roślin należą do najskrupulatniej badanych odmian<br />
w całej historii hodowli roślin, niemniej jednak pojawiają się obawy co do ich wpływu na<br />
agroekosystemy oraz zdrowie konsumentów. Przede wszystkim podkreśla się, że są to<br />
gatunki niestabilne genetycznie, mogące przyczynić się do uodpornienia chwastów rosnących<br />
w ich bezpośrednim sąsiedztwie na chemiczne środki ochrony roślin [Kosicka-Gębska<br />
i Gębski 2009, Roszkowski 2007]. Dlatego celem niniejszej pracy jest próba przedstawienia,<br />
na podstawie danych z literatury, różnych informacji na temat wykorzystania organizmów<br />
genetycznie modyfikowanych we współczesnym rolnictwie z ujęciem aspektów przemawiających<br />
za i przeciw tego typu uprawom.<br />
2. ORGANIZMY GENETYCZNIE MODYFIKOWANE I BIOTECHNOLOGIA<br />
W ciągu setek lat człowiek starał się dostosowywać organizmy, które użytkował do własnych<br />
potrzeb tak, aby jak najlepiej spełniały swoją rolę. Dokonywano wyboru, a następnie<br />
444
Organizmy genetycznie modyfikowane – wykorzystanie we współczesnym rolnictwie<br />
krzyżowano ze sobą różne organizmy, których cechy uważano za korzystne. Niekiedy procesy<br />
te zachodziły samoistnie i powstawały nowe organizmy o zmienionym materiale genetycznym<br />
[Anioł i in. 2008].<br />
Dużą rolę odegrały tu badania Johanna Mendela, który w połowie XIX wieku odkrył mechanizm<br />
przekazywania informacji genetycznej. Późniejsze lata przyniosły również wiele<br />
cennych informacji dotyczących budowy DNA, który jest nośnikiem informacji genetycznej.<br />
Rozszyfrowano kod genetyczny oraz opracowano metody posługiwania się genami. Dzięki<br />
tym odkryciom, już pod koniec XX wieku możliwe było „tworzenie” organizmów z pożądanymi<br />
cechami, a uzyskane w ten sposób organizmy nazwano transgenicznymi lub genetycznie<br />
modyfikowanymi (GMO) [Anioł i in. 2008].<br />
Organizmy genetycznie modyfikowane są to zatem jednostki biologiczne zdolne do<br />
przenoszenia materiału genetycznego oraz do replikacji. Zmiana w obrębie ich materiału genetycznego<br />
nastąpiła w sposób, który naturalnie w środowisku nie zachodzi [Bieniek 2007].<br />
Genetyczne modyfikacje organizmów stały się możliwe dzięki rozwojowi biotechnologii.<br />
Obecnie jest to jedna z najlepiej rozwijających się dziedzin nauki, której efekty są wykorzystywane<br />
w wielu sektorach gospodarki, zwłaszcza w rolnictwie oraz produkcji żywności<br />
[Anioł i in. 2008; Bieniek 2007; Kosicka-Gębska i Gębski 2009].<br />
Współczesna biotechnologia czerpie informacje z osiągnięć inżynierii genetycznej. Inżynieria<br />
genetyczna, czyli technika GM, polega na przeniesieniu części DNA (genów lub<br />
plazmidów, będących nośnikami informacji genetycznej), której nie ma w warunkach naturalnych,<br />
a która jest wytworzona poza biorcą, do jego organizmu tak, aby mogła się samopowielać<br />
[Roszkowski 2007].<br />
3. TECHNIKI GENETYCZNYCH MODYFIKACJI<br />
Wprowadzenie odcinka DNA może się odbywać różnymi sposobami, takimi jak:<br />
1) technika rekombinacji DNA z użyciem wektorów, w tym tworzenie materiału genetycznego<br />
przez włączanie do wirusa, plazmidu lub każdego innego wektora, cząstek DNA<br />
wytworzonych poza organizmem i włączanie ich do organizmu biorcy, w którym w warunkach<br />
naturalnych nie występują, ale w którym są zdolne do ciągłego powielania;<br />
2) technika stosująca bezpośrednie włączanie materiału dziedzicznego, przygotowanego<br />
poza organizmem, zwłaszcza mikroiniekcja oraz mikroiniekcja i mikrokapsułkowanie;<br />
3) wykorzystanie metod niewystępujących w przyrodzie w celu połączenia materiału genetycznego<br />
co najmniej dwóch różnych komórek, gdzie w wyniku zastosowanej procedury<br />
powstaje nowa komórka, zdolna do przekazywania swego materiału genetycznego,<br />
odmiennego od materiału wyjściowego, komórkom potomnym.<br />
Wybrany gen może być również dostarczony za pośrednictwem Agrobacterium – mikroorganizmu<br />
infekującego rośliny albo przez związanie go do mikroskopijnych kuleczek<br />
złota lub wolframu i ostrzeliwanie nimi tkanek roślinnych [Wolski 2005].<br />
445
Jolanta Kozłowska-Strawska, Aleksandra Badora<br />
4. TYPY GENETCZNYCH MODYFIKACJI<br />
Celem wprowadzenia do organizmu roślinnego nowego lub zmienionego genu jest uzyskanie<br />
odpowiednich, poszukiwanych cech, w związku z tym wyróżniamy wymienione niżej<br />
typy genetycznych modyfikacji (tab. 1).<br />
Odporność na herbicydy. Jest to jedna z najbardziej powszechnych modyfikacji.<br />
Dzięki wprowadzeniu do rośliny cech odporności na działanie herbicydu umożliwia kontrolę<br />
chwastów na polu uprawnym. Zmodyfikowane rośliny mają geny odpowiedzialne za produkcję<br />
enzymów, które rozkładają herbicydy, dzięki czemu zyskują odporność na nie. Stosowanie<br />
chemicznych środków ochrony roślin na takich plantacjach ma wiele zalet:<br />
1) zmniejsza liczbę zabiegów,<br />
2) umożliwia wykonywanie zabiegów w różnych terminach,<br />
3) zmniejsza zużycie substancji aktywnej na jednostkę powierzchni,<br />
4) zmniejsza koszty produkcji, ze względu na zmniejszone dawki herbicydów oraz<br />
oszczędność paliwa i siły roboczej.<br />
Przykładem modyfikacji dającej odporność na herbicydy jest modyfikacja typu Roundup.<br />
Może ona być uzyskana albo przez wprowadzenie do rośliny genu kodującego<br />
syntezę EPSPS niewrażliwą na herbicyd, albo przez wprowadzenie genu odpowiedzialnego<br />
za powstanie enzymu GOX (oksydoreduktazy glifosatu), który rozkłada RoundUp<br />
(glifosat).<br />
Odporność na owady (szkodniki). Naturalnym biopestycydem, który był stosowany<br />
od lat trzydziestych ubiegłego wieku są bakterie Bacillus thuringiensis, występujące w glebie.<br />
Bakterie te produkują szkodliwe dla określonych owadów toksyny (białka Cry), które są<br />
wykorzystywane do zwalczania szkodliwych agrofagów. Umożliwia to rezygnację z niektórych<br />
zabiegów chemicznych. Postęp w dziedzinie biotechnologii umożliwia obecnie przenoszenie<br />
genu Cry z bakterii do roślin, dzięki czemu stają się one toksyczne dla wybranych<br />
szkodników, a pozostają obojętne dla ludzi, zwierząt i innych owadów.<br />
Odporność na choroby. Choroby roślin mogą być wywołane przez grzyby, wirusy<br />
i bakterie. Stanowią one duże zagrożenie nie tylko dla plonów roślin uprawnych, ale<br />
również dla zdrowia człowieka. Grzyby z rodzaju Fusarium, porażające zboża, produkują<br />
szkodliwe mykotoksyny, które są przyczyną wielu chorób. Substancje te są uznawane<br />
także za związki rakotwórcze, ponieważ hamują syntezę DNA oraz powodują zmiany<br />
w metabolizmie RNA. Genetycznie modyfikowane rośliny, odporne na choroby grzybowe,<br />
zostały zmienione przez wprowadzenie genów kodujących enzymy (glukonazy, chitynazy)<br />
rozkładające ścianę komórkową szkodliwych patogenów. W podobny sposób uzyskano<br />
również odporność roślin na bakterie. Odporność na wirusy jest natomiast uzyskiwana<br />
przez wprowadzenie do rośliny genów pochodzących z wirusów, na przykład genów<br />
białek płaszcza wirusa. Białka te indukują w roślinach ich odporność, a jednocześnie nie<br />
wywołują chorób.<br />
446
Organizmy genetycznie modyfikowane – wykorzystanie we współczesnym rolnictwie<br />
Tabela 1. Przykłady modyfikacji genetycznych stosowanych u roślin oraz w produkcji żywności<br />
GMO [Duliński 2007]<br />
Table 1. Examples of genetic modification of plants and the use of GMOs in food production<br />
[Duliński 2007]<br />
Opis modyfikacji<br />
Wprowadzenie genu podwyższającego<br />
próg tolerancji na środki<br />
chwastobójcze<br />
Wprowadzenie genu Cry kodującego<br />
bakteryjną endotoksynę<br />
Wprowadzenie genów kodujących<br />
enzymy odpowiedzialne za wczesne<br />
etapy biosyntezy β-karotenu<br />
Ograniczenie biosyntezy enzymu<br />
odpowiedzialnego za mięknięcie<br />
owoców<br />
Korzyści dla rolnika lub konsumenta<br />
zwiększona odporność na<br />
herbicydy<br />
ochrona przed szkodnikami<br />
wzrost zawartości prowitaminy A<br />
wydłużenie okresu przechowywania<br />
i przydatności do spożycia<br />
Przykłady roślin uprawnych<br />
i produktów żywnościowych<br />
soja Roundup Ready<br />
ziemniaki New Life<br />
kukurydza Bt 176, Bt 11<br />
„złoty ryż”<br />
pomidory Flavr Savr<br />
Poprawa cech jakościowych oraz użytkowych roślin. Dzięki genetycznym modyfikacjom<br />
istnieje obecnie możliwość zmian cech jakościowych roślin uprawnych. Jest to<br />
możliwe dzięki wprowadzeniu do rośliny nowych genów, ale także przez modyfikowanie genów<br />
znajdujących się w danej roślinie. Przykładem takiej modyfikacji może być zablokowanie<br />
naturalnie występującego w kawie genu odpowiedzialnego za syntezę kofeiny, zmiana<br />
składu kwasów tłuszczowych występujących w soi, czy też zwiększenie zawartości kwasu<br />
oleinowego w rzepaku. Modyfikacjom genetycznym tego typu podlegają również rośliny<br />
ozdobne [Wolski 2005].<br />
5. AREAŁ UPRAWY ROŚLIN GENETYCZNIE MODYFIKOWANYCH<br />
Towarową uprawę roślin genetycznie modyfikowanych rozpoczęto w Chinach w 1992 r.<br />
Obecnie pod uprawę tych roślin jest przeznaczony obszar dwukrotnie większy niż powierzchnia<br />
Wielkiej Brytanii. Według danych Światowej Organizacji Zdrowia uprawy roślin transgenicznych<br />
w 2007 r. zajmowały 67 mln ha (soja – 41%, rzepak – 19%, bawełna – 18%, kukurydza<br />
– 14%). W stosunku do roku 2001, obszar ten zwiększył się o 24 mln ha, w tym<br />
powierzchnia uprawy soi wzrosła o 5%, rzepaku – 8%, bawełny – 2%, zaś kukurydzy – 7%<br />
[Józefczuk i in. 2007].<br />
W roku 2006 ogólna powierzchnia upraw roślin GM wynosiła 102 mln ha, natomiast liczba<br />
rolników uprawiających odmiany genetycznie modyfikowane – 10,3 mln (90% stanowili<br />
drobni rolnicy w krajach rozwijających się). W latach 1996–2004, czyli w ciągu 10 lat, łączny<br />
areał tego typu upraw wzrósł o 13%, czyli o 12 mln ha [Clive 2007].<br />
Pierwsze komercyjne plantacje roślin transgenicznych pojawiły się w 1996 r. w USA<br />
i zajmowały obszar 1,7 mln ha. W roku 2007 areał tych upraw na świecie wzrósł do 114 mln<br />
447
Jolanta Kozłowska-Strawska, Aleksandra Badora<br />
ha. Obecnie rośliny transgeniczne są uprawiane w 22 krajach. Głównym producentem tych<br />
roślin w Unii Europejskiej jest Hiszpania (68% areału). Wśród innych krajów na czołowe<br />
miejsce wysuwają się: Francja, Czechy, Niemcy, Rumunia, Portugalia oraz Słowacja [Lubiatowska-Krysiak<br />
i Twardowski 2008].<br />
Największą produkcją roślin transgenicznych odznaczają się Stany Zjednoczone, Chiny,<br />
Brazylia, Indie, Argentyna oraz Kanada [Clive 2007, Maciejczak 2008].<br />
Największy obszar wśród upraw roślin genetycznie modyfikowanych zajmują rośliny<br />
z wprowadzoną cechą tolerancji na herbicydy (63,7 mln ha w 2005 r.). W mniejszym stopniu<br />
uprawia się rośliny z wprowadzoną odpornością na owady. Rośliny u których wprowadzono<br />
obydwie te cechy stanowiły w 2005 r. 12,5% areału upraw genetycznie zmodyfikowanych<br />
[Anioł i in. 2008].<br />
Wzrost liczby ludności świata oraz przeciętnych dochodów sprawia, że zapotrzebowanie<br />
na żywność zwiększy się w ciągu najbliższych 25 lat o około 50%. W związku z tym<br />
przewiduje się, że zwiększy się również wykorzystanie genetycznie modyfikowanych organizmów.<br />
Postęp w biotechnologii związany z żywnością pochodzącą z genetycznie modyfikowanych<br />
organizmów ma umożliwić uzyskanie większej ilości żywności z mniejszego<br />
areału upraw, przy mniejszym zużyciu wody i zmniejszeniu zagrożeń dla środowiska [Clive<br />
2007; Józefczuk i in. 2007].<br />
6. ROŚLINY GENETYCZNIE MODYFIKOWANE WPROWADZONE DO OBROTU<br />
Pierwszymi roślinami modyfikowanymi, jakie zostały wprowadzone do obrotu, były rośliny<br />
z wszczepionym owadobójczym genem kodującym, pozyskanym z bakterii Bacillus<br />
thuringiensis (Bt). Do obrotu w latach 1995–1996 dopuszczono następujące rośliny z genem<br />
Bt: kukurydza, bawełna i ziemniak. Według danych z 1999 r., światowa uprawa tego<br />
typu kukurydzy stanowiła 24%, bawełny natomiast 5% [Dobrowolska 2002].<br />
Genetyczne modyfikacje dotyczą również innych gatunków roślin uprawnych. Znane<br />
już są truskawki genetycznie modyfikowane w celu zwiększenia ich odporności na mróz,<br />
wzrostu słodkości owoców oraz opóźnienia dojrzewania. Transgeniczne jabłka są z kolei<br />
bardziej odporne na porażające je insekty, banany cechują się wolniejszym procesem dojrzewania<br />
i odpornością na mikroorganizmy, a efektem pracy inżynierów molekularnych są<br />
popularne bezpestkowe odmiany winogron. Zwiększona kruchość selera, zwolnienie tempa<br />
dojrzewania brokułów oraz podwyższona zawartość cukrów w cykorii mogą również<br />
służyć za przykłady cech roślin, które zostały zmienione technikami genetycznych modyfikacji.<br />
Cechę odporności na wirusy i grzyby uzyskano u transgenicznych dyń, natomiast<br />
w soi zmniejszono zawartość kwasu palmitynowego oraz uzyskano tolerancję na herbicydy.<br />
Liczne badania nad pomidorami doprowadziły natomiast do uzyskania transgenicznych odmian<br />
o zwiększonej zawartości suchej masy, lepszym smaku, silniejszej barwie i wydłużonym<br />
okresie dojrzewania. Pozyskane w ten sposób pomidory cechują się również cieńszą<br />
448
Organizmy genetycznie modyfikowane – wykorzystanie we współczesnym rolnictwie<br />
skórką oraz większą odpornością na infekcje wirusowe oraz inne zakażenia. Olej z transgenicznego<br />
rzepaku charakteryzuje się zmniejszoną zawartością nienasyconych kwasów<br />
tłuszczowych oraz większą zawartością kwasu laurylowego. Genetyczne modyfikacje ziemniaka<br />
dają mu z kolei odporność na szkodniki (stonka ziemniaczana) i wirusy oraz na pouderzeniowe<br />
ciemnienie, zmniejszają zawartość glikoalkaloidów oraz cukrów redukujących,<br />
zwiększają zawartość skrobi w bulwach oraz zmieniają wiele innych cech. Zmodyfikowana<br />
genetycznie pszenica zawiera większą ilość glutenu oraz jest odporna na herbicydy. W nasionach<br />
zmodyfikowanego słonecznika została z kolei zmniejszona zawartość nienasyconych<br />
kwasów tłuszczowych. Kawa jest modyfikowana w celu uzyskania lepszego aromatu<br />
oraz zmniejszenia ilości kofeiny [Pietrzyk i Błoniarczyk 2007].<br />
Listę roślin transgenicznych, które mogą znaleźć się na terenie Unii Europejskiej reguluje<br />
dyrektywa 2001/18/EC (tab. 2) [Płaza 2004].<br />
Tabela 2. Lista gatunków zmodyfikowanych genetycznie, przyjętych do obrotu przez Unię Europejską<br />
[Płaza 2004]<br />
Table 2. List of genetically modified species, admitted to trading by the European Union [Płaza<br />
2004]<br />
Produkt Firma Wykorzystanie<br />
Nasiona rzepaku odporne na herbicyd GT 73:<br />
--<br />
przyjęte przez Holandię (C/NL/98/11) zgodnie z dyrektywą<br />
90/220/EC<br />
--<br />
przyjęte przez Komisję Europejską zgodnie z dyrektywą<br />
2001/18/EC:16/1/03.<br />
Kukurydza odporna na herbicyd „Roundup” NK 603:<br />
--<br />
przyjęta przez Hiszpanię (C/ES/00/01)<br />
--<br />
przyjęta przez Komisję Europejską zgodnie z dyrektywą<br />
2001/18:17/01/03.<br />
Burak cukrowy odporny na herbicyd „Roundup”:<br />
--<br />
przyjęty przez Belgię (C/BE/99/01)<br />
--<br />
przyjęty przez Komisję Europejską zgodnie z dyrektywą<br />
2001/18/EC:5/02/03.<br />
Nasiona rzepaku (FAL CON GS 40/90/pH oe 6/Ac):<br />
--<br />
przyjęte przez Komisję Europejską zgodnie z dyrektywą<br />
2001/1/18/EC:7/02/03.<br />
Kukurydza MON 863 x MON 810 z Niemiec C/<br />
DE/02/9(6788-01-09):<br />
--<br />
przyjęta przez Komisję Europejską zgodnie z dyrektywą<br />
2001/18/EC:7/02/03.<br />
Monsanto<br />
Monsanto<br />
Monsanto<br />
Syngenta<br />
Bayer<br />
Crops Science<br />
Monsanto<br />
import, w produkcji pasz<br />
i przemysłowym przetwarzaniu,<br />
nie do uprawy<br />
import, przemysłowe przetwarzanie<br />
uprawa, procesy technologiczne<br />
cukru i pokrewnych<br />
produktów<br />
import, uprawa<br />
import ziarna i jego produktów<br />
4<strong>49</strong>
Jolanta Kozłowska-Strawska, Aleksandra Badora<br />
7. GŁOSY ZA I PRZECIW UPRAWIE ROŚLIN TRANSGENICZNYCH<br />
Wprowadzenie roślin transgenicznych do upraw budzi wiele kontrowersji. Obawy dotyczą<br />
przede wszystkim:<br />
1) bezpieczeństwa zdrowotnego żywności GMO;<br />
2) zagrożenia bezpieczeństwa upraw naturalnych i nisz ekologicznych;<br />
3) procesu hybrydyzacji, eliminującego naturalne odmiany roślin oraz naruszającego prawa<br />
rolników;<br />
4) powstawania nowych odmian chwastów, tolerujących dany herbicyd;<br />
5) wyniszczania pożytecznych owadów z nisz ekologicznych;<br />
6) wymogów stosowania stref ochronnych, których zasięgu nie można dokładnie oszacować<br />
[Makarewicz-Wujec i Kozłowska-Wojciechowska 2000].<br />
Z drugiej strony zwolennicy inżynierii genetycznej opowiadają się za stosowaniem jej<br />
w odniesieniu do roślin konsumpcyjnych, w medycynie, diagnostyce, technologiach środowiskowych<br />
oraz do produkcji chemikaliów organicznych. Jako korzyści podają:<br />
1) możliwość przyspieszenia konwencjonalnej hodowli;<br />
2) szybsze i efektywniejsze tworzenie odmian, które są odporne na szkodniki i choroby,<br />
a w konsekwencji zmniejszają zużycie chemicznych środków ochrony roślin;<br />
3) poprawę właściwości roślin, zgodnie z potrzebami konsumentów [Twardowski 2007].<br />
8. PODSUMOWANIE<br />
Pomimo podkreślanych w wielu opracowaniach korzyści jakie niesie uprawa roślin genetycznie<br />
modyfikowanych, opinia społeczna skupia się również na negatywnych skutkach<br />
tych przedsięwzięć. Duże obawy budzą zwłaszcza możliwe skutki zdrowotne spożywania<br />
tego typu żywności. Konsumenci chcą wiedzieć, czy spożywana przez nich żywność jest<br />
bezpieczna i czy nie zachwieje równowagi pokarmowej. Dlatego istotną kwestią jest współistnienie<br />
produktów GMO i produktów naturalnych. Obie te, krańcowo różne, dziedziny rolnictwa<br />
odgrywają znaczącą rolę na rynkach światowych. Niemniej jednak, aby mogły one<br />
koegzystować, muszą być spełnione różne aspekty prawne, ekonomiczne, społeczne i inne<br />
[Maciejczak 2006; Sieradzki i Kwiatek 2006].<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ANIOŁ A., BIELECKI S., TWARDOWSKI T. 2008. Genetycznie zmodyfikowane organizmy<br />
– szanse i zagrożenia dla Polski. Nauka 1: 63–84.<br />
BIENIEK J. 2007. Organizmy zmodyfikowane genetycznie (GMO). Zasoby przyrodnicze<br />
szansą zrównoważonego rozwoju. W: Materiały szkoleniowe dla pracowników<br />
administracji samorządowej z województw: dolnośląskiego, opolskiego, śląskiego,<br />
450
Organizmy genetycznie modyfikowane – wykorzystanie we współczesnym rolnictwie<br />
świętokrzyskiego, małopolskiego, podkarpackiego. Ministerstwo Środowiska, Kraków:<br />
79–95.<br />
CLIVE J. 2007. Światowa produkcja GM w roku 2006. Kosmos – problemy nauk biologicznych<br />
56(3–4): 247–253.<br />
DOBROWOSKA A. 2002. Odmiany roślin transgenicznych Bt a pestycydy – aspekty środowiskowe<br />
i zdrowotne. Kosmos – problemy nauk biologicznych 51(1): 99–104.<br />
DULIŃSKI R. 2007. Metody identyfikacji genetycznie zmodyfikowanych organizmów<br />
w żywności. Żywność. Nauka. Technologia. Jakość 4(53): 5–16.<br />
JÓZEFCZUK J., STRUK-JÓZEFCZUK E., MAGDA K., RADZIKOWSKI A. 2007. Żywność<br />
modyfikowana genetycznie – obawy i nadzieje. Pediatria Współczesna. Gastroenterologia,<br />
Hepatologia i Żywienie Dziecka 9(1): 63–64.<br />
KOSICKA-GĘBSKA M., GĘBSKI J. 2009. Problemy rolnictwa światowego. Zesz. Nauk.<br />
SGGW w Warszawie 9: 65–74.<br />
LUBIATOWSKA-KRYSIAK E., TWARDOWSKI T. 2008. Stosunek producentów rolnych do<br />
roślin GM. Biotechnologia 2(81): 131–141.<br />
MACIEJCZAK M. 2006. Ekonomiczne i rynkowe aspekty współistnienia produktów modyfikowanych<br />
genetycznie i niezmienionych w łańcuchu dystrybucji żywności i pasz. Zagadnienia<br />
Ekonomiki Rolnej 3: 16–28.<br />
MACIEJCZAK M. 2008. Koszty współistnienia produktów modyfikowanych genetycznie<br />
i niezmienionych w łańcuchu dystrybucji pasz treściwych zawierających soję. Rocz.<br />
Nauk. Rol. 94(2): 1–9.<br />
MAKAREWICZ-WUJEC M., KOZŁOWSKA-WOJCIECHOWSKA M. 2000. Soja i produkty<br />
sojowe. Żyjmy Dłużej 5: 4.<br />
PIETRZYK S., BŁONIARCZYK K. 2007. Żywność genetycznie modyfikowana. Biotechnologia<br />
9: 34–38.<br />
PŁAZA G. 2004. Organizmy genetycznie zmodyfikowane a prawo Unii Europejskiej. Biuletyn<br />
Ekologiczny 7(8): 3–6.<br />
ROSZKOWSKI A. 2007. Technika rolnicza a GMO (Biotechnologie – Bioinżynieria – Rośliny<br />
transgeniczne). Inżynieria Rolnicza 8(96): 219–224.<br />
SIERADZKI Z., KWIATEK K. 2005. Wykrywanie i oznaczanie GMO w środkach żywienia<br />
zwierząt w ramach urzędowej kontroli pasz. Pasze Przem. 7(8): 8–9.<br />
TWARDOWSKI T. 2007. Opinia publiczna a GMO. Biotechnologia 3(78): 45–65.<br />
WOLSKI Ł. 2005. Zagrożenia ze strony organizmów modyfikowanych genetycznie (GMO).<br />
W: Rolnictwo ekologiczne a produkt regionalny i lokalny. Materiały konferencyjne IV<br />
Międzynarodowej i Ogólnopolskiej Młodzieżowej Konferencji Naukowej „Europa –<br />
Ekologia – Młodzież – Edukacja”. Wrocław 17–18 marca 2005. Sekcja Rolnictwa Ekologicznego<br />
i Agroturystyki. „Siewca”: 112–137.<br />
451
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Piotr Michalik*, Katarzyna Modzelewska**<br />
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka<br />
w świadomości mieszkańców wsi i małych miast<br />
w powiecie płockim (mazowieckie)<br />
i grajewskim (podlaskie)<br />
The effect (impact) of GMO on the environment<br />
and human's health, based on the awareness<br />
of the small towns and villages inhabitants'<br />
in the Plock and Grajewo area<br />
Słowa kluczowe:GMO, zagrożenia, wpływ na bioróżnorodność.<br />
Key words: GMO, danger, the impact on biovariety.<br />
The main goal (reason) of this survey was to observe how the inhabitants of Plock and<br />
Grajewo areas perceive the GMO organisms. Furthermore, what, according to the participants,<br />
would be the advantages and disadvantages of introducing those organisms into the<br />
environment. The surveys took place in two areas: Plock - with 62 participants and Grajewo<br />
with 71 participants, in March, April and May 2011 respectively.<br />
The results were shown as graphs.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Organizmy genetycznie zmodyfikowane – GMO (ang. Genetically Modified Organism),<br />
określane też jako transgeniczne – to organizmy inne niż organizm człowieka, w których<br />
materiał genetyczny został zmieniony w sposób niezachodzący w warunkach naturalnych,<br />
wskutek krzyżowania lub naturalnej rekombinacji, otrzymywane z zastosowaniem biotechnologii<br />
(art. 3 ustawy z dnia 22 czerwca 2001 r. o organizmach genetycznie zmodyfikowanych).<br />
* Dr inż. Piotr Michalik – Mazowiecki Ośrodek Doradztwa Rolniczego w Warszawie,<br />
ul. Czereśniowa 98, 02-456 Warszawa; tel.: 694 198 768; e-mail: piotrm8@o2.pl<br />
** Inż. Katarzyna Modzelewska – Wszechnica Mazurska w Olecku, Plac Zamkowy 5,<br />
19-400 Olecko<br />
452
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości mieszkańców wsi...<br />
Obecnie, dzięki poznaniu budowy DNA i sposobu kodowania informacji genetycznych,<br />
możliwe jest konstruowanie zmienionych organizmów. Biotechnolog może np. bezpośrednio<br />
wprowadzić do danej rośliny gen warunkujący pożądaną cechę, taką jak odporność na<br />
szkodliwe owady lub herbicydy. Nowe odmiany zwierząt i roślin uprawnych otrzymanych<br />
metodami inżynierii genetycznej nazwano transgenicznymi.<br />
Problematyka genetycznie zmodyfikowanych organizmów jest stosunkowo nowa i mało<br />
upowszechniona w Polsce, ale żywo dyskutowana w środowisku naukowym i wzbudzająca<br />
coraz większe zainteresowanie społeczeństwa, zwłaszcza rolników. Wciąż jednak wiedza<br />
na temat GMO jest zbyt mała, niepełna.<br />
Wytworzenie i użycie przez człowieka organizmów transgenicznych może być korzystne,<br />
szczególnie w medycynie i farmacji. Prowadzone są prace nad uzyskaniem roślin transgenicznych<br />
o zmienionych walorach prozdrowotnych i smakowych, odpornych na choroby<br />
oraz niekorzystne warunki środowiska (mróz, susza, zasolenie), pochłaniających zanieczyszczenia<br />
z gleby i wody. Poddawane są próbom klinicznym innowacyjne metody leczenia,<br />
m.in. chorób szpiku kostnego oraz niektórych nowotworów. Ze zmodyfikowanych organizmów<br />
uzyskuje się, na skalę przemysłową, cenne leki: insulinę, hormon wzrostu, interferon,<br />
czynniki krzepliwości krwi, szczepionki przeciwwirusowe, np. przeciwko wściekliźnie<br />
[Cantley 2003, Kuiper i in. 2001, Zimny i Macewicz 2003]. Prowadzi się badania nad wykorzystaniem<br />
zwierząt jako dawców narządów do ksenotransplantacji [Głowacka 2007]. Równocześnie<br />
trudno jest przewidzieć skutki wprowadzenia GMO do środowiska. Ze względu<br />
na to wprowadzono regulacje prawne, mające na celu zminimalizowanie zagrożeń, wynikających<br />
z gospodarczego wykorzystania organizmów transgenicznych.<br />
Kierując się zasadą przezorności, część środowisk naukowych, organizacji społecznych<br />
i ekologów zwraca uwagę na niewystarczającą, w wielu aspektach, wiedzę na temat<br />
skutków środowiskowych wprowadzenia GMO oraz długofalowych efektów spożywania<br />
produktów na ich bazie dla zdrowia ludzi. Zgłaszane są problemy z soją transgeniczną,<br />
powstałą ze skrzyżowania orzechów brazylijskich i soi konwencjonalnej, oraz problemy<br />
z endotoksynami Cry 9C BT w odpornej na szkodniki kukurydzy transgenicznej, które<br />
powodują alergię [Reymont 2000, Kleter i Kuiper 2002). Badania Ewen i Pusztai [1999] na<br />
szczurach żywionych transgenicznymi ziemniakami oraz Malatesty i in. [2002, 2005] na myszach<br />
żywionych soją RR wskazują na zmiany w wątrobie, grasicy, nerkach oraz w strukturach<br />
komórkowych trzustki, co może powodować zmiany metaboliczne związane z wydzielaniem<br />
insuliny i enzymów trawiennych. Zgodnie z opinią naukowców GMO mogą stwarzać<br />
nowe potencjalne zagrożenia, związane z odżywczymi i zdrowotnymi właściwościami żywności<br />
dla ludzi i pasz oraz wpływem na zachowanie bioróżnorodności, a także budzić obiekcje<br />
natury religijnej i etycznej.<br />
Dużo pytań i zastrzeżeń budzą także problemy oddziaływania roślin zmienionych genetycznie<br />
na owady pożyteczne, wpływ pyłku z roślin transgenicznych na pszczoły i inne owady<br />
zapylające, oddziaływanie resztek pożniwnych na organizmy bytujące w glebie oraz roz-<br />
453
Piotr Michalik, Katarzyna Modzelewska<br />
wój superchwastów odpornych na herbicydy [Altieri 1998, Hermandez i in. 1998, Samborn<br />
1999, Raymond 2000, Service 2007, Żarski i in. 2009]. Pojawiają się też opinie, że wprowadzenie<br />
do obrotu i uprawy roślin GMO na teren Polski zagraża głównym priorytetom rozwoju<br />
polskiego rolnictwa i strategii promocji eksportu naszych produktów rolnych. Jednak,<br />
jak wskazują Żarski i in. [2009], mimo tych zastrzeżeń nadal istnieje silne lobby przemysłu<br />
biotechnologicznego, by wprowadzać uprawy roślin transgenicznych na nasze pola i stoły.<br />
Jest to niezgodne z priorytetami naszego rolnictwa oraz stanowi duże zagrożenie dla tradycyjnych<br />
gatunków i odmian roślin, które decydują o bogactwie biologicznym naszego kraju<br />
oraz, w przyszłości, może stanowić poważny problem w rozwoju turystyki terenów wiejskich.<br />
2. Cel i metody pracy<br />
Celem pracy była ocena wizerunku GMO i wiedzy na ich temat w różnych grupach społecznych,<br />
na przykładzie mieszkańców terenów wiejskich i małych miasteczek.<br />
W pracy przedstawiono wyniki badań ankietowych przeprowadzonych na grupie 133<br />
osób – mieszkańców powiatu grajewskiego (71 osób) i płockiego (62 osoby). Ankieta składała<br />
się z czternastu pytań. Wyniki dziewięciu z nich przedstawiono w formie wykresów<br />
w niniejszej pracy. Na każdym wykresie przedstawiono oddzielnie wyniki ankiet z rejonu<br />
płockiego, w którym odpowiadali mieszkańcy terenów wiejskich, i rejonu grajewskiego,<br />
w którym odpowiadali mieszkańcy miasta.<br />
3. Wyniki badań i omówienie<br />
Pytanie 1. dotyczyło sposobu, w jaki ankietowani zbierali informację o genetycznie modyfikowanych<br />
organizmach. Na pytanie to ankietowani odpowiadali w następujący sposób<br />
(rys. 1):<br />
1) od rodziny i znajomych – 1 osoba w rejonie płockim i 7 osób w rejonie Grajewa,<br />
2) z internetu – 21osób w rejonie płockim i 35 osób w rejonie Grajewa,<br />
3) z prasy – 30 osób z rejonu płockiego i 24 osoby z rejonu Grajewa,<br />
4) z książek – 7 osób z rejonu płockiego i 12 z rejonu Grajewa,<br />
5) z telewizji – 39 osób z rejonu płockiego i 56 osób z rejonu Grajewa,<br />
6) inne źródła w rejonie płockim wymieniła 1 osoba, a w rejonie Grajewa 7 osób.<br />
454
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości mieszkańców wsi...<br />
Rys. 1. Sposoby zbierania informacji o GMO; 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
Fig. 1. GMO data collecting methods; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie 2.: W jakim celu modyfikuje się genetycznie organizmy? odpowiadano w następujący<br />
sposób (rys. 2):<br />
1) aby zwiększyć wydajność uprawy lub hodowli zwierząt – 35 osób w rejonie płockim, 51<br />
w rejonie Grajewa,<br />
2) w celu zmniejszenia głodu na świecie – 13 osób w rejonie płockim, 10 osób w rejonie Grajewa,<br />
3) aby poprawić walory estetyczne i smakowe – 9 osób w rejonie płockim, 23 osoby w rejonie<br />
Grajewa,<br />
4) w celu pozyskiwania nowych rozwiązań w medycynie (leki, szczepionki itp.) – 4 osoby<br />
w rejonie płockim, 22 osoby w rejonie Grajewa,<br />
5) w trosce o ochronę środowiska – 4 osoby w rejonie płockim, 1 osoba w rejonie Grajewa,<br />
6) aby uchronić zagrożone gatunki przed wyginięciem – 4 osoby w rejonie płockim, 3 osoby<br />
w rejonie Grajewa,<br />
7) uzyskanie większych zysków przez koncerny chemiczne – 10 osób w rejonie płockim,<br />
9 osób w rejonie Grajewa.<br />
455
Piotr Michalik, Katarzyna Modzelewska<br />
Rys. 2. Cele modyfikacji genetycznych; 1 – rejon Płocki, 2 – rejon Grajewski<br />
Fig. 2. Objectives of genetic modification; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie 3., które brzmiało: Jakie potencjalne zagrożenia dla człowieka według Ciebie<br />
niosą ze sobą GMO? ankietowani odpowiadali (rys. 3):<br />
1) wywołują mutację – 26 osób z rejonu płockiego, 45 osób z rejonu Grajewa,<br />
2) powodują bezpłodność – 4 osoby z rejonu płockiego i 19 osób z rejonu Grajewa,<br />
3) przyczyniają się do powstawania alergii –11 osób z rejonu płockiego i 34 osoby z rejonu<br />
Grajewa,<br />
4) przyczyniają się do powstawania chorób nowotworowych – 20 osób z rejonu płockiego<br />
i 10 osób z rejonu Grajewa,<br />
5) powodują zaburzenia przemiany materii – 6 osób z rejonu płockiego i 8 osób z rejonu<br />
Grajewa.<br />
Rys. 3. Zagrożenia dla człowieka wynikające rozprzestrzeniania się GMO; 1 – rejon płocki,<br />
2 – rejon grajewski<br />
Fig. 3. Treats for humans about the spread of GMO; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
456
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości mieszkańców wsi...<br />
Na pytanie 4., które brzmiało: Jakie potencjalne zagrożenia dla środowiska według Ciebie<br />
niosą ze sobą GMO? odpowiadano (rys. 4):<br />
1) mogą się niekontrolowanie rozprzestrzeniać – 29 osób z rejonu płockiego i 47 osób<br />
z rejonu Grajewa,<br />
2) powodują zmianę klimatu – 4 osoby z rejonu płockiego i 3 osoby z rejonu Grajewa,<br />
3) wypierają rodzime gatunki – 34 osoby z rejonu płockiego i 39 osób z rejonu Grajewa,<br />
4) powodują erozję gleby – 0 osób z rejonu płockiego i 2 osoby z rejonu Grajewa.<br />
Rys 4. Zagrożenia dla środowiska związane z rozprzestrzenianiem się GMO; 1 – rejon płocki,<br />
2 – rejon grajewski<br />
Fig. 4. Environmental risks associated with the spread of GMO; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie 5., które brzmiało: Z którymi stwierdzeniami na temat żywności genetycznie<br />
modyfikowanej zgadza się Pan/Pani? ankietowani odpowiadali (rys. 5):<br />
1) jest trwalsza, lepszej jakości – 11 osób z rejonu płockiego i 14 osób z rejonu Grajewa,<br />
2) jest wydajniejsza w produkcji – 35 osób z rejonu płockiego i 18 osób z rejonu Grajewa,<br />
3) przyczynia się do powstawania nowotworów – 8 osób z rejonu płockiego i 8 osób z rejonu<br />
Grajewa,<br />
4) ma lepsze wartości odżywcze – 5 osób z rejonu płockiego i 4 osoby z rejonu Grajewa,<br />
5) ma lepsze cechy organoleptyczne (smak, wygląd) – 7 osób z rejonu płockiego i 15 osób<br />
z rejonu Grajewa,<br />
6) pomaga zmniejszyć liczbę głodujących na świecie –11 osób z rejonu płockiego i 5 osób<br />
z regionu Grajewa,<br />
7) przyczynia się do powstawania alergii – 4 osoby z rejonu płockiego i 27 osób z rejonu<br />
Grajewa,<br />
8) jest powodem mutacji – 9 osób z rejonu płockiego i 30 osób z rejonu Grajewa,<br />
9) jest zagrożeniem dla zachowania bioróżnorodności genetycznej – 7 osób z rejonu płockiego<br />
i 31 osób z rejonu Grajewa.<br />
457
Piotr Michalik, Katarzyna Modzelewska<br />
Rys. 5. Stwierdzenia, z którymi zgadzali się ankietowani; 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
Fig. 5. Statements with which respondents agreed; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie 6., które brzmiało: W jakim celu popiera Pan/Pani wykorzystanie organizmów<br />
genetycznie zmodyfikowanych? ankietowani odpowiadali (rys. 6):<br />
1) nie popieram – 20 osób z rejonu płockiego i 20 osób z rejonu Grajewa,<br />
2) do produkcji leków – 21 osób z rejonu płockiego i 33 osoby z rejonu Grajewa,<br />
3) do produkcji szczepionek – 11 osób z rejonu płockiego i 26 osób z rejonu Grajewa,<br />
4) do produkcji żywności – 17 osób z rejonu płockiego i 9 osób z rejonu Grajewa.<br />
Rys. 6. Cele, w jakich ankietowani popierają wykorzystanie GMO; 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
Fig. 6. The purposes for which respondents support the use of GMO; 1– Płock region, 2 – Grajewo<br />
region<br />
458
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości mieszkańców wsi...<br />
Na pytanie 7., które brzmiało: Czy uważasz, że pyłek z roślin GMO może mieć wpływ na<br />
zdrowie owadów zapylających rośliny uprawne (pszczoły, trzmiele)? odpowiedziało (rys. 7):<br />
1) tak – 21 osób w rejonie płockim i 40 osób w rejonie Grajewa,<br />
2) nie – 12 osób w rejonie płockim i 6 osób w rejonie Grajewa,<br />
3) nie interesuje się tym – 27 osób w rejonie płockim i 24 osób w rejonie Grajewa.<br />
Rys. 7. Wpływ pyłku na zdrowie owadów zapylających; 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
Fig. 7. Effect of pollen on the health of insect-pollinated; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie 8., które brzmiało: Czy znacznie niższa cena produktu spożywczego zawierającego<br />
składniki genetycznie modyfikowane skłoniłaby Pana/Panią do jego zakupu? odpowiadano<br />
(rys. 8):<br />
1) zdecydowanie tak – 6 osób z rejonu płockiego i 2 osoby z rejonu Grajewa,<br />
2) raczej tak – 7 osób z rejonu płockiego i 6 osób z rejonu Grajewa,<br />
3) trudno powiedzieć – 33 osoby z rejonu płockiego i 19 osób z rejonu Grajewa,<br />
4) raczej nie – 10 osób z rejonu płockiego i 15 osób z rejonu Grajewa,<br />
5) zdecydowanie nie – 4 osoby z rejonu płockiego i 28 osób z rejonu Grajewa.<br />
Rys. 8. Wpływ ceny na chęć zakupu produktów GMO; 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
459
Piotr Michalik, Katarzyna Modzelewska<br />
Fig. 8. Effect of price on willingness to buy GMO products; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
Na pytanie ostatnie 9., które brzmiało: Czy według Ciebie, w przyszłości, GMO staną<br />
się powszechne i ogólnodostępne? odpowiadano (rys. 9):<br />
1) tak – 21 osób z rejonu Płocka i 22 osoby z rejonu Grajewa,<br />
2) nie – 3 osoby z rejonu Płocka i 7 osób z rejonu Grajewa,<br />
3) nie wiem – 37 osób z rejonu Płocka i 40 osób z rejonu Grajewa.<br />
Rys. 9. Dostępność produktów GMO w przyszłości, 1 – rejon płocki, 2 – rejon grajewski<br />
Fig. 9. Availability of GMO products in the future; 1 – Płock region, 2 – Grajewo region<br />
4. Wnioski<br />
1) Najwięcej ankietowanych informacje na temat GMO zdobywa dzięki telewizji.<br />
2) Większość ankietowanych zauważa niebezpieczeństwo wypierania rodzimych gatunków<br />
oraz niekontrolowanego rozprzestrzeniania się GMO.<br />
3) 51,6% ankietowanych z rejonu płockiego i 83% z rejonu grajewskiego popiera wykorzystanie<br />
GMO w farmaceutyce.<br />
4) Tylko 22,5% ankietowanych z rejonu płockiego i 60,5% z rejonu grajewskiego stwierdziło<br />
że nie kupiłoby żywności GM mimo niższej ceny.<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
ALTIERI M.A. 1998. The environmental pisk of transgenic crops; an agroecological assessment.<br />
Ag. Biotech. News. Inform. 10: 405–410.<br />
CANTLEY M. 2003. Biotechnology in Europe. W: II Krajowy Kongres Biotechnologiczny,<br />
Łódź 23–27 czerwca, Materiały Konferencyjne: 121.<br />
EWEN S.W.B., PUSZTAI A. 1999. Effect of diets containing modified potatoes expressing<br />
460
Wpływ GMO na środowisko i zdrowie człowieka w świadomości mieszkańców wsi...<br />
Galanthus nivalis lectin on rat small intestine. Lancet 354: 1353–1358.<br />
GŁOWACKA B. 2007. Przedmowa. W: Organizmy genetycznie zmodyfikowane. Materiały<br />
szkoleniowe. Polskie Zrzeszenie Inżynierów i Techników Sanitarnych Oddział Wielkopolski,<br />
Poznań: 11–12.<br />
HERMANDEZ E., RAMISSE F., DUCOUREAU T., CRUEL T., CAVALLO J. D. 1998 . Bacillus<br />
thuringiensis serotype H 34 – konkukien superinfection, case report and experimental<br />
evidence of pathogenicity in immuno suppressed mice. J. Clin. Microbiol. 36:<br />
2138–2139.<br />
KLETER A.G., KUIPER A.H. 2002. GM Crops – is there a ford safety issue. Pesticide Outlook<br />
13(1): 25–30.<br />
KUIPER A.H., KLETER A.G., NOTEBORN P.J., KOK E.J. 2001. Assessment of the food<br />
safety issues related to genetically modified foods. The Plant Journal 27(6): 503–528.<br />
MALATESTA M., CAPORALONI C., ROSSI L., BATTISTELLI S., ROCCHI M., TONUCCI F.,<br />
GAZZANELLI G., 2002. Ultrastructural analysis of pancreatic acinar cells from mice fed<br />
on GM Soybean. J. Anat 201 (5): 409–415.<br />
MALATESTA M., TIBERI C., BALDELLI B., BATTISTELLI S., MANUALI E., BIOGGOGERA<br />
M. 2005. Reversibillity of hepatocyte nuclear modifications in mice fed on genetically<br />
modified soybean. Eur. J. Histochem <strong>49</strong>(3): 237–242.<br />
RAYMOND J.C. 2000. Bt transgenic crops; Risk an benefits. Integrated Pest Management<br />
Reviews 5: 151–173.<br />
SAMBORN J.R. 1999. Bt corn pollen drift and monarch larvae toxicity, an absence of comperative<br />
risk assessment. Pesticide Outlook – August 174.<br />
SERVICE R.F. 2007. A growing threat down on the farm. Science 316(5828): 114–121.<br />
Ustawa z dnia 22 czerwca 2001 r. o organizmach genetycznie zmodyfikowanych.<br />
Dz.U. <strong>nr</strong> 76 poz. 811.<br />
ZIMNY J., MACEWICZ J. 2003. Stan obecny i perspektywy uprawy roślin transgenicznych<br />
w świecie. W: II Krajowy Kongres Biotechnologiczny, Łódź 23–27 czerwca, Materiały<br />
Konferencyjne: 623.<br />
ŻARSKI T.P., ŻARSKA H., MAJDECKA T. 2009. GMO – zagrożenia toksykologiczne i ekologiczne.<br />
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 41: 189–196.<br />
461
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Tadeusz P. Żarski*, He<strong>nr</strong>yka Żarska*, Teresa Majdecka*<br />
AKTUALNY STAN WIEDZY O ZAGROŻENIACH<br />
EKOTOKSYKOLOGICZNYCH ZWIĄZANYCH Z GMO<br />
THE CURRENT KNOWLEDGE ABOUT ECOTOXICOLOGICAL<br />
THREATS CONNECTED WITH GMO<br />
Słowa kluczowe: GMO, aktualności, zagrożenie.<br />
Key words: GMO, current knowledge, threats.<br />
Genetically modified foods are new, and have not been in use long enough for the risks to<br />
be known. Foods that are genetically altered can involve risks of unknown toxins and allergens<br />
never before seen in humans.Genetically modified foods have not had long term research<br />
done, and very little short term information. The EU Comission approved the use of<br />
these foods in the food chain under the assumption that the risks were the same as the unmodified<br />
plants, and this was a big mistake. The genetic modification done on the plants can<br />
have a dramatic effect on the risks and safety concerns, and there is no long term risk information<br />
available to determine if these foods have long term risks In the work was introduced<br />
the review of reports on the subject of toxicity and the influence of GMO on the environment.<br />
1. WPROWADZeNIe<br />
Technologia rekombinacji DNA stawia współczesne społeczeństwo wobec bezprecedensowych<br />
problemów, których nie doświadczyliśmy nie tylko w dziejach nauki, ale także<br />
historii życia na Ziemi. Dotyczy to działań ludzkich mających na celu przekonstruowanie informacji<br />
genetycznej organizmów żywych, tworzonej przez trzy miliardy lat rozwoju życia na<br />
tej planecie. Działania te nie mogą być tożsame z doskonaleniem genetycznym uzyskiwanym<br />
poprzez selekcję czy krzyżowanie w obrębie tych samych gatunków. Powstające w tradycyjnej<br />
hodowli mieszańce (hybrydy) ujawniały, w kolejnych pokoleniach, pożądane cechy,<br />
* Prof. dr hab. Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, mgr inż. Teresa Majdecka – Katedra<br />
Biologii Środowiska Zwierząt Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie,<br />
ul. Ciszewskiego 8, 02 787 Warszawa; tel.: 22 593 66 10; e-mail: tadeusz_zarski@sggw.pl<br />
462
Aktualny stan wiedzy o zagrożeniach ekotoksykologicznych związanych z gmo<br />
np. wyższą plenność, wydajność. Takie nowe odmiany nie stanowią zagrożenia dla flory<br />
i fauny w środowisku. Technikami „inżynierii genetycznej” człowiek dokonuje mieszania puli<br />
genetycznej między bardzo odległymi gatunkami (proces, który w naturalnych warunkach<br />
nigdy nie zachodzi). Organizmy transgeniczne to genetycznie zmienione organizmy, do których<br />
wstawiono geny pochodzące od innych gatunków. Tak zmienione organizmy są zdolne<br />
do rozmnażania i przenoszenia swych zmienionych cech na kolejne pokolenia.<br />
Istotnym problemem jest pleotropia, czyli ekspresja genu w nowej lokalizacji, prowadząca<br />
do nieoczekiwanych i licznych efektów w zmodyfikowanym organizmie. Niespodziewanie<br />
mogą pojawić się białka, w tym toksyny i alergeny, będące powodem wielu zagrożeń<br />
dla zdrowia człowieka i środowiska. Zarówno zmiana pozycji genu w genomie, jak i położenie<br />
w chromosomie mogą mieć wpływ na funkcje komórki związane z tym genem. Nie są<br />
znane zasady, kiedy ta mutacja delokalizacji spowoduje istotne zmiany funkcjonalne.<br />
Biolodzy wysuwają też zastrzeżenia co do innych niż transgen obcych sekwencji<br />
wprowadzanych do rośliny z nośnikiem transgenu (insert genowy). Takie sekwencje DNA<br />
– np. pochodzące z wektora wirusa mozaiki kalafiora lub z plazmidów Agrobacterium tumefaciens,<br />
geny antybiotykooporności, sekwencje wspomagające wbudowanie transgenu<br />
w DNA-biorcy, sekwencje regulatorowe, sekwencje niezbędne dla odczytu genu (promotory),<br />
sekwencje reagujące na czynniki egzogenne i inne – mogą powodować różne nieprzewidywalne<br />
efekty biologiczne w roślinie i w środowisku [Ho i in.1999].<br />
Nasza dotychczasowa działalność poznawcza polegała na tym, by nauczyć się tego, co<br />
przekazuje nam i jakimi prawami rządzi się otaczający nas świat i co moglibyśmy wykorzystać<br />
w działaniach praktycznych. Przeorganizowanie natury, do czego prowadzi ingerencja<br />
w informację genetyczną organizmów żywych, nie było dotychczas realizowane w działalności<br />
naukowej, a wszystko wskazuje na to, że ten kierunek działań może być niebezpieczny.<br />
Działania te mogą spowodować powstanie nowych chorób ludzi, zwierząt i roślin, wytworzyć<br />
nowe czynniki alergiczne, epidemiologiczne czy inicjujące karcinogenezę.<br />
Cicha i bardzo ekspansyjna działalność grupki przedsiębiorstw chemicznych doprowadziła<br />
do zdominowania rynku nasiennego i produkcji pasz i żywności w USA, ale także w innych<br />
rejonach świata. Słyszymy od ich przedstawicieli, że nic nam nie grozi, że wszystko<br />
jest skrupulatnie przebadane, a jeżeli wystąpią, to tylko pozytywne skutki, zarówno dla rolników,<br />
jak i ostatecznych konsumentów. Ta „przełomowa, rewolucyjna” technologia pomoże<br />
środowisku przez zmniejszanie użycia toksycznych, chemicznych środków ochrony roślin,<br />
wzrost plonów, oddalenie widma głodującego świata i doprowadzi do boomu w rolnictwie,<br />
a biotechnologia pozwoli na zwiększenie wartości odżywczych i smakowych żywności. Najważniejszym<br />
argumentem jest to, że wszystko oparte jest na niczym innym tylko na „dobrej<br />
nauce – good science”, której działania przekonają społeczeństwo, że pasze czy żywność<br />
GM jest ekwiwalentna lub lepsza niż dotychczasowa.<br />
Publikacje niezwiązanych z lobby biotechnologicznym naukowców pokazują, że większość<br />
tych obietnic jest nieprawdziwa, a kontrola toksyczności żywności GM czy pasz jest<br />
463
Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, Teresa Majdecka<br />
iluzoryczna. Są zastrzeżenia do metod oceny bezpieczeństwa żywności GMO przez FDA<br />
i EFSA, w których pracuje wiele osób powiązanych z przemysłem biotechnologicznym,<br />
i które wykazują daleko posunięty liberalizm w kwestii autoryzacji GMO. Słyszy się często,<br />
że Amerykanie od lat jedzą GMO i „nic się nie dzieje”. Ale w USA nie znakuje się żywności<br />
GM – nie ma więc możliwości prowadzenia badań porównawczych, nie ma więc żadnych<br />
dowodów, że ta żywność nie szkodzi. A można sądzić, że jest ona jedną z przyczyn nasilenia<br />
chorób cywilizacyjnych w USA [State Specific… 2008, Lisowska 2010].<br />
Nikt z nas nie jest w stanie precyzyjnie określić przyszłe konsekwencje transgenezy.<br />
Jednak, każdy biolog ma wątpliwości, gdy ma świadomość, że biotechnologia ingeruje bezpośrednio<br />
w genom, czyli centrum informacji każdej żywej komórki, za pośrednictwem mechanicznego<br />
wbijania (biobalistyka) insertu w łańcuch DNA lub innymi metodami, np. agroinfekcją,<br />
doprowadzając do przeorganizowania lub uszkodzenia fragmentów kodujących.<br />
Przypadkowe wprowadzanie obcych genów do łańcucha DNA może spowodować niespodziewane<br />
zmiany w działaniu innych genów. Kodowane białka mogą być wyprodukowane<br />
w niewłaściwych ilościach, a także mogą powstać białka nieprzewidziane. Dlatego też żywność<br />
GM i produkty jej przetworzenia mogą zawierać toksyny lub alergeny, które mogą działać<br />
na zdrowie nasze lub naszych potomnych. Potencjalne szkody mogą przeważyć skażenie<br />
chemiczne, ponieważ związki chemiczne trafiają do środowiska w określonej ilości,<br />
zaś organizmy GM jako istoty żywe będą się w środowisku namnażać, krzyżować. Skażenie<br />
transgenami zatem będzie wzrastać a nie zmniejszać się.<br />
Substancje chemiczne mają zdolność do rozkładania się w środowisku. A genetyczne<br />
skażenie może zmienić życie w glebie i na jej powierzchni na zawsze! Jest wielce prawdopodobne,<br />
że uwolnienie do środowiska GM organizmów doprowadzi do jego zasadniczego<br />
przekształcenia w następnych kilku dekadach w stopniu większym niż w minionych tysiącach<br />
lat.<br />
W ten sposób dotarliśmy do problemu zamkniętego użycia organizmów GM i uwalniania<br />
ich do środowiska.<br />
2. Zamknięte użycie organizmów GM<br />
Zamknięte użycie GMO obejmuje wytwarzanie preparatów biologicznie czynnych z użyciem<br />
genetycznie modyfikowanych bakterii, drożdży, hodowli komórkowych, a także transgenezy<br />
zwierząt, przede wszystkim ssaków. W skład tej grupy biopreparatów wchodzą takie<br />
leki, jak: hormony, ciała odpornościowe, enzymy terapeutyczne i szczepionki. Znalazły one<br />
zastosowanie w zapobieganiu wielu chorobom lub ich leczeniu, między innymi takich jak:<br />
cukrzyca, karłowatość, zawały serca, niewydolność krążenia, niedokrwistość, astma oraz<br />
szereg chorób nowotworowych.<br />
Terapia genowa jest metodą umożliwiającą leczenie schorzeń na poziomie molekularnym.<br />
Strategia stosowana jest w przypadku chorób monogenowych recesywnych. Dotych-<br />
464
Aktualny stan wiedzy o zagrożeniach ekotoksykologicznych związanych z gmo<br />
czasowe wyniki dają nadzieję, że terapia genowa znajdzie zastosowanie w leczeniu chorób,<br />
z którymi nie radzą sobie metody konwencjonalne. Powstaje jednak nowe zgrożenie.<br />
O ile terapia genowa jest metodą polegającą na naprawie lub zastąpieniu uszkodzonego<br />
genu, o tyle nowe wykorzystanie tych metod, np. w postaci dopingu genowego, polega na<br />
wprowadzeniu do genomu sportowca genu poprawiającego jego wydolność. Przedstawiciele<br />
środowisk sportowych obawiają się, że tak jak w niedawnej przeszłości byli naukowcy<br />
zajmujący się produkcją tzw. projektowanych sterydów, tak teraz kwestią czasu jest pojawienie<br />
się technik genetycznych w sporcie [Chrostowski 2006 ].<br />
3. Otwarte użycie organizmów GM<br />
Uprawa transgenicznych roślin czy hodowla GM zwierząt wiąże się z ich uwolnieniem<br />
do środowiska, a to pociąga za sobą wiele zagrożeń. Podstawowe zagrożenie, co do którego<br />
nie ma najmniejszych wątpliwości, stanowi fakt, że transgeniczne organizmy mogą<br />
rozprzestrzenić się w środowisku naturalnym, współzawodnicząc z naturalną florą i fauną,<br />
a także doprowadzić do przepływu genów pomiędzy uprawami naturalnymi i modyfikowanymi<br />
genetycznie. Nie można również wykluczyć tego zjawiska na płaszczyźnie międzygatunkowej,<br />
co może spowodować następstwa przyrodnicze. Pyłki roślin modyfikowanych<br />
przenoszą się, skażając uprawy nie modyfikowane oraz dziko rosnące pokrewne gatunki<br />
roślin [Lisowska 2010, Quist, Chapela 2001].<br />
Zwolennicy upraw GM, w tym również naukowcy polscy, twierdzą, że roślina GM nie<br />
przeżyje poza agroekosystemem i nie może rozwijać się w środowisku naturalnym. Naukowcy<br />
z Uniwersytetu w Północnej Dakocie w 2010 r. pobrali próbki wzdłuż dróg i stwierdzili<br />
obecność transgenów w 80% dziko rosnących roślin rzepaku. Odporne na herbicydy<br />
rośliny rzepaku pojawiły się często w dużych odległościach od obszarów produkcji rolniczej<br />
(Lisowska 2010).<br />
Niezamierzone zanieczyszczenie nasion może nastąpić podczas transportu. Japońskie<br />
Centrum Badań Fauny i Flory ujawniło, że w okolicach portu, gdzie rozładowywano nasiona<br />
zmodyfikowanego genetycznie rzepaku, rośliny GM rosły dziko w 25 z 48 punktów kontrolnych<br />
w promieniu 5 km od portu. Podobne wyniki badań zanotowano w Kanadzie.<br />
Przygotowany przez Greenpeace i Genewach raport z 2006 r. podał 113 przypadków<br />
zanieczyszczeń GMO innych upraw w 39 krajach (a tylko połowa z tych krajów oficjalnie zezwoliła<br />
na uprawę GMO) oraz zarejestrował wiele nielegalnych upraw GMO.<br />
Niektóre z rodzimych odmian kukurydzy w Meksyku, który jest ojczyzną tej rośliny,<br />
a ponadto obowiązuje w nim moratorium na uprawy kukurydzy GM, zostały zanieczyszczone<br />
przez transgeniczne DNA, co stwierdzili w Oaxaca naukowcy z Uniwersytetu Berkeley<br />
(Quist, Chapela 2001).<br />
Genetycznie modyfikowane w kierunku przyśpieszonego wzrostu ryby mogą spowodować<br />
szkody w dzikich populacjach ryb i całego środowiska wodnego. Czołowi ichtiolodzy<br />
465
Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, Teresa Majdecka<br />
wyrazili poważne zastrzeżenia i ostrzegli, że nawet niewielka liczba GM ryb wypuszczonych<br />
do środowiska może mieć katastrofalne skutki. Naukowcy z Uniwersytetu Purdue szacują,<br />
że 60 ryb GM wprowadzonych do naturalnej populacji 60 000 osobników może zniszczyć tę<br />
populację na okres 20–30 lat.<br />
Kolejnym źródłem niepokoju towarzyszącego inżynierii genetycznej są związane z insercją<br />
transgeniczną nieprzewidywalne przetasowania genów roślin, które mogą doprowadzić<br />
do aktywacji genów odpowiedzialnych za toksyny, alergeny i inne szkodliwe substancje.<br />
Skąd ten problem? Produkty GM bowiem powinny być badane zarówno w doświadczeniach<br />
nad toksycznością ostrą, jak i przewlekłą, tym bardziej że produkując obce białka, stanowią<br />
nowy element w diecie zwierząt i ludzi. Trzeba wyraźnie zaznaczyć, że – po prostu<br />
– nie ma takich badań w odniesieniu do ludzi. Bez właściwych badań epidemiologicznych<br />
większość rodzajów szkód nie zostanie wychwycona. Dlaczego tak się stało?<br />
Na początku lat dziewiećdziesiątych XX wieku, kiedy wprowadzano do uprawy pierwsze<br />
rośliny transgeniczne (w tym pomidory Flavr Savr TM z przedłużoną trwałością), amerykańska<br />
Agencja ds. Żywności i Leków (FDA) stwierdziła, że tego typu produkty nie różnią<br />
się od roślin konwencjonalnych. W Federal Register zamieszczono następującą konkluzję:<br />
„Agencja nie dysponuje żadnymi informacjami, aby żywność uzyskaną nowymi metodami<br />
uznać za odmienną i mniej bezpieczną od tej, którą uzyskuje się w drodze tradycyjnej<br />
hodowli roślin”. Podobny punkt widzenia przyjęto w raportach opublikowanych przez FAO,<br />
WHO, OECD i Komisję Europejską. W opinii ekspertów powołanych przez wymienione organizacje,<br />
w odniesieniu do typowych modyfikacji genetycznych, których produkty są podobne<br />
do już występujących na rynku, zasadą oceny bezpieczeństwa stosowania w żywieniu<br />
ludzi i zwierząt jest określenie równoważności składnikowej (ang. substantial equivalence)<br />
produktów transgenicznych i konwencjonalnych.<br />
Taki punkt widzenia, ograniczający ocenę bezpieczeństwa surowców transgenicznych<br />
do rutynowej analizy chemicznej, kwestionowało wielu badaczy i potencjalnych konsumentów,<br />
wskazując konieczność stosowania bardziej wiarygodnej oceny biologicznej.<br />
Wielu naukowców uważa, że Komisja Europejska lekceważy obawy państw członkowskich<br />
w kwestii bezpieczeństwa żywności uzyskiwanej z roślin GM, a stojąca na straży naszego<br />
bezpieczeństwa EFSA, w ocenie dokumentacji przedstawianej jej przez firmy biotechnologiczne,<br />
jest równie liberalna jak FDA. Wiele krajów UE kieruje do EFSA uwagi<br />
w sprawie niepełnych ocen ryzyka GMO dla środowiska.<br />
Ważną sprawą, która budzi wątpliwości świata nauki i konsumentów w Polsce i na świecie,<br />
jest bezpieczeństwo produktów GM z punktu widzenia toksykologii żywności. Nowe<br />
białka syntetyzowane pod wpływem transgenu mogą stać się potencjalnymi alergenami.<br />
Nie można również wykluczyć ich bezpośredniego działania toksycznego.<br />
Badania wskazujące na negatywny wpływ pasz pochodzących z roślin GM na zdrowie<br />
zwierząt gospodarskich oraz laboratoryjnych, stanowiących model odniesienia do ludzi, są<br />
nieliczne. A i one są podważane i kwestionowane przez innych badaczy i instytucje. Jednak<br />
466
Aktualny stan wiedzy o zagrożeniach ekotoksykologicznych związanych z gmo<br />
obawy przed ryzykiem dla zdrowia konsumentów są tym groźniejsze, że już zostały potwierdzone<br />
przez niektórych naukowców [Battistelli i in. 2010, Benachour, Séralini 2009, Gasnier<br />
i in. 2009, Malatesta i in. 2002, 2003, 2005, 2008, Séralini i in. 2009]. Pierwsze i historyczne<br />
już badania stanowią doświadczenia Pusztai'ego polegające na skarmianiu szczurami GM<br />
ziemniaków zawierających gen odpowiedzialny za produkcję lektyny.<br />
Zarówno krótkoterminowe, jak i długoterminowe badania wykazały, że wzrost szczurów<br />
karmionych produktami GM został spowolniony, nastąpiły znaczące zmiany w rozwoju organów<br />
wewnętrznych szczurów, wystąpiły istotne zmiany funkcjonalne i strukturalne w różnych<br />
częściach ich układu pokarmowego. Zmiany w układzie pokarmowym polegały na rozroście<br />
błony śluzowej żołądka, wzroście liczby figur mitotycznych oraz nacieku limfocytów<br />
w śródnabłonku jelita cienkiego i zmianach w jelicie grubym. Żadna z tych zmian nie została<br />
spowodowana przez lektynę, ponieważ jej ekspresja nie miała ani jakościowego, ani ilościowego<br />
wpływu na nabłonek jelita cienkiego [Ewe, Pusztai 1999].<br />
Szczególnie wymowne są też wyniki badań GM soi odpornej na glifosat, wykonanych<br />
przez zespół naukowców z Uniwersytetu w Urbino we Włoszech [Battistelli i in. 2010, Benachour,<br />
Séralini 2009, Gasnier i in. 2009, Malatesta i in. 2002, 2003, 2005, 2008, Vecchio<br />
i in. 2004].<br />
Długotrwałe badania przeprowadzone na myszach żywionych GM soją RR wykazały<br />
zmiany w strukturze jąder komórkowych komórek wątroby, trzustki oraz jąder u samców.<br />
Badania te prowadzono przez 8 lub 24 miesiące. Badania różnych narządów prowadzono<br />
z wykorzystaniem technik immunoelektronowych, ekspresji genów i analiz biochemicznych.<br />
U myszy otrzymujących GM soję odnotowano zmniejszenie ilości proenzymów trzustkowych<br />
produkowanych przez komórki gruczołowe tego narządu. W nukleoplazmie i jąderkach<br />
stwierdzono znaczące obniżenie poziomu białek zaangażowanych w składanie transkryptów<br />
(splicing), nasiloną akumulację granul perichromatynowych. Te zmiany mogą być<br />
bezpośrednią przyczyną zahamowania syntezy proenzymów trzustkowych u myszy żywionych<br />
soją GM [Malatesta i in. 2003].<br />
W komórkach jąder u samców myszy karmionych GM soją występował obniżony poziom<br />
niektórych białek (antygenu Sm, hnRNP, SC35 i polimerazy I RNA). Jakkolwiek zmiany<br />
te występowały u myszy w wieku 2 i 5 miesięcy, to w wieku 8 miesięcy nie stwierdzano<br />
już odstępstw od normy. Jednak inne zmiany w strukturze jąder miały charakter trwały bez<br />
względu na wiek. Stwierdzono także obniżenie wydajności transkrypcji i składania mRNA,<br />
zachodzące na wczesnych etapach embriogenezy, co może mieć wpływ na dalszy rozwój<br />
zarodka [Vecchio i in. 2004].<br />
W wątrobie obserwowano znaczące zmiany jąder komórkowych hepatocytów: nieregularny<br />
kształt, zwiększoną ilość porów jądrowych i nieregularny kształt jąderek. Obraz<br />
taki jest zwykle interpretowany jako objaw nasilonego tempa metabolizmu oraz nasilonego<br />
transportu pomiędzy jądrem a cytoplazmą. Badano zależność tych zmian od czasu trwania<br />
diety i wieku, w którym wprowadzono GM karmę. W ciągu miesiąca od powrotu do die-<br />
467
Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, Teresa Majdecka<br />
ty kontrolnej następuje cofanie się zmian w strukturze jądra komórkowego. Z kolei, u dorosłych<br />
myszy stosowanie przez miesiąc diety zawierającej GM soję powoduje zmiany podobne<br />
do zmian obserwowanych u zwierząt karmionych tą dietą po odsadzeniu od matek.<br />
Zmiany wywołane obecnością w diecie GM soi są odwracalne nie tylko u młodych zwierząt,<br />
karmionych GM soją po odsadzeniu, ale także u zwierząt dorosłych [Malatesta i in.<br />
2005, 2008, Vecchio i in. 2004]. Analiza proteomu wykazała zmieniony poziom ekspresji<br />
białek zaangażowanych w swoisty metabolizm hepatocytów, a także białek związanych<br />
z odpowiedzią na stres, sygnalizacją za pośrednictwem jonów wapnia i sygnalizacją mitochondrialną,<br />
a także ekspresją markerów starzenia się komórek.<br />
Badania zespołu z Urbino są unikalne – analiz na poziomie ultrastruktury komórki nie<br />
prowadzą laboratoria koncernów biotechnologicznych produkujących GM rośliny uprawne.<br />
Potwierdzenie, że zmiany w ultrastrukturze i metabolizmie komórkowym mogą mieć wpływ<br />
na zdrowie człowieka wymaga dalszych badań. W świetle przedstawionych obserwacji<br />
teza, że żywność GMO nie różni się niczym od tradycyjnej, nie przystaje do rzeczywistości.<br />
Trudno również wyrokować, czy lawinowy wzrost od 1995 r. liczby przypadków otyłości<br />
i cukrzycy w kraju – największym producencie i konsumencie transgenicznej żywności jest<br />
przypadkowy, zależny od innych czynników (fast food, tempo życia, ciągły stres), czy też<br />
jest dowodem epidemiologicznym badań dokonanych przez zespół z Urbino [CDC 2008].<br />
O ile nie ma obecnie twardych dowodów na szkodliwe dla zdrowia skutki modyfikacji genetycznych<br />
żywności, o tyle staje się coraz bardziej oczywiste, że technologia upraw GMO<br />
niesie skutki nieobojętne dla zdrowia. Rośliny HT odporne na herbicydy totalne są traktowane<br />
nimi w trakcie wegetacji w celu likwidacji konkurencyjnych chwastów. Substancje czynne<br />
występujące w tych preparatach (glifosat, glufosynat), a przede wszystkim dodatki technologiczne,<br />
np. poliethoksylotallowamina (POEA), wykazują dzialanie toksyczne na zarodki<br />
i organizmy zwierząt wyższych, a także na hodowle komórek ludzkich i funkcje endokrynne<br />
[Benachour i Séralini 2009, Gasnier i in. 2009, Mañas i in. 2009, 2009a, Richard 2005] .<br />
W badaniach Benachour i Séraliniego [2009] oceniono toksyczność czterech formulacji<br />
glifosatu w rozcieńczeniach 10 -5 , na trzech rodzajach komórek ludzkich (pępowinowych,<br />
łożyskowych i zarodkowych). To rozcieńczenie jest daleko niższe od stosowanych<br />
w rolnictwie i odpowiada niskim poziomom pozostałości w żywności lub paszy. Formulacje<br />
handlowe zostały porównane z czystym glifosatem G oraz z jego metabolitem AMPA<br />
(kwasem aminometylofosforowym ) oraz ze stosowaną jako dodatek technologiczny POEA<br />
(poliethoksylo-tallowaminą). Wszystkie formulacje R powodowały śmierć komórek w czasie<br />
do 24 godzin, przez zahamowanie funkcji mitochondrialnej dehydrogenazy busztynianowej<br />
i martwicę, przez uwolnienie cytozolowej kinazy adenylowej. Preparaty te powodują też<br />
apoptozę przez uaktywnienie enzymatycznej funkcji kaspaz 3/7. Potwierdza to charakterystyczny<br />
rozpad DNA, kurczenie się i rozpad jąder [Benachour i Séralini 2009].<br />
W innych badaniach w Urbino komórki wątrobowe linii HTC traktowano Roundupem<br />
w stężeniach 1–10 mM i analizowano ich parametry za pomocą cytometrii przepływowej<br />
468
Aktualny stan wiedzy o zagrożeniach ekotoksykologicznych związanych z gmo<br />
oraz mikroskopii fluorescencyjnej i elektronowej. Żywotność komórek ani morfologia większości<br />
organelli nie były zmienione, zaobserwowano jednak zmiany w ilości lizosomów oraz<br />
strukturze błon mitochondrialnych, mogące wpływać na obniżenie aktywności łańcucha oddechowego<br />
(Malatesta i in. 2008). Obecność pozostałości substancji czynnej, produktów<br />
jej rozkładu i substancji technologicznych wywołuje zaburzenia rozrodu, hamowanie procesów<br />
podziału komórek zarodka, uszkodzenie komórek łożyska, a także zaburzenia syntezy<br />
hormonów sterydowych [Benachour i Séralini 2009, Gasnier i in. 2009, Mañas i in. 2009,<br />
2009a, Richard i in. 2005].<br />
W Ameryce Południowej, gdzie w ostatnich latach wzrosło zużycie herbicydów na bazie<br />
glifosatu, zaczynają pojawiać się sygnały o szkodliwym wpływie tego środka na zdrowie<br />
ludzi. U kobiet narażonych podczas ciąży na kontakt z herbicydami wzrasta odsetek dzieci<br />
z zaburzeniami rozwojowymi, takimi jak mikrocefalia, acefalia czy nieprawidłowości w budowie<br />
czaszki. Zespół z Uniwersytetu w Buenos Aries w badaniach na zarodkach żaby (Xenopus<br />
laevis) i kurzych potwierdził teratogenne działanie glifosatu na zarodki płazów, u których<br />
występowały deformacje głowy i ośrodkowego układu nerwowego. Glifosat w rozcieńczeniach<br />
1:5000 preparatu handlowego powoduje uszkodzenia zarodków Xenopus laevis<br />
i kurzych. W zjawisko to zaangażowana jest ścieżka sygnałowa kwasu retinowego [Paganelli<br />
i wsp. 2010].<br />
Dopuszczalna pozostałość glifosatu w soi w UE wynosi 20 mg·kg -1 . W omawianych badaniach<br />
zniekształcenia embrionów wystąpiły przy stężeniu glifosatu 2,03 mg·kg -1 , czyli prawie<br />
10 razy niższym. Według danych FAO w ziarnie sojowym notuje się pozostałości glifosatu<br />
na poziomie powyżej 17 mg·kg -1 .<br />
Wprowadzenie do obrotu i uprawy roślin GMO na teren Polski zagraża głównym priorytetom<br />
w rozwoju polskiego rolnictwa. Tradycyjne gatunki roślin to nasze bogactwo biologiczne,<br />
przez Polskę wniesione do zubożonej przyrodniczo zachodniej Europy.<br />
Troska o zachowanie dziedzictwa naturalnego i idea zrównoważonego rozwoju jest<br />
wielkim wyzwaniem dla współczesnego człowieka. Czy człowiek psując wszystko dokooła,<br />
nie zostanie strasznie oszukany – a na odwrót będzie za późno?<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Battistelli S., Citterio B., Baldelli B., Parlani C., Malatesta M. 2010. Histochemical<br />
and morpho-metrical study of mouse intestine epithelium after a long term diet<br />
containing genetically modified soybean. Eur J Histochem. 54(3):36.<br />
Benachour N., Séralini GE. 2009. Glyphosate formulations induce apoptosis and necrosis<br />
in human umbilical, embryonic, and placental cells. Chem Res Toxicol. 2(1):97–<br />
105.<br />
Chrostowski K. 2006. Doping genowy nowe zagrożenie dla sportu. Sport wyczynowy<br />
9/10: 485.<br />
469
Tadeusz P. Żarski, He<strong>nr</strong>yka Żarska, Teresa Majdecka<br />
Ewe SWB & Pusztai A. 1999. Effects of diets containing genetically modified potatoes<br />
expressing Galanthus nivalis lectin on rat small intestine. Lancet 354: 135–154.<br />
Gasnier C., Dumont C., Benachour N., Clair E., Chagnon MC, Séralini GE.<br />
2009. Glyphosate-based herbicides are toxic and endocrine disruptors in human cell lines.<br />
Toxicology 262, 3: 184–191.<br />
Ho MW., Ryan A. & Cummins J. 1999. Cauliflower mosaic viral promoter – A recipe for disaster?<br />
Microbial Ecology in Health and Disease 11: 194–197.<br />
Lisowska K. 2010. Genetycznie modyfikowane uprawy a zrównoważone rolnictwo i nasze<br />
zdrowie. J Ecol. Health 14(6): 303–309.<br />
Malatesta M., Biggiogera M., Manuali E., Rocchi MB., Baldelli B., Gazzanelli<br />
G. 2003. Fine structural analyses of pancreatic acinar cell nuclei from mice fed<br />
on genetically modified soybean. Eur J Histochem. 47(4):385–8.<br />
Malatesta M., Caporaloni C., Gavaudan S., Rocchi MB., Serafini S., Tiberi<br />
C., Gazzanelli G. 2002. Ultrastructural morphometrical and immunocytochemical<br />
analyses of hepatocyte nuclei from mice fed on genetically modified soybean. Cell<br />
Struct Funct. 27(4):173–80.<br />
Malatesta M., Tiberi C., Baldelli B., Battistelli S., Manuali E., Biggiogera<br />
M. 2005. Reversibility of hepatocyte nuclear modifications in mice fed on genetically<br />
modified soybean. Eur J Histochem. <strong>49</strong>(3):237–42.<br />
Malatesta M., Perdoni F., Santin G., Battistelli S., Muller S., Biggiogera<br />
M. 2008. Hepatoma tissue culture (HTC) cells as a model for investigating the effects<br />
of low concentrations of herbicide on cell structure and function. Toxicol In Vitro.<br />
22(8):1853–60.<br />
Mañas F., Peralta L., Raviolo J., García Ovando H., Weyers A., Ugnia L., Gonzalez<br />
Cid M., Larripa I., Gorla N. 2009. Genotoxicity of AMPA, the environmental<br />
metabolite of glyphosate, assessed by the Comet assay and cytogenetic tests. Ecotoxicol<br />
Environ Saf. 72(3): 834–837.<br />
Mañas F., Peralta L., García Ovando H., Weyers A.,Ugnia L. Larripa I.,Gonzalez<br />
Cid M., Gorla N. 2009a. Genotoxicity of Glyphosate assessed by the comet<br />
assay and cytogenetic tests. Environmental Toxicology and Pharmacology 28:<br />
37–41.<br />
Paganelli A., Gnazzo V., Acosta H., López SL., Carrasco AE. 2010. Glyphosatebased<br />
herbicides produce teratogenic effects on vertebrates by impairing retinoic acid<br />
signaling. Chem. Res. Toxicol. 23(10): 1586–1595.<br />
Quist D. & Chapela IH. 2001. Transgenic DNA introgressed into traditional maize landraces<br />
in Oaxaca, Mexico. Nature 414: 541–543.<br />
Richard S., Moslemi S., Sipahutar H., Benachour N., Séralini GE. 2005. Differential<br />
effects of glyphosate and Roundup on human placental cells and aromatase.<br />
Environ Health Perspect. 113(6) : 16–20.<br />
470
Aktualny stan wiedzy o zagrożeniach ekotoksykologicznych związanych z gmo<br />
Séralini GE., de Vendômois JS., Cellier D., Sultan C., Buiatti M., Gallagher<br />
L., Antoniou M., Dronamraju KR. 2009. How subchronic and chronic health effects<br />
can be neglected for GMOs, pesticides or chemicals. Int J Biol Sci. 5 : 438–43.<br />
State-Specific Prevalence of Obesity Among Adults — United States. 2008. CDC.<br />
MMWR 57(36):765–8.<br />
de Vendômois JS., Roullier F., Cellier D., Séralini GE. 2009. A comparison of<br />
the effects of three GM corn varieties on mammalian health. Int J Biol Sci. 5(7):706–26.<br />
Vecchio L., Cisterna B., Malatesta M., Martin TE., Biggiogera M. 2004. Ultrastructural<br />
analysis of testes from mice fed on genetically modified soybean. Eur. J Histochem.<br />
48(4): 448–54.<br />
471
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Barbara Bujanowicz-Haraś*<br />
STOPIEŃ ZRÓŻNICOWANIA TERYTORIALNEGO ROZWOJU<br />
ROLNICTWA PRZYJAZNEGO ŚRODOWISKU NATURALNEMU<br />
W POLSCE<br />
Differentiation degree of environment frendly<br />
agricultureۥs territorial development in Poland<br />
Słowa kluczowe: ekologiczna produkcja rolnicza, zróżnicowanie przestrzenne, warunki<br />
przyrodnicze, wsparcie finansowe.<br />
Key words: organic agricultural production, spatial differentiation, environmental conditions,<br />
financial support.<br />
The methods of agriculture activity management have great impact on natural environment<br />
both positive one and also negative one. An environment protection integration with productive<br />
function of rural areas is a chance to reduce eco-systems degradation what positively<br />
influences sustainable development conception adaptation. Model of ecological farming is<br />
considered to be one of the basic elements of sustainable development of rural areas. This<br />
paper presents ecological farming development in Poland regarding regions. Chief Inspectorate<br />
of Agree-Food Products Quality as well as Central Statistical Office were data source.<br />
An analysis was done basing upon adequate literature. Presentation of results was realized<br />
using tabular statistic method as well as the graphic one.<br />
1.Wprowadzenie<br />
Sposób prowadzenia działalności rolniczej wywołuje skutki środowiskowe o charakterze<br />
zarówno pozytywnym, jak i niekorzystnym. Konsekwencją działania zespołu ujemnych<br />
zjawisk powodowanych przez rolnictwo jest degradacja i zubożenie środowiska przyrodniczego<br />
w wyniku zanieczyszczania wód, gleby, powietrza i zmiany stosunków wod-<br />
* Dr inż. Barbara Bujanowicz-Haraś – Katedra Ekonomii i Zarządzania, Uniwersytet<br />
Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 461 00 61 w. 157;<br />
e-mail:barbara.bujanowicz-haras@up.lublin.pl<br />
472
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
nych, a także ograniczania bioróżnorodności oraz niekorzystnych zmianach w krajobrazie.<br />
Współcześnie szansą na ograniczenie nadmiernej ingerencji w procesy przyrodnicze, zachowanie<br />
zasobów i walorów środowiska oraz tradycyjnego krajobrazu rolniczego jest integrowanie<br />
ochrony środowiska z funkcją produkcyjną na obszarach wiejskich, co sprzyja<br />
urzeczywistnieniu koncepcji zrównoważonego i wielofunkcyjnego rozwoju rolnictwa oraz<br />
obszarów wiejskich i czyni tę koncepcję bardziej realną.<br />
Poszczególne systemy rolnicze w różnym zakresie korespondują z zasadami trwałego<br />
zrównoważonego rozwoju. Za jeden z podstawowych elementów zrównoważonego rozwoju<br />
obszarów wiejskich uważane jest rolnictwo ekologiczne.<br />
Produkcja ekologiczna jest ogólnym systemem zarządzania gospodarstwem i produkcji<br />
żywności, który łączy najkorzystniejsze dla środowiska praktyki, wysoki stopień bioróżnorodności,<br />
ochronę zasobów naturalnych oraz stosowanie wysokich standardów dotyczących<br />
dobrostanu zwierząt. Ekologiczna metoda produkcji dostarcza wyrobów wytwarzanych<br />
przy wykorzystywaniu naturalnych substancji i naturalnych procesów, spełniając wymagania<br />
określonej grupy konsumentów [Rozporządzenie... 2007].<br />
Gospodarowanie zgodne z wymogami systemu rolnictwa ekologicznego preferuje<br />
utrzymanie i wzbogacanie żyzności gleby, wyklucza stosowanie nawozów przemysłowych,<br />
środków ochrony roślin oraz syntetycznych dodatków do pasz. Produkcja odbywa się w zamkniętym<br />
obiegu: gleba – roślina – zwierzę, przy zachowaniu podstawowej zasady rolnictwa<br />
ekologicznego, jaką jest osiąganie równowagi paszowo-nawozowej [Grykień 2010].<br />
Taka forma gospodarowania nie prowadzi do zakłóceń równowagi ekologicznej w ekosystemach<br />
[Zimny 2007]. To typ rolnictwa zrównoważonego pod względem ekologicznym, ekonomicznym<br />
i społecznym. Nie obciąża on środowiska przyrodniczego, jego wyróżnikiem<br />
zaś są również niskie nakłady zewnętrzne [Ilnicki 2004].<br />
Rolnictwo ekologiczne obecnie ma wymiar globalny. Jednak jego rozwój jest zróżnicowany<br />
przestrzennie. W kraju determinowany zarówno cechami specyficznymi określonego<br />
regionu, jak i ogólnymi procesami rozwojowymi w kraju i na świecie [Niewiadomski 2007].<br />
2. Cel, źródła materiałów badawczych i metody<br />
W niniejszym opracowaniu podjęto próbę przedstawienia zróżnicowania rozwoju rolnictwa<br />
ekologicznego w odniesieniu do przyrodniczych uwarunkowań regionalnych i wsparcia<br />
finansowego w ramach programów rolnośrodowiskowych.<br />
Podstawowe źródło informacji stanowiły dane pochodzące ze źródeł wtórnych, takich<br />
jak:<br />
1) Raport o stanie rolnictwa ekologicznego w Polsce w latach 2005–2006;<br />
2) Rolnictwo ekologiczne w Polsce, Raport 2007–2008 z Głównego Inspektoratu Jakości;<br />
Handlowej Artykułów Rolno-Spożywczych;<br />
3) Rocznik Statystyczny Rolnictwa i Obszarów Wiejskich 2005;<br />
473
Barbara Bujanowicz-Haraś<br />
4) Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2009, GUS<br />
oraz<br />
5) literatura przedmiotu.<br />
Informacje o regionalnym zróżnicowaniu przydatności przestrzeni do rolnictwa ekologicznego<br />
pozyskano z bazy danych IUNG - PIB [Stuczyński i in. 2007]. Analizy stanu rolnictwa<br />
dokonano dla przestrzeni lat 2004–2008, wyznaczonych przez dostępność danych źródłowych.<br />
W celu opracowania i usystematyzowania zgromadzonych materiałów zastosowano<br />
metody: opisową i porównawczą oraz proste metody statystyczne. Uzyskane wyniki badań<br />
zwizualizowano w postaci tabel i graficznej.<br />
3. Środowiskowe uwarunkowania regionalne produkcji<br />
ekologicznej<br />
Podstawowe znaczenie w kształtowaniu rolniczego użytkowania ziemi mają warunki<br />
przyrodnicze. Chociaż środowisko jest w coraz większym stopniu dostosowywane do zmieniających<br />
się wymogów działalności rolniczej, to nadal stanowi jeden z najważniejszych elementów<br />
kształtujących kierunki i możliwości gospodarki rolnej [Bański 2007].<br />
W Polsce istnieją dogodne warunki do rozwoju rolnictwa ekologicznego. Rodzime rolnictwo<br />
jest predestynowane do stosowania ekologicznych metod produkcji ze względu na warunki<br />
strukturalne, środowiskowe, społeczne oraz historyczne. Niski poziom intensyfikacji rolnictwa,<br />
mniejsze niż w większości krajów europejskich zużycie nawozów sztucznych, pestycydów<br />
i innych środków chemii rolnej i weterynaryjnej spowodowało, że jakość ekologiczna przestrzeni<br />
produkcyjnej w rolnictwie oraz bogactwo jej różnorodności biologicznej należą do jednych<br />
z najlepszych wśród państw członkowskich Unii Europejskiej [Plan... 2011]. Jest to szczególnie<br />
istotne, ponieważ rolnictwo ekologiczne, będąc systemem gospodarowania bazującym na<br />
wykorzystaniu naturalnych zasobów i walorów siedliska oraz procesów zachodzących w agroekosystemach,<br />
w dużym zakresie zależy od jakości rolniczej przestrzeni produkcyjnej.<br />
Obszary wykorzystywane rolniczo w kraju charakteryzuje zróżnicowanie pod względem<br />
warunków przyrodniczych. Zaproponowany w IUNG syntetyczny środowiskowy wskaźnik<br />
przydatności obszarów do produkcji ekologicznej (SŚWP) stanowi sumę wskaźników cząstkowych<br />
WJRPP + WGM + WUZ + WOCHR + WZG + WKG + WPG (gdzie: WJRPP – wskaźnik<br />
jakości rolniczej przestrzeni produkcyjnej; WGM – wskaźnik gleb marginalnych; WUZ –<br />
wskaźnik użytków zielonych; WOCHR – wskaźnik obszarów chronionych; WZG – wskaźnik<br />
zanieczyszczenia gleb; WKG – wskaźnik kwasowości gleb; WPG – wskaźnik próchniczności<br />
gleb), którym przypisano różne znaczenie przez nadanie im odpowiednich wag, wartość<br />
SŚWP zaś charakteryzuje ogólną przydatność danego obszaru do produkcji ekologicznej.<br />
Szczególnie przydatne w rolnictwie ekologicznym są użytki zlokalizowane na terenie<br />
obszarów chronionych lub w ich bezpośrednim otoczeniu. Ponadto, rolnicy prowadzący<br />
działalność rolniczą odpowiadają za zachowanie cennych walorów przyrodniczych.<br />
474
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
Procent powierzchni ogólnej zajmowanej przez obszary prawnie chronione zilustrowano<br />
wykorzystując wskaźnik obszarów chronionych (WOCHR). Największy udział obszarów<br />
chronionych występuje na terenie województw: świętokrzyskiego, podkarpackiego i warmińsko-mazurskiego<br />
[Stuczyński i in. 2007].<br />
Objaśnienia: SŚWP – syntetyczny środowiskowy wskaźnik przydatności obszarów do produkcji ekologicznej;<br />
WOCHR – wskaźnik obszarów chronionych.<br />
Źródło: Stuczyński i in. [2007].<br />
Rys. 1. Przestrzenne zróżnicowanie syntetycznego środowiskowego wskaźnika przydatności<br />
obszarów do produkcji ekologicznej oraz wskaźnika obszarów chronionych w województwach<br />
Fig. 1. Spatial differentiation of aggregate environmental indicator´s usefulness for organic farming<br />
and an indicator of protected areas in regions<br />
W kraju ogólnie najlepsze warunki środowiskowe do prowadzenia produkcji ekologicznej<br />
wyróżniają dwa regiony:<br />
1) północny z województwami warmińsko-mazurskim, kujawsko-pomorskim i pomorskim<br />
oraz<br />
2) południowo-wschodni, obejmujący województwa podkarpackie i lubelskie.<br />
475
Barbara Bujanowicz-Haraś<br />
Średnie warunki do rozwoju rolnictwa ekologicznego mają województwa: zachodniopomorskie,<br />
lubuskie, dolnośląskie i wielkopolskie. Regiony zaś, które charakteryzuje stosunkowo<br />
niewielki udział obszarów bardzo przydatnych do produkcji ekologicznej, to województwa<br />
śląskie i małopolskie [Stuczyński i in. 2007].<br />
4. Przestrzenne rozmieszczenie gospodarstw i powierzchni upraw<br />
ekologicznych<br />
Gospodarowanie oparte na zasobach i walorach środowiskowych stało się nieodłącznym<br />
elementem rolniczej przestrzeni produkcyjnej w kraju, na co wskazuje zainteresowanie<br />
produkcją metodami ekologicznymi. Poziom rozwoju rolnictwa ekologicznego nie jest jednak<br />
równomierny. Na terenie Polski w roku 2008 produkcja ekologiczna prowadzona była<br />
łącznie przez 14 896 obiektów (8685 gospodarstw z certyfikatem i 6211 w okresie konwersji),<br />
co oznaczało w porównaniu z rokiem 2004 blisko 4-krotny wzrost tej produkcji. Największa<br />
pula gospodarstw o profilu produkcji ekologicznej była zlokalizowana na obszarze województw:<br />
małopolskiego (2100 gospodarstw), podkarpackiego (1892 gospodarstw), lubelskiego<br />
(1566 gospodarstw) oraz mazowieckiego (1481 gospodarstw). We wskazanych województwach<br />
w wymienionym okresie blisko połowa rodzimych producentów funkcjonowała<br />
prowadzą gospodarstwa ekologiczne. Najsłabiej pod tym względem wypada województwo<br />
opolskie (62). W latach 2004–2008 największy przyrost liczby gospodarstw odnotowano<br />
w zachodniopomorskim (blisko 8-krotny).<br />
Tabela 1. Liczba gospodarstw prowadzących produkcję metodami ekologicznymi (z certyfikatem<br />
zgodności i będących w okresie przestawiania) w latach 2004–2008 w poszczególnych<br />
województwach<br />
Table 1. The number of ecological farms (with certificate and the ones applicating for certificate)<br />
in 2004–2008 in particular regions<br />
476<br />
Gospodarstwa<br />
ekologiczne ogółem<br />
Gospodarstwa<br />
posiadające certyfikat<br />
Gospodarstwa w trakcie<br />
przestawiania<br />
Województwa<br />
2004 r. 2008 r. przyrost 2004 r. 2008 r. przyrost 2004 r. 2008 r. przyrost<br />
Dolnośląskie 197 879 + 682 89 456 +367 108 423 + 315<br />
Kujawsko-pomorskie 89 258 +169 58 158 + 100 31 100 + 69<br />
Lubelskie 393 1566 + 1173 210 963 + 753 183 603 + 420<br />
Lubuskie 66 480 + 414 18 235 + 217 48 245 + 197<br />
Łódzkie 71 314 + 243 33 190 + 157 38 124 + 86<br />
Małopolskie 697 2100 + 1403 231 1318 + 1087 466 782 + 316<br />
Mazowieckie 434 1481 + 1047 191 987 + 796 243 <strong>49</strong>4 + 251<br />
Opolskie 26 62 + 36 16 35 + 19 10 27 + 17<br />
Podkarpackie 430 1892 + 1462 193 1119 + 926 237 773 + 536<br />
Podlaskie 207 1160 + 953 90 616 + 526 117 544 + 427<br />
Pomorskie 66 392 + 326 31 223 + 192 35 169 + 134<br />
cd. tab. na stronie 477
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
cd. tab. ze strony 476<br />
Śląskie 47 176 + 129 27 110 + 83 20 66 + 46<br />
Świętokrzyskie 547 1165 + 618 302 892 + 590 245 273 + 28<br />
Warmińsko-mazurskie 244 1059 + 815 91 573 + 482 153 486 + 333<br />
Wielkopolskie 70 516 + 446 33 239 + 206 37 277 + 240<br />
Zachodniopomorskie 176 1396 + 1220 70 571 + 501 106 825 + 719<br />
Polska 3760 14 896 + 11 136 1683 8685 + 7002 2077 6211 + 4134<br />
Źródło: Rocznik Statystyczny Rolnictwa i Obszarów Wiejskich. 2005 GUS, Warszawa; Raport o stanie<br />
rolnictwa ekologicznego w Polsce w latach 2005–2006. Rolnictwo ekologiczne w Polsce, Raport<br />
2007–2008, IJHARS; Rocznik Statystyczny Rolnictwa. 2009. GUS, Warszawa.<br />
W strukturze wielkości gospodarstw ekologicznych w roku 2004 dominowały gospodarstwa<br />
o powierzchni do 20 ha (71%), najmniejszy udział zaś miały gospodarstwa o wielkości<br />
ponad 100 ha. W roku 2008 znacząco zwiększyła się liczba gospodarstw w przedziale<br />
do 5 ha. Ich udział w strukturze gospodarstw ekologicznych wzrósł do 36,5%. Odnotowano<br />
zmniejszenie liczby gospodarstw w pozostałych grupach obszarowych. Występujący<br />
trend wskazuje na postępujące rozdrobnienie gospodarstw ekologicznych. Odzwierciedleniem<br />
tej tendencji są zmiany w zakresie średniej wielkości gospodarstwa ekologicznego,<br />
która w roku 2006 kształtowała się na poziomie 24,8 ha, a w roku 2008 wynosiła już 21<br />
ha. W roku 2008 gospodarstwa w kategorii do 5 ha stanowiły najliczniejszą grupę w województwie<br />
małopolskim – 58,7%, a w przedziale wielkości powyżej 50 ha w województwie<br />
wielkopolskim – 22,2%.<br />
Wraz z notowanym zwiększeniem liczby gospodarstw ekologicznych systematycznie<br />
zwiększała się powierzchnia zajmowanych przez nie upraw. Całkowita powierzchnia<br />
użytków rolnych pod uprawami ekologicznymi w roku 2004 wynosiła 82 730,1 ha, w roku<br />
2008 natomiast nastąpiło jej zwiększenie do 314 921,2 ha (178 732,2 ha z certyfikatem<br />
oraz 136 189,0 ha w okresie przestawiania produkcji). Największe powierzchnie upraw ekologicznych<br />
znajdowały się w województwach:<br />
1) zachodniopomorskim – 54 150,7 ha, co uplasowało je na pierwszym miejscu,<br />
2) warmińsko-mazurskim – 28 827,9 ha,<br />
3) podkarpackim – 28 670,5 ha<br />
oraz<br />
4) dolnośląskim – 28 466,5 ha.<br />
Z przeglądu danych zawartych w tabeli 2 wynika, że na przestrzeni lat 2004–2008 we<br />
wszystkich województwach zwiększono powierzchnię gruntów rolnych zagospodarowanych<br />
zgodnie z metodami ekologicznymi od 117% w województwie świętokrzyskim do blisko<br />
709% w województwie śląskim.<br />
Wykonano analiza rozmieszczenia gospodarstw i upraw ekologicznych w latach<br />
2004–2008 na tle uwarunkowań przyrodniczych zilustrowanych za pomocą syntetycznego<br />
środowiskowego wskaźnika przydatności obszarów do produkcji ekologicznej (SŚWP)<br />
i w związku z obszarami objętymi ochroną prawną, wskazuje, że w badanych latach największy<br />
wzrost liczby gospodarstw prowadzących produkcję metodami ekologicznymi<br />
477
Barbara Bujanowicz-Haraś<br />
miał miejsce w województwach zachodniopomorskim i wielkopolskim, które charakteryzują<br />
średnie warunki do rozwoju rolnictwa. Najwięcej gospodarstw ekologicznych znajdowało<br />
się na obszarze województwa małopolskiego, gdzie SŚWP przyjmuje jedną z najniższych<br />
wartości (74,39). Z kolei, powierzchnia gospodarstw posiadających certyfikat i będących<br />
w trakcie przestawiania produkcji rolnej wzrosła w największym stopniu w województwie<br />
śląskim.<br />
Łączna powierzchnia ekologicznych użytków rolnych na ternie województw z największym<br />
udziałem obszarów chronionych – świętokrzyskiego, podkarpackiego i warmińsko-<br />
-mazurskiego – objęła 68 339,1 ha. W wymienionych województwach w latach 2004–2008<br />
liczba gospodarstw ekologicznych zwiększyła się odpowiednio o 113%, 340,0% i 334,0%,<br />
a areał upraw ekologicznych o: 117,0%, 167,7% oraz 203,6%.<br />
W województwie świętokrzyskim, gdzie SŚWP należy do najwyższych w kraju, powierzchnia<br />
ekologicznych użytków rolnych w roku 2008 wynosiła 10 840,7 ha. Na obszarze<br />
województwa zachodniopomorskiego – charakteryzującego się wskaźnikiem obszarów<br />
chronionych na poziomie 27,4 – odnotowano natomiast największą powierzchnię upraw<br />
ekologicznych, rzędu 54 150,7 ha.<br />
Tabela 2. Powierzchnia użytków rolnych (UR) gospodarstw ekologicznych i jej zmiany w latach<br />
w latach 2004–2008 w poszczególnych województwach<br />
Table 2. Arable land area of organic farms and its changes in 2004–2008 in particular regions<br />
Województwa<br />
Powierzchnia UR<br />
gospodarstw ekologicznych<br />
ogółem, ha<br />
Powierzchnia z certyfikatem,<br />
ha<br />
Powierzchnia w okresie<br />
przestawiania, ha<br />
2004 2008 2004=1 2004 2008 2004=1 2004 2008 2004=1<br />
Dolnośląskie 8789,1 28466,5 3,2 4129,0 16035,3 3,9 4660,1 12431,2 2,7<br />
Kujawsko-pomorskie 1719,9 5942,6 3,5 1100,9 3665,3 3,3 619,0 2277,3 3,7<br />
Lubelskie 5705,6 26891,9 4,7 2673,9 16986,9 6,4 3031,7 9905,0 3,3<br />
Lubuskie 2297,7 18206,5 7,9 978,7 7927,9 8,1 1319,0 10278,6 7,8<br />
Łódzkie 1195,4 4828,5 4,0 461,3 2801,8 6,1 734,1 2026,7 2,8<br />
Małopolskie 7626,5 22654,9 3,0 3860,4 14839,7 3,8 3766,1 7815,2 2,1<br />
Mazowieckie 6075,0 27742,3 4,6 2374,0 16567,6 7,0 3700,9 11174,7 3,0<br />
Opolskie 446,8 1570,7 3,5 166,2 713,1 4,3 280,6 857,6 3,1<br />
Podkarpackie 10711,6 28670,5 2,7 4734,2 19688,5 4,2 5977,4 8982,0 1,5<br />
Podlaskie 3863,3 20410,5 5,3 1791,3 10991,7 6,1 2072,0 9418,8 4,5<br />
Pomorskie 1781,2 11366,0 6,4 963,7 5959,4 6,2 817,5 5406,6 6,6<br />
Śląskie 486,5 3934,5 8,1 177,5 2301,3 13,0 309,0 1633,2 5,3<br />
Świętokrzyskie <strong>49</strong>94,6 10840,7 2,2 2716,2 7694,0 2,8 2278,4 3146,7 1,4<br />
Warmińsko-mazurskie 9<strong>49</strong>6,6 28827,9 3,0 4652,2 16465,6 3,5 4844,4 12362,3 2,6<br />
Wielkopolskie 4815,8 20416,6 4,2 1357,0 9850,3 7,3 3458,8 10566,3 3,1<br />
Zachodniopomorskie 12724,8 54150,7 4,3 5587,8 26243,9 4,7 7137,0 27906,8 3,9<br />
Polska 82730,1 31<strong>49</strong>21,2 3,8 37724,4 178732,2 4,7 45005,7 136189,0 3,0<br />
Źródło: Rocznik Statystyczny Rolnictwa i Obszarów Wiejskich 2005. GUS, Warszawa; Raport o stanie<br />
rolnictwa ekologicznego w Polsce w latach 2005–2006. Rolnictwo ekologiczne w Polsce. Raport<br />
2007–2008, IJHARS; Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2009. GUS, Warszawa.<br />
478
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
5. Dopłaty do produkcji ekologicznej w ramach PROW<br />
2004–2006 i 2007–2013<br />
Rozwojowi nurtu rolnictwa ekologicznego sprzyja bezsprzecznie wprowadzanie<br />
systemów wsparcia finansowego. W kraju po raz pierwszy produkcja ekologiczna uzyskała<br />
wsparcie finansowe w postaci dotacji do kosztów kontroli gospodarstwa w roku<br />
1998. W roku 1999 wprowadzono dopłaty bezpośrednie do powierzchni upraw. Dynamiczny<br />
rozwój tego sposobu gospodarowania nastąpił po akcesji Polski do Unii Europejskiej<br />
i wprowadzeniu Wspólnej Polityki Rolnej (WPR) oraz Krajowego Programu<br />
Rolnośrodowiskowego (KPR), stanowiącego element (PROW) [Stalenga, Kuś 2007].<br />
Krajowy Program Rolnośrodowiskowy (KPR) był wdrażany w ramach Planu Rozwoju<br />
Obszarów Wiejskich (PROW) na lata 2004–2006. Pakiet „rolnictwo ekologiczne” obejmował<br />
8 wariantów:<br />
1) uprawy rolnicze;<br />
2) trwałe użytki zielone;<br />
3) uprawy warzywnicze;<br />
4) uprawy sadownicze, w tym jagodowe [Plan… 2004]. Agencja Rozwoju i Modernizacji<br />
Rolnictwa (ARiMR) uruchomiła realizację pakietu „rolnictwo ekologiczne” od września<br />
2004 r.<br />
Rozpiętość stawek podstawowych w ramach poszczególnych wariantów wynosiła od<br />
330 zł/ha dla trwałych użytków zielonych (TUZ) bez certyfikatu do 1800 zł/ha w odniesieniu<br />
do upraw sadowniczych bez certyfikatu.<br />
W obecnie obowiązującym PROW 2007–2013 pakiet „rolnictwo ekologiczne” został<br />
zmodyfikowany przez dodanie wariantu uprawy zielarskie i podział upraw sadowniczych.<br />
W porównaniu do wymagań określonych w PROW 2004–2006 wprowadzono dodatkowe<br />
wymogi dotyczące przeznaczenia plonu oraz wykonywanych zabiegów agrotechnicznych<br />
oraz jakości wykorzystywanego materiału szkółkarskiego [Program… Planu Rozwoju Obszarów<br />
Wiejskich 2011]. Stawki płatności w zależności od wariantu kształtują się w zakresie<br />
od 160 zł /ha do 1800 zł/ha.<br />
Powierzchnia, na której gospodarowano metodami ekologicznymi, stanowiąca podstawę<br />
do wypłaty dotacji w ramach PROW 2004–2006, wynosiła w 2004 r. 68 270,2 ha,<br />
w roku 2008 zaś już 245 733,1 ha, czyli wzrosła ponad trzykrotnie (3,6 razy). Największe<br />
zainteresowanie wykazywali rolnicy w zakresie zwiększania areału upraw sadowniczych.<br />
W skali kraju na przestrzeni badanego okresu powierzchnia upraw sadowniczych<br />
zwiększyła się ponad 18-krotnie. Stanowiło to konsekwencję uprawy na obszarze<br />
37 971 ha orzecha włoskiego [Nachtman 2009]. Największa powierzchnia upraw sadowniczych<br />
charakteryzowała województwo zachodniopomorskie (16 235,6 ha), największy<br />
jej wzrost natomiast zanotowano w województwie wielkopolskim (tab. 3).<br />
479
Barbara Bujanowicz-Haraś<br />
Tabela 3. Powierzchnia upraw ekologicznych, do której wypłacono dotację za realizację pakietu rolnictwa ekologicznego w ramach PROW 2004–<br />
2006 w latach 2004–2008<br />
Table 3. Area of farming supported with payments from the organic agriculture package within PROW 2004–2006 in 2004–2008<br />
Województwo<br />
Uprawy rolnicze, ha Trwałe użytki zielone, ha Uprawy warzywne, ha Uprawy sadownicze, ha<br />
2004 2008 2004=1 2004 2008 2004=1 2004 2008 2004=1 2004 2008 2004=1<br />
Dolnośląskie 2485,0 5113,7 2,1 4<strong>49</strong>0,5 11 585,8 2,6 18,5 62,8 3,4 67,7 3403,1 50,3<br />
Kujawsko-pomorskie 1225,2 1654,8 1,4 387,1 1234,3 3,2 38,8 43,7 1,1 130,2 2187,3 16,8<br />
Lubelskie 2978,6 6554,5 2,2 1247,4 9205,0 7,4 158,3 228,0 1,4 697,2 5450,3 7,8<br />
Lubuskie 222,4 4394,3 19,8 860,8 9217,8 10,7 6,2 50,54 8,2 114,4 2731,0 23,9<br />
Łódzkie 620,8 1156,4 1,9 242,2 922,2 3,8 15,2 10,6 0,7 188,1 1902,4 10,1<br />
Małopolskie 1596,6 4815,7 3,0 4856,9 7747,2 1,6 15,2 50,6 3,3 227,5 1355,5 6,0<br />
Mazowieckie 3031,2 8276,5 2,7 1962,1 9478,9 4,8 64,0 102,7 1,6 311,0 4434,3 14,3<br />
Opolskie 150,7 298,8 2,0 219,2 196,7 0,9 10,8 5,0 0,5 8,0 196,3 24,5<br />
Podkarpackie 1977,6 5969,6 3,0 5416,1 13 867,8 2,6 16,3 35,4 2,2 240,4 1855,8 7,7<br />
Podlaskie 2139,0 6992,5 3,3 1541,1 4842,7 3,1 42,6 64,7 1,5 132,6 1322,6 10,0<br />
Pomorskie 831,5 4179,5 5,0 561,9 3379,2 6,0 10,2 80,1 7,9 32,5 994,9 30,6<br />
Śląskie 230,3 1186,4 5,2 170,3 1553,7 9,1 1,8 3,1 1,7 17,7 755,5 42,7<br />
Świętokrzyskie 2656,0 4557,4 1,7 1402,6 2204,9 1,6 140,1 168,8 1,2 330,0 1047,7 3,2<br />
Warmińskomazurskie<br />
3384,7 10 334,9 3,1 4010,0 6786,2 1,7 27,6 43,4 1,6 123,6 1715,7 13,9<br />
Wielkopolskie 1642,1 5470,1 3,3 1619,9 6613,5 4,1 33,0 48,4 1,5 <strong>49</strong>,6 68<strong>49</strong>,5 138,1<br />
Zachodniopomorskie 5566,7 16 543,9 3,0 4562,7 15 882,4 3,5 40,6 81,3 2,0 230,0 16 235,6 70,6<br />
Polska 31 179,6 87 <strong>49</strong>8,7 2,8 33 550,8<br />
104<br />
718,0<br />
3,1 639,4 1079,0 1,7 2900,4 52 437,4 18,1<br />
Źródło: Raport o stanie rolnictwa ekologicznego w Polsce w latach 2005–2006. Rolnictwo ekologiczne w Polsce, Raport 2007–2008, IJHARS.<br />
480
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
W roku 2008 było znacznie mniej – w porównaniu z sadami ekologicznych upraw rolniczych.<br />
Ich powierzchnia w latach 2004–2008 zwiększyła się o ponad 180%, przy czym wzrost<br />
ten był największy w województwie lubuskim (blisko 20-krotny). Trwałe użytki zielone zajmowane<br />
przez gospodarstwa ekologiczne w roku 2004 liczyły 33 550,8 ha, aby po czterech latach<br />
osiągnąć poziom 104 718 ha.<br />
W roku 2008 powierzchnia zajęta pod uprawy warzywne wynosiła 1079 ha i wzrosła w porównaniu<br />
do roku 2004 o 68,8%. Według rankingu powierzchni upraw warzywnych pierwszą<br />
lokatę w tym zakresie zajęło województwo lubelskie, biorąc natomiast pod uwagę tempo ich<br />
wzrostu na czołową pozycję wysunęło się województwo lubuskie.<br />
Dane w tabeli 4 prezentują stopień realizacji poszczególnych wariantów pakietu „rolnictwo<br />
ekologiczne” w ramach programu rolnośrodowiskowego dla PROW 2007–2013 – kampania<br />
2008. Analizując powierzchnię wsparcia w ramach poszczególnych wariantów wyraźnie<br />
można zobaczyć, że największą powierzchnię upraw, w odniesieniu do których wypłacono<br />
dotację, stanowiły uprawy rolnicze i trwałe użytki zielone, najmniejsza z tych upraw to<br />
obszar objęty uprawami zielarskimi.<br />
Tabela 4. Powierzchnia upraw ekologicznych, w odniesieniu do której w 2008 r. wypłacono dotację<br />
za realizację pakietu „rolnictwa ekologicznego” w ramach PROW 2007–2013<br />
Table 4. Area of farming supported with payments from the organic agriculture package within<br />
PROW 2007–2013 in 2008<br />
Województwo<br />
Uprawy<br />
rolnicze,<br />
ha<br />
Trwałe<br />
użytki<br />
zielone,<br />
ha<br />
Uprawy<br />
warzywne,<br />
ha<br />
Uprawy<br />
zielarskie,<br />
ha<br />
Uprawy<br />
sadownicze<br />
i jagodowe,<br />
ha<br />
Pozostałe uprawy<br />
sadownicze<br />
i jagodowe,<br />
ha<br />
Dolnośląskie 2027,1 3341,7 280,8 0,2 51,3 100,6<br />
Kujawsko-pomorskie 938,1 710,0 33,2 0,0 26,6 23,7<br />
Lubelskie 1817,7 1046,3 62,6 9,3 408,8 77,4<br />
Lubuskie 2477,9 1784,2 11,0 0,0 184,2 28,1<br />
Łódzkie 391,8 323,3 16,5 0,4 67,8 32,6<br />
Małopolskie 1251,0 2429,7 83,7 1,4 222,2 12,8<br />
Mazowieckie 3067,7 2667,9 26,6 4,3 254,5 217,2<br />
Opolskie 177,2 43,9 2,8 0,0 7,4 22,4<br />
Podkarpackie 1642,2 1756,8 54,1 0,0 203,0 104,4<br />
Podlaskie 4332,8 2515,8 74,8 7,2 95,0 65,1<br />
Pomorskie 2092,3 2192,6 83,8 0,0 19,7 33,0<br />
Śląskie 530,8 189,2 7,8 0,9 36,3 14,7<br />
Świętokrzyskie 1228,2 744,0 81,7 1,9 148,2 7,0<br />
Warmińsko-mazurskie 6734,2 4784,5 43,3 1,4 233,7 40,2<br />
Wielkopolskie 1778,9 1425,1 13,7 3,4 185,5 30,1<br />
Zachodniopomorskie 6824,4 5510,2 66,8 0,0 288,5 241,2<br />
Polska 37 312,3 31 465,0 943,1 30,5 2432,8 1050,4<br />
Źródło: Rolnictwo ekologiczne w Polsce, Raport 2007–-2009. IJHARS.<br />
481
Barbara Bujanowicz-Haraś<br />
6. Uwagi końcowe<br />
W kraju znaczący rozwój rolnictwa ekologicznego wystąpił po przystąpieniu Polski<br />
do Unii Europejskiej i wprowadzeniu programów środowiskowych w ramach PROW<br />
2004–2006 oraz pespektywie 2007–2013. Utrzymuje się jednak zróżnicowanie stopnia<br />
zaawansowania rozwoju rolnictwa ekologicznego pomiędzy poszczególnymi regionami.<br />
Chociaż gospodarstwa ekologiczne są tworzone w szczególności na terenach, gdzie występują<br />
relatywnie duże zasoby naturalne środowiska przyrodniczego, to ich rozmieszczenie<br />
wskazuje, że rozwój rolnictwa ekologicznego jest determinowany w większym zakresie<br />
przez czynniki ekonomiczno-organizacyjne, przede wszystkim korzystne warunki<br />
wsparcia finansowego. Można domniemywać, że dalszy rozwój tego systemu gospodarowania<br />
odbywać się będzie przy zachowaniu zróżnicowania terytorialnego. Ze względu<br />
na wiele korzyści, zarówno środowiskowych, jak i ekonomiczno-społecznych, za pożądane<br />
należy uznać wdrażanie do praktyki działań zawartych w Planie Działań dla Żywności<br />
i Rolnictwa Ekologicznego, których realizacja ma przyczynić się do rozwoju dostępnych<br />
technologii produkcji, rozwiązywania problemów związanych z zapewnieniem żywności<br />
wysokiej jakości, ochrony środowiska, dobrostanu zwierząt, a także rozwoju obszarów<br />
wiejskich.<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
Bański J. 2007. Przyrodnicze uwarunkowania gospodarki rolnej w Polsce. Studia Obszarów<br />
Wiejskich. IGiPZ PAN, PTG, Warszawa, 12: 9–18.<br />
Grykień S. 2010. Rolnictwo ekologiczne w Polce. w: Ciok S., Migoń P. (red.). Przekształcenia<br />
struktur regionalnych. Aspekty społeczne, ekonomiczne i przyrodnicze. <strong>Instytut</strong><br />
Geografii i Rozwoju Regionalnego. Uniwersytet Wrocławski, Wrocław: 321–330.<br />
Ilnicki P. 2004. Polskie rolnictwo a ochrona środowiska. Wydawnictwo AR, Poznań.<br />
Nachtman G. 2009. Ogólne informacje dotyczące rolnictwa ekologicznego i rynku produktów<br />
ekologicznych. W: Nachtman G., Żekało M. Wyniki ekonomiczne wybranych ekologicznych<br />
produktów rolniczych w latach 2005–2008. IERiGŻ, Warszawa, 141: 8–17.<br />
Niewiadomski K. 2007. Aspekty rozwoju rolnictwa ekologicznego w Polsce, Zagadnienia<br />
Ekonomiki Rolnej 1: 71–86.<br />
Plan Działań dla Żywności i Rolnictwa Ekologicznego w Polsce na lata 2011–2014.<br />
2011. MRiRW, Warszawa.<br />
Plan Rozwoju Obszarów Wiejskich. 2004. MRiRW, Warszawa.<br />
Program Rozwoju Obszarów Wiejskich na lata 2007–2013. 2011. MRiRW, Warszawa.<br />
Raport o stanie rolnictwa ekologicznego w Polsce w latach 2005–2006. IJHARS.<br />
Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2005, 2009. GUS, Warszawa: 102.<br />
Rolnictwo ekologiczne w Polsce. Raport 2007–2008. IJHARS.<br />
482
Stopień zróżnicowania terytorialnego rozwoju rolnictwa przyjaznego środowisku...<br />
Rozporządzenie Rady (WE) <strong>nr</strong> 834/2007 z dnia 28 czerwca 2007 r. w sprawie produkcji<br />
ekologicznej i znakowania produktów ekologicznych i uchylające rozporządzenie<br />
(EWG) <strong>nr</strong> 2092/91. Dz. Urz. L 189, 20.7.2007: 1–23.<br />
Stalenga J., Kuś J. 2007. Rolnictwo ekologiczne w Europie i Polsce. Studia i Raporty<br />
IUNG - PIB, Puławy, z. 6: 9–18.<br />
Stuczyński T., Jończyk K., Korzeniowska-Pucułek R., Kuś J., Terelak H.<br />
2007. Warunki przyrodnicze ekologicznej produkcji rolniczej a jej stan obecny na obszarze<br />
Polski. Studia i Raporty IUNG - PIB, Puławy; z.5: 55–78.<br />
Zimny L. 2007. Definicje i podziały systemów rolniczych. Acta Agrophysica 10(2): 507–518.<br />
483
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Ilona Małuszyńska*, Agnieszka Popenda**, Marcin J. Małuszyński*<br />
Mercury in the environment<br />
Rtęć w środowisku<br />
Key words: Mercury, environment, environmental pollution.<br />
Słowa kluczowe: rtęć, środowisko, zanieczyszczenie środowiska.<br />
Rtęć jest pierwiastkiem, który zajmuje jedno z pierwszych miejsc na liście najbardziej<br />
niebezpiecznych zanieczyszczeń środowiska. Wraz z decyzją UNEP z 2009 r. przygotowywana<br />
jest konwencja międzynarodowa, która od roku 2013 będzie obligować<br />
wszystkie państwa na świecie do ograniczenia emisji rtęci w skali globalnej [UNEP<br />
2008].<br />
Rtęć nie pełni żadnej znanej roli biologicznej, jest natomiast toksyczna dla wszystkich<br />
żywych organizmów. Pierwiastek ten w warunkach naturalnych występuje w stanie<br />
ciekłym, jak również w fazie gazowej oraz w postaci jonów w środowisku wodnym.<br />
Przeprowadzone liczne badania wskazują, że główny problem stanowią:<br />
1) uwalnianie się związków rtęci w środowisku,<br />
2) ich przemiany<br />
oraz<br />
3) rozprzestrzenianie się na znaczne odległości.<br />
Prowadzący badania naukowcy, coraz częściej zwracają uwagę na zjawisko reemisji<br />
rtęci z powierzchni wód i gleb, wskazując na istotność tego źródła rtęci w atmosferze.<br />
Toksyczne działanie rtęci i jej związków zależy głównie od formy, w jakiej występuje (rtęć<br />
elementarna oraz nieorganiczne i organiczne związki rtęci), od drogi wniknięcia do organizmu,<br />
dawki oraz czasu ekspozycji. Najbardziej groźne dla człowieka (zwłaszcza dla<br />
* Dr inż. Ilona Małuszyńska, dr inż. Marcin J. Małuszyński – Katedra Kształtowania Środowiska,<br />
Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul.<br />
Nowoursynowska 166, 02-787 Warszawa; tel.: 22 593 53 40, e-mail: ilona_maluszynska@sggw.pl;<br />
tel.: 22 593 53 39; e-mail: marcin_maluszynski@sggw.pl<br />
** Dr inż. Agnieszka Popenda – Katedra Chemii, Technologii Wody i Ścieków, Wydział Inżynierii<br />
i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Politechnika Częstochowska, ul. Dąbrowskiego 69, 42-200 Częstochowa;<br />
tel.: 34 325 09 09; e-mail: apopenda@is.pcz.czest.pl<br />
484
Mercury in the environment<br />
płodu i małych dzieci) są organiczne związki metylortęciowe, ponieważ uszkadzają one<br />
przede wszystkim ośrodkowy układ nerwowy.<br />
Rtęć nie ulega w środowisku biodegradacji i tworzy wiele toksycznych połączeń, zarówno<br />
nieorganicznych, jak i organicznych. Uwzględniając te właściwości należy pamiętać, że<br />
zanieczyszczenie środowiska przyrodniczego tym pierwiastkiem występujące w obecnych<br />
czasach, będzie stanowiło problem również w przyszłości.<br />
1. Introduction<br />
Mercury rarely occurs free in the nature and it is mainly found in cinnabar ore (HgS) in<br />
Spain and Italy. The highest contents of this element (40–400 μg∙kg -1 ) were found in sedimentary<br />
rocks, argillaceous sediments and, in particular organic-rich shales [Kabata-Pendias<br />
and Pendias 2001; Winter 2007].<br />
The natural release of mercury to environment occurs as a result of weathering of rocks<br />
and volatilization from the surface of seas and oceans. However, the main source of mercury,<br />
in the environment is anthropogenic activity like hard coal and brown coal mining, coal<br />
combustion, metallurgy and cement production [Pacyna 2008]. The significant influence on<br />
the mercury content in the environment has a presence of this element in industrial wastes,<br />
sewage as well as sediments.<br />
Mercury (Hg) pollution demands attention because of the toxicity, mobility and long<br />
residence period of the metal in the environment, and its ability to be transformed to methyl<br />
mercury (MeHg) in soil, a bioaccumulative compound that can readily cross the blood–<br />
brain barrier.<br />
Data originating from European Union indicate that in the first decade of the 21 st century<br />
from 3 to 15 million people in Europe are exposed to the exceeded levels of mercury<br />
in the environment [Hlawiczka 2008]. Therefore, reduction of mercury emission to the environment<br />
is of prime importance in activities carried out in order to protect the environment.<br />
In the paper there is a brief overview of the state of pollution of Hg in the air, soils, waters,<br />
sediments, plants and organisms of animals and people, indicating the potential risk to<br />
the environment coming from natural and re-emitted mercury emissions.<br />
2. Mercury in the air<br />
As mercury is a very volatile element, dangerous levels are readily attained in air. Mercury<br />
vapour should not exceed 0.1 mg∙m -3 in air. Air saturated with the vapour at 20°C contains<br />
mercury in a concentration far greater than that limit. The danger increases at higher<br />
temperatures [Winter 2007].<br />
In Poland Regulation of Environmental Ministry regarding emission standards originate<br />
from installations [2005]. The aforementioned regulation concerns, among others, stand-<br />
485
Ilona Małuszyńska, Agnieszka Popenda, Marcin J. Małuszyński<br />
ards of air pollution emission from the combustion of installations. Hg is the only one element<br />
occurring separately with the maximum value of 0.05 mg/m 3 , whereas for other metals<br />
the standards are given for to the sum of two or more metals.<br />
Data given by the National Centre for Emissions Management approved by the Ministry<br />
of Environment the total emission of Hg given in Table 1 indicate the gradual decrease of Hg<br />
within the period of 2000–2008 [Statistical… 2010].<br />
Table 1. Total emission of Hg [Statistical… 2010]<br />
Tabela 1. Całkowita emisja rtęci [<strong>Ochrona</strong> Środowiska 2010]<br />
Hg<br />
2000 2005 2007 2008<br />
Mg<br />
25,6 20,1 16,2 15,7<br />
Table 2 shows that main emission of Hg comes from combustion in energy production<br />
and transformation industries [Statistical… 2010].<br />
Table 2. Total emission of Hg by kinds of activity in Poland in 2008 [Statistical… 2010]<br />
Tabela 2. Całkowita emisja Hg według rodzajów działalności w Polsce w 2008 [<strong>Ochrona</strong><br />
Środowiska 2010]<br />
Specification<br />
Hg<br />
Mg<br />
Total 15,69<br />
Combustion in energy production and transformation industries 8,81<br />
Combustion in municipal and housing sector 1,36<br />
Combustion in industry 4,63<br />
Production processes 0,84<br />
Road transport –<br />
Other vehicles and machinery –<br />
Waste management 0,04<br />
Note: – not found.<br />
According to data presented by Zyśk et al [2011] Poland is one of the highest mercury<br />
emitters in Europe mainly because its power sector is based on coal. The total mercury<br />
emission in Poland in 2005 was 20 Mg, of which 18.5 Mg were emitted from coal combustion.<br />
The mercury content of Polish coal reported in the literature was in the range of 0.013 –<br />
0.302 mg∙kg -1 in hard coal and 0.08 to 1.03 mg∙kg -1 in brown coal, respectively [Bojakowska,<br />
Sokołowska 2001; Bojarska 2006; Wojnar, Wisz 2006].<br />
486
Mercury in the environment<br />
3. Mercury in soils<br />
Soils play an important role in the biological cycle of mercury acting both as a sink and<br />
as a source of this metal to biota, atmosphere and hydrological compartments.<br />
Total concentration of Hg in the soils results from the content of this element in parent<br />
rocks as well as from atmospheric input, of both natural and human-made origin. Since<br />
the beginning of industrialization Hg has been deposited to terrestrial systems, even in remote<br />
areas. In spite of reducing contents of this element in the environment as a result of<br />
decrease of production fungicides containing Hg, considerable amounts of Hg are still released<br />
from manufacturing industries [Kabata-Pendias and Pendias 2001; Camargo 2002;<br />
Rémy et al. 2003].<br />
There were carrying out a lot of researches in order to determine impact of mercury<br />
from an industrial plant on the nearby environment and potential risks to the local population.<br />
Total mercury concentration in the 0 –15 cm layer of soil from north-western Portugal<br />
was found to be highly variable, ranging between 0.010 and 91 mg∙kg -1 [Reis et al. 2009].<br />
Deng et al. [2011] conducted the research on the mercury concentration in soils from<br />
farmland near a Pb–Zn mine and ore concentrating facility built in the 1950's in the karst<br />
area of Guangxi Zhuang Autonomous Region, China. The results shows that the concentrations<br />
in dry land and in paddy fields ranged 0.06 –1.94 mg∙kg -1 and 0.36 –5.68 mg∙kg -1 respectively,<br />
exceeding permissible value for Hg in soil stated by Chinese law (0.3 mg∙kg -1 ).<br />
The soil pollution by mercury in Poland is an object of many researches. Results of research<br />
led by Florencka and Wojtanowicz [2007] on areas of meadows and forests indicate<br />
higher pollution of upper layer of the soil in forests (0,003–0,248 mg∙kg -1 ) than meadows<br />
(0,004–0,086 mg∙kg -1 ) on account of the accumulation of mercury bound by the organic<br />
substance in the form of leaves of trees. According to the Regulation of the Environment<br />
Minister [Regulation] the soil is regarded as polluted by mercury if the mercury content in<br />
the upper layer of the soil exceeds 2 mg∙kg -1 on agricultural lands and 30 mg∙kg -1 on industrialized<br />
areas. It is why Florencka and Wojtanowicz [2007] could state that soils examined<br />
by them were not polluted with mercury.<br />
Szopka et al. [2011] stated that Hg has accumulated mainly in the litter (with the highest<br />
concentrations) and in the layer 0 –10 cm. Hg concentrations in all samples were in the<br />
range of 0.04–0.97 mg∙kg -1 , with mean values of 0.38 mg∙kg -1 for litter and 0.28 mg∙kg -1 (in<br />
the layer 0 –10 cm) and 0.14 mg∙kg -1 (in the layer 10–20 cm), respectively.<br />
Mercury being found in a soil causes limitation of: the growth and the development of<br />
plants as well as reduction the yield even by the 25%, what on the example of the maize is<br />
presenting Ciećko et al. [2007]. Therefore, introducing restrictions through the proper regulations<br />
in using the soil up to agricultural cultivations about ecological character is correct<br />
action. Regulation of the Agriculture and Rural Development Minister [2002] determines that<br />
487
Ilona Małuszyńska, Agnieszka Popenda, Marcin J. Małuszyński<br />
on ecological farms the acceptable mercury content for light, average and heavy soils is 0.5<br />
mg∙kg -1 1.0 and 2.0, respectively.<br />
4. Mercury in waters and sediments<br />
In aquatic environment Hg appears as elemental, inorganic, and organic forms [Wang,<br />
2004]. Elemental mercury (Hg0) has high volatility and relatively low water solubility and it is<br />
the only metal in liquid form at room temperature. Aqueous inorganic mercury with valence<br />
+2 is more widely spread in the environment; usually HgII is used as a substitute for inorganic<br />
mercury. HgII consists of both Hg 2<br />
C free ions and Hg 2<br />
C complexes such as, chloride,<br />
hydroxide, sulfide, dissolved organic matter (DOM), and other chemicals. Aqueous organic<br />
mercury may be divided into two groups:<br />
1) covalently-bonded organomercurials, such as MeHg and dimethyl mercury (dimethyl<br />
mercury being less important than MeHg in mercury transport and transformation),<br />
and<br />
2) mercuric complexes with organic matter, such as humic substances [Ambio 2007]. As<br />
it was mentioned, organic mercury compounds are important - and dangerous. Methyl<br />
mercury is a lethal pollutant found in rivers and lakes.<br />
The main source of Hg pollution is industrial wastes settling to the river and lake bottoms<br />
[Winter 2007]. The results show that the most important anthropogenic sources of<br />
mercury pollution in aquatic systems are: atmospheric deposition, erosion, urban discharges,<br />
agricultural materials, mining, and combustion and industrial discharges (Wang 2004).<br />
In the Regulation of the Environment Minister [2008]) regarding he way of classification<br />
of the state of the uniform parts of surface waters the permissible value of Hg is equal<br />
to 0.07 μg∙l -1 .<br />
In Polish Law pursuant to the Regulation of the Health Minister [2002] highest permissible<br />
concentration of mercury in the surface waters in rivers and lakes used for recreation<br />
should not be higher than 0.005 mg∙l -1 .<br />
According to the Regulation of the Environment Minister [2002] in Poland the highest<br />
permissible concentration of mercury in the surface waters used for the supply into water intended<br />
for the consumption is 0.001 mg∙l -1 . The recommended value according to this regulation<br />
is 0.0005 mg of Hg∙l -1 .<br />
Mercury is a global contaminant and a potent neurotoxin, affecting human health and<br />
wildlife reproductive potential. The very therefore among others the water intended for the<br />
human consumption ought to contain very little mercury. According to the Regulation of the<br />
Health Ministry [2010] in Poland the highest permissible concentration of mercury in the water<br />
intended the human consumption is 0.001 mg∙l -1 .<br />
Geochemical sediment concentration is very useful in estimation of quality of surface waters.<br />
Geochemical concentration of mercury (Hg) in sediments does not exceed 0.05 mg∙kg -1 .<br />
488
Mercury in the environment<br />
Wastewater coming from plants producing chlorine (mercury method), plants producing artificial<br />
fibers (mercury compounds are used as catalyzes) celluloses plants are major sources<br />
of pollution with Hg. English river sediments contained as much as 32.9 mg∙kg -1 [Bubb 1991].<br />
Mean Hg levels in different parts of the sediments of Lake Vänern varied from 0.18 to 5.3<br />
mg∙kg -1 [Lindeström 2001] while in other studies the median content of Hg 0.19 mg∙kg -1 in sediments<br />
was found. Hg contents in Polish rivers sediments in 2006 were in the range of 0.004–<br />
32.4 mg∙kg -1 , whereas, in lakes sediments in 2007 Hg contents were in the range of 0.043–<br />
0.585 mg∙kg -1 [Statistical... 2008].<br />
Polish legislation demands, among others, control of Hg in dredged sediments that are<br />
excavated from the bottom of the rivers, channels and harbors mainly for navigation purposes<br />
with the maximal value of 1 mg ∙kg -1 [Decree of… 2002].<br />
5. Mercury in plants<br />
As it was already stated mercury is a pollutant of global concern. It is largely due to its potential<br />
for biological transformation into harmful forms, bioaccumulation and biomagnification<br />
through the ecological food chains. Plants can take up Hg easily from soil solution. There is also<br />
much evidence that increasing soil Hg generally causes an increase in the Hg content of plants.<br />
During research conducted by Reis et al. [2009] one predominant species of forage<br />
plant (Lolium perenne) were collected in fields surrounding the chlor-alkali plant. It is roots<br />
contained between 0.0070 and 2.0 mg∙kg -1 . Levels of mercury in the aerial parts of plants<br />
ranged between 0.018 and 0.98 mg∙kg -1 . Results of research shows that despite a production<br />
in chemical industrial complex were ceased in 2002, the environmental pollution with<br />
mercury is still significant.<br />
The meadow flora examined on the area of Czarny Potok in Poland by Kopeć and<br />
Gondek [2009] was not much polluted with mercury as the content was in the range of 0.0120<br />
–0.0236 mg∙kg -1 .<br />
It is very important that fruits and vegetables contain Hg as less as it is possible. Therefore,<br />
in the Regulation of the Health Minister [2005] in Poland the highest permissible concentration<br />
of mercury in fresh fruits and fresh vegetables is equal to 0.01 mg∙kg -1 .<br />
The mercury contents did not exceed permissible values in fruit and vegetables determined<br />
by Bartodziejska et al. [2010]. The mercury content in fruits was 0.001–0.003 mg∙kg -1 ,<br />
while in vegetables ranged from 0.001 up to 0.003 mg∙kg -1 . Lettuce, in which the mercury<br />
content reached the level 0.011 mg∙kg -1 constituted the only exception.<br />
Summarizing results of their work, Pierzynowska et al. [2009] are pointing out the fact<br />
that cereals, vegetables, potatoes and meat were main sources of mercury in Polish diet.<br />
Authors stated that, depending on household type, mercury intake ranged from 35.63 to<br />
50.97 μg/person/week. In their opinion a risk of exaggerated charging mercury with the food<br />
eaten daily does not exist in the Polish population.<br />
489
Ilona Małuszyńska, Agnieszka Popenda, Marcin J. Małuszyński<br />
Determining contents of trace elements in such plants as mosses is being used for<br />
biomonitoring of the air quality for decades. Like mosses from many European countries,<br />
Polish mosses according to Migaszewski et al. [2010] were distinctly elevated in Hg, bearing<br />
a signature of cross-border atmospheric transport combined with local point sources. Hg<br />
concentration in the moss species H. Splendens and P. Schreberi collected by Migaszewski<br />
et al. [2010] from Poland (Kielce, Holy Cross Mountains-HCM) ranged between 28 and 97<br />
µg∙kg -1 in Kielce and from 67 to 101 µg∙kg -1 in samples form HCM.<br />
6. Mercury in organisms of animals and people<br />
Mercury occurs naturally within the environment in a variety of forms including elemental<br />
Hg, as Hg 2+ dissolved in water, cinnabar (HgS), oxidized (HgO), and organometallic compounds,<br />
such as methyl mercury (CH 3<br />
Hg + ), the latter of which shows great potential for bioaccumulation,<br />
being recognized as the most toxic form to humans [Deng et al. 2011].<br />
According to information presented by Leśniewska et al. [2009] 75–95% of mercury<br />
in fish and seafood is in the form of methylmercury, which is the strong neurotoxin. The<br />
amounts of mercury found in food products other than fish and seafood are not so worrying<br />
because in the case of these products mercury does not appear in the form of methylmercury,<br />
which poses less threat for human health. Results of the research on the total mercury<br />
content in the muscular tissue of fish available in the trade and coming from private breeding<br />
from surroundings of Łódź led by authors, indicates that fish contains from 0.092 (salmon)<br />
up to 0.359 (tuna) mg∙kg -1 .<br />
Results of blood and urine mercury determination among children and adults were presented<br />
by Prokopoicz et al. [2010]. The concentration of mercury in the children’s blood was<br />
0.10–1.72 ng∙cm -3 , while adults’ blood contain 0.11–5.82 ng∙cm -3 , respectively. The concentration<br />
of mercury in the urine of children and adults expressed in the creatinine was in the<br />
range of 0.01–11.54 ng∙cm -3 . Authors are pointing out to the fact that regular consumption of<br />
fish (over 3 meals per month) in children and (over 5 meals per month) in women increased<br />
the concentration of mercury in blood, on average twice.<br />
Mercury can penetrate into the human body through inhaled air. It is very important so<br />
that the man in the place in which he/she is working is exposed like least to the negative influence<br />
of factors harmful for his health. Mercury, especially in organic compounds, is such<br />
a factor and therefore, according to Regulation of the Labour and Social Policy Minister<br />
[2002] the Hg concentration cannot be higher than 0.01 mg∙m -3 .<br />
7. Conclusions<br />
Mercury is a pollutant of global concern largely due to its potential for biological transformation<br />
into harmful forms, bioaccumulation and biomagnification through the ecological<br />
<strong>49</strong>0
Mercury in the environment<br />
food chains. Mercury is not able to biodegrade in the environment and it forms many toxic<br />
inorganic and organic complexes.<br />
Researchers, more and more often pay attention to the occurrence of re-emission of<br />
mercury from the surface of waters and of the soil, indicating the gravity of this source of<br />
mercury in the atmosphere. On the one hand, given data prove the gradual decrease of Hg<br />
within the period of 2000–2008, but on the other, Poland is one of the highest mercury emitters<br />
in Europe mainly because its power sector is based on coal. Available data indicate diverse<br />
results of contamination of environment with Hg. Some of them show that Hg did not<br />
exceed permissible values. However, due to the human health safety the continuous monitoring<br />
of toxic metal levels in agricultural products is required.<br />
To sum up, it should be pointed out that environmental pollution with Hg nowadays<br />
would also be a problem in the future.<br />
Acknowledgement. This research was supported by BW-402-201/08/2008/P.<br />
References and legal acts<br />
AMBIO, 2007. Mercury pollution, Special Issue,1: 1–65.<br />
BARTODZIEJSKA B., GAJEWSKA M., CZAJKOWSKA A. 2010. Research on content of<br />
heavy metals contamination in independent agrarian production using atomic absorption<br />
spectrometry technique. <strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> 43:<br />
38–44.<br />
BOJAKOWSKA I., SOKOLOWSKA G., 2001. Mercury in mineral raw materials exploited in<br />
Poland as potential sources of environmental pollution (in Polish). Biuletyn PIG: 5–53.<br />
BOJARSKA K. 2006. Concentration of mercury in Polish hard coals. Proceedings of the<br />
MEC3 Third International Expert’s workshop. Katowice, Poland.<br />
BUBB J.M., RUDD T., LESTER J. 1991. Distribution of heavy metals in the River Yare and<br />
its associated broads I. Mercury and methylmercury. Science of the Total Environment<br />
102: 147–168.<br />
CIEĆKO Z., ROLKA E., OPĘCHOWSKA M., GRZYBOWSKI Ł. 2007. Reakcja kukurydzy<br />
na zanieczyszczenie gleby rtęcią. w: Rtęć w środowisku: identyfikacja zagrożeń dla<br />
zdrowia człowieka. I Ogólnopolska Konferencja Naukowa Gdynia. Red. Zgaińska D.<br />
Wyd. Fundacji Rozwoju Uniwersytetu Gdańskiego: 111–120.<br />
CAMARGO J.A. 2002. Contribution of Spanish-American silver mines (1570–1820) to the<br />
present high mercury concentrations in the global environment: a review. Chemosphere<br />
48: 51–57.<br />
Decree of Environmental Ministry from 16 April 2002 regarding types and concentrations<br />
of substances indicating that dredging spoil is polluted (in Polish). Dz.U.2002<br />
<strong>nr</strong> 55 poz. <strong>49</strong>8.<br />
<strong>49</strong>1
Ilona Małuszyńska, Agnieszka Popenda, Marcin J. Małuszyński<br />
DENG C., ZHANG C., LI L., LI Z., LI N. 2011. Mercury contamination and its potential health<br />
effects in a lead–zinc mining area in the karst region of Guangxi, China. Applied Geochemistry<br />
26: 154–159.<br />
FLORENCKA N., WOJTANOWICZ P., 2007. Porównanie zawartości rtęci w profilach gleb<br />
leśnych i użytków zielonych. w: Rtęć w środowisku: identyfikacja zagrożeń dla zdrowia<br />
człowieka. I Ogólnopolska Konferencja Naukowa Gdynia. Red. Zgaińska D. Wyd. Fundacji<br />
Rozwoju Uniwersytetu Gdańskiego: 121–127.<br />
HŁAWICZKA S. 2008. Rtęć w środowisku atmosferycznym. <strong>Instytut</strong> Podstaw Inżynierii<br />
Środowiska PAN, Zabrze.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2001. Trace elements in soils and plants, Third ed.<br />
CRC Press.<br />
KOPEĆ M., GONDEK K. 2009. The content of mercury in plants of the mountain grassland<br />
(Czarny Potok) after 40 years of veried minerał fertilization. Inżynieria Ekologiczna 21: 7–14.<br />
LEŚNIEWSKA E., SZYNKOWSKA M. I., PARYJCZAK T. 2009. Main Sources of Mercury in Human<br />
Organisms not Exposed Professionally. Annual Set the Environment Protection Publication<br />
of Middle Pomeranian Scientific Society of The Environment Protection 11: 403–419.<br />
LINDESTRÖM L. 2001. Mercury in Sediment and Fish Communities of Lake Vänern, Sweden:<br />
Recovery from Contamination. Ambio 30, 8: 538–544.<br />
MIGASZEWSKI Z.M., GAŁUSZKA A., DOŁĘGOWSKA S., CROCK J.G., LAMOTHE P.J.<br />
2010. Mercury in mosses Hylocomium splendens (Hedw.) B.S.G. and Pleurozium<br />
schreberi (Brid.) Mitt. from Poland and Alaska: Understanding the origin of pollution<br />
sources. Ecotoxicology and Environmental Safety 73: 1345–1351.<br />
PACYNA J.M. PACYNA E.G., STEENHUISEN F., WILSON S. 2008. Global anthropogenic<br />
emissions of mercury to the atmosphere. Atmospheric Environment, 16–20.<br />
PIERZYNOWSKA J., UCHTO K., GÓRNICKA M. 2009. Estimation of dietary intake of mercury<br />
in 1997- 2006 in Poland. Bromat. Chem. Toksykol. XLII, 4: 1129–1134<br />
PROKOPOWICZ A., SZUŁA M., PAWLAS K., PAWLAS N., ZŁOTOWSKA R., SOBCZAK A.<br />
2010. Environmental exposure to mercury in selected Polish regions; results of blond<br />
and urine determination among children and adults. W: Rtęć w środowisku: identyfikacja<br />
zagrożeń dla zdrowia człowieka. Gdańsk. Red. Falkowska L. Wyd. Fundacji Rozwoju<br />
Uniwersytetu Gdańskiego: 247–250.<br />
Regulation of the Agriculture and Rural Development Minister from 21 March 2002<br />
on permissible concentrations of heavy metals polluting the soil (in Polish). Dz.U.<br />
2002, <strong>nr</strong> 37, poz. 344.<br />
Regulation of the Environment Minister from 9 September 2002 on standards of the<br />
quality of the soil and standards of the quality of the land (in Polish). Dz.U. 2002,<br />
<strong>nr</strong> 165, poz. 1359.<br />
Regulation of the Health Minister from 16 October 2002 on requirements which water<br />
should fulfill in bathing beaches (in Polish). Dz.U. 2002, <strong>nr</strong> 183, poz. 1530.<br />
<strong>49</strong>2
Mercury in the environment<br />
Regulation of the Environment Minister from 27 November 2002 on requirements, for<br />
surface waters used for the supply into water intended for the consumption (in<br />
Polish). Dz.U. 2002, <strong>nr</strong> 204, poz. 1728.<br />
Regulation of the Labour and Social Policy Minister from 29 November 2002 on the<br />
highest acceptable concentrations and intensities of factors harmful to the health<br />
in the workplace (in Polish). Dz.U. 2002, <strong>nr</strong> 217, poz. 1833.<br />
Regulation of the Health Minister from 24 February 2005 amending regulation on<br />
the highest acceptable levels for residues of chemical plant protection products<br />
which can to be in food or on their surface (in Polish). Dz.U. 2005, <strong>nr</strong> 48, poz. 460.<br />
Regulation of the Ministry of Environment from 20 December 2005 regarding Emission<br />
Standards Originate From Installations (in Polish). Dz.U. 2005, <strong>nr</strong> 260, poz.<br />
2181.<br />
Regulation of the Environment Minister from 20 August 2008 regarding he way of<br />
classification of the state of the uniform parts of surface waters (in Polish). Dz.U.<br />
2008, <strong>nr</strong> 162, poz. 1008.<br />
Regulation of the Health Minister from 20 April 2010 on the quality of water intended<br />
for the human consumption (in Polish). Dz.U. 2010, <strong>nr</strong> 72, poz. 466.<br />
REIS A.T., RODRIGUES S.M., ARAÚJO C., COELHO J.P., PEREIRA E., DUARTE A.C.<br />
2009. Mercury contamination in the vicinity of a chlor-alkali plant and potential risks to<br />
local population. Sci. Total Environ. 407: 2689–2700.<br />
RÉMY S., PRUDENT P., HISSLER C., PROBST J.L., KREMPP G. 2003. Total mercury concentrations<br />
in an industrialized catchment, the Thur River basin (north-eastern France):<br />
geochemical background level and contamination factors. Chemosphere 52: 635–644.<br />
Statistical Information and Elaborations. ENVIRONMENT. 2008. Warsaw.<br />
Statistical Information and Elaborations. ENVIRONMENT. 2010. Warsaw.<br />
SZOPKA K., KARCZEWSKA A., KABAŁA C. 2011. Mercury accumulation in the surface layers<br />
of mountain soils: A case study from the Karkonosze Mountains, Poland. Chemosphere<br />
83: 1507–1512.<br />
Technical background report to the Global Atmospheric Mercury assessment. 2008. UNEP-<br />
Chemical, Switzerland.<br />
WANG Q, DAEKEUN K, DIONYSIOS D. SORIALA G, TIMBERLAKE D. 2004. Sources and<br />
remediation for mercury contamination in aquatic systems- literature review. Environmental<br />
Pollution 13: 323–336.<br />
WOJNAR K., WISZ J. 2006. Mercury in Polish power engineering (in Polish). Energetyka 4<br />
(622): 280–283.<br />
WINTER M. J. 2007. WebElements the periodic table on the WWW, http://www.webelements.com/<br />
ZYŚK J., WYRWA A., PLUTA M. 2011. Emissions of mercury from the power sector in Poland.<br />
Atmospheric Environment 45: 605–610.<br />
<strong>49</strong>3
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Grażyna Niewęgłowska*<br />
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności<br />
(cross-compliance) respektowanej przez<br />
gospodarstwa rolne<br />
An environmental impact cross-compliance rules<br />
realized in polish farm holdings<br />
Słowa kluczowe: zasada wzajemnej zgodności, obszary wiejskie, gospodarstwa rolne,<br />
środowisko, dobra kultura rolna, płatności wynikające z WPR, zrównoważone gospodarowanie.<br />
Key words: cross-compliance rules, rural areas, farm holdings, environment, good agricultural<br />
condition, payments arising from the CAP (Common Agricultural Policy), sustainable<br />
management.<br />
This article describe great role for environment cross-compliance rules implementation by<br />
polish farm holdings. Adherence by farm owners main rules according to good agriculture<br />
practice has directly impact on condition of environment on rural areas. Cross compliance<br />
rules has long term goal to produce safety and healthy food according to respect environmental<br />
rules and to good agricultural condition. Farm owners which were beneficiaries of<br />
directly payments from 2004 year – managing their farms according to good agricultural<br />
condition – because it was requirement for them. Main requirement of farm management<br />
according to protect environment and animal identification and registration farm owners realized<br />
from 2009 year. Requirements according to produce safety and healthy food farmers<br />
ought to realize from 2011 year. Those circumstances have an impact on environment<br />
on rural areas. FBI (Farmland Bird Index) increased, sustainable management cover more<br />
utilized agricultural area than during previous period (before 2000 year), population of wild<br />
animals increased and increased of population wild animals protected by polish law, we<br />
noticed increased ecological compensation areas. This elaboration is about an impact on<br />
* Dr inż. Grażyna Niewęgłowska – <strong>Instytut</strong> Ekonomiki Rolnictwa i Gospodarki Żywnościowej<br />
- Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy w Warszawie, ul. Świętokrzyska 20, 00-002 Warszawa;<br />
tel.: 22 505 45 14; e-mail: nieweglowska@ierigz.waw.pl<br />
<strong>49</strong>4
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-compliance)...<br />
environment changes in polish farm holdings result from applied to c-c rules farm owners<br />
during last years in comparison to the period before The Republic of Poland elaborated to<br />
European Union. Managing according to cross-compliance rules has direct impact on environment<br />
on rural areas.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Wymogi wzajemnej zgodności dotyczące norm zarządzania gospodarstwem oraz przestrzegania<br />
dobrej kultury rolnej nie są nowymi zasadami gospodarowania w rolnictwie. Takie<br />
zasady stosowali nasi przodkowie. Gospodarowali oni bowiem zgodnie z zasadami<br />
ochrony przyrody i dziedzictwa narodowego – jednocześnie produkując żywność bezpieczną<br />
zdrowotnie. Stosowali zrównoważenie produkcji roślinnej ze zwierzęcą, co pozwalało im<br />
na odpowiednie nawożenie pól nawozem naturalnym. Przestrzegali zróżnicowanej struktury<br />
upraw, gdyż produkowali własne pasze dla zwierząt, a ich gospodarstwa nie były pozbawione<br />
trwałych użytków zielonych. Gospodarstwa naszych przodków zawierały obiekty<br />
kompensacji ekologicznej – naturalne było występowanie miedz, oczek wodnych i zadrzewień<br />
czy zakrzaczeń, wzbogacających krajobraz oraz stanowiących ochronę gleby przed<br />
erozją wietrzną i wodną. Stosowane było zmianowanie, nawożenie naturalne oraz poplony,<br />
międzyplony czy wsiewki, co w efekcie działało korzystnie na strukturę gleby i przeciwdziałało<br />
erozji. Wynikiem tych działań w gospodarstwach były lepsze efekty produkcyjne oraz<br />
wysoka różnorodność biologiczna na obszarach wiejskich.<br />
Pod koniec XX wieku presja na otrzymanie większych wyników produkcyjno-ekonomicznych<br />
w rolnictwie przyczyniła się do zaprzestania przestrzegania norm dobrej kultury<br />
rolnej oraz ochrony środowiska. Wskutek intensywnej gospodarki rolnej: zubożał krajobraz,<br />
zmniejszyła się bioróżnorodność, nastąpiło zatrucie wód gruntowych. Nieprzestrzeganie<br />
zrównoważonego zarządzania gruntami spowodowało zubożenie gleby w warstwę próchnicy.<br />
Rolnik przestał być zarządzającym środowiskiem gospodarzem i strażnikiem przyrody<br />
– stał się agrobiznesmenem, a przede wszystkim producentem żywności. Taka presja<br />
na coraz większą wydajność od zwierzęcia czy z hektara użytków rolnych wywarła niekorzystny<br />
wpływ na jakość produktów rolnych. W ostatnich latach bowiem mamy do czynienia<br />
z chorobami związanymi ze spożyciem żywności pochodzącej z tzw. przemysłowego chowu<br />
zwierząt, np. grypą ptasią czy też chorobą Creutzweldta-Jakoba. Tak produkowana żywność<br />
nie jest bezpieczna zdrowotnie.<br />
Wielkoobszarowe gospodarstwa rolne z produkcją roślinną – pozbawione obiektów<br />
kompensacji ekologicznej, tzn.: miedz, zadrzewień, zakrzaczeń, oczek wodnych i innych<br />
refugiów stanowiących naturalne korytarze ekologiczne – są narażone na kataklizmy, takie<br />
jak powodzie czy susze. Naturalne zadrzewienia, zakrzaczenia, miedze i oczka wodne<br />
podczas suszy stanowią bowiem naturalny rezerwuar wodny a podczas powodzi – naturalną<br />
przeszkodę dla żywiołu niszczącego uprawy.<br />
<strong>49</strong>5
Grażyna Niewęgłowska<br />
Dlatego też w ostatnich latach Wspólna Polityka Rolna (WPR) kładzie nacisk na przestrzeganie<br />
norm związanych ze stosowaniem w gospodarstwach dobrej kultury rolnej, dbaniem<br />
o dobrostan zwierząt oraz ochronę środowiska. Każdy rolnik, który jest beneficjentem<br />
płatności bezpośrednich, czyli uczestniczy we WPR powinien stosować się do zasad gospodarowania<br />
w rolnictwie zapewniających:<br />
1) utrzymanie gruntów wchodzących w skład gospodarstwa w Dobrej Kulturze Rolnej<br />
zgodnie z ochroną środowiska (Good Agricultural and Environmental Conditions –<br />
GAEC), określonych w załączniku III do rozporządzenia Rady <strong>nr</strong> 73/2009 (od 2004 r.);<br />
2) przestrzeganie podstawowych wymogów z zakresu zarządzania (Statutory Management<br />
Requirements – SMR), określonych w załączniku II do rozporządzenia Rady <strong>nr</strong><br />
73/2009.<br />
Wymogi SMR zostały podzielone na:<br />
1) obszar A – obejmuje: identyfikację i rejestrację zwierząt oraz zagadnienia ochrony środowiska<br />
naturalnego;<br />
2) obszar B – obejmuje: zdrowie publiczne, zdrowie zwierząt, zgłaszanie niektórych chorób,<br />
zdrowotność roślin;<br />
3) obszar C – obejmuje: dobrostan zwierząt.<br />
W państwach członkowskich, które przystąpiły do Wspólnoty 1 maja 2004 r., mechanizm<br />
ten był ograniczony do kontroli przestrzegania utrzymywania gruntów w Dobrej Kulturze<br />
Rolnej. W Polsce od 1 stycznia 2009 r. obowiązują wymogi z obszaru A, wymogi z obszaru<br />
B – od 2011 r., natomiast wymogi z obszaru C zostaną wdrożone w 2013 r. Obowiązujące<br />
w tym zakresie przepisy unijne Polska transponowała do prawa polskiego w postaci:<br />
ustawy z dnia 26 stycznia 2007 r. o płatnościach w ramach systemów wsparcia bezpośredniego<br />
(Dz.U. z 2008 r. Nr 170, poz. 1051, z późn. zm.) oraz rozporządzenia Ministra<br />
Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 25 marca 2009 r. w sprawie liczby punktów, jaką przypisuje<br />
się stwierdzonej niezgodności oraz procentowej wielkości zmniejszenia płatności bezpośredniej,<br />
płatności cukrowej lub płatności do pomidorów (Dz.U. z 2009 r. Nr 54, poz. 44).<br />
Przestrzeganie wymienionych uwarunkowań przez właścicieli gospodarstw ma niebagatelny<br />
wpływ na stan środowiska naturalnego, stan środowiska zaś to utrzymanie bądź<br />
zwiększenie bioróżnorodności, a więc: utrzymanie lub zwiększenie różnorodności biologicznej<br />
na obszarach wiejskich przez działania mające na celu ochronę gleb i wód, utrzymanie<br />
obiektów kompensacji ekologicznej na obszarach wiejskich, zastosowanie płodozmianu<br />
oraz stosowanie systemów produkcji rolnej chroniącej środowisko.<br />
Rolnicy zobligowani do zmiany zarządzania gospodarstwem dokonali inwestycji w techniczne<br />
urządzenia wspomagające ochronę środowiska, zastosowali zmianowanie upraw,<br />
wprowadzili systemy produkcji rolnej chroniące środowisko, oparte na tradycyjnych formach<br />
gospodarowania (system ekologiczny, integrowany czy też rolnictwo precyzyjne).<br />
Realizację ochrony środowiska rolnicy zobowiązali się wykonać, uczestnicząc w płatnościach<br />
bezpośrednich, ONW oraz w programie rolnośrodowiskowym. Program rolnośro-<br />
<strong>49</strong>6
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-compliance)...<br />
dowiskowy był ekonomicznym bodźcem do ekologizacji rolniczego użytkowania gruntów<br />
i ich ochrony, dopłaty bezpośrednie zaś oraz płatności ONW (z tytułu położenia na obszarach<br />
o niekorzystnych warunkach gospodarowania) skłoniły rolników do ponownego rolniczego<br />
zagospodarowania odłogów i ugorów oraz osłabiły tendencje do porzucania pracy na<br />
roli, utrwalając jednocześnie rozdrobnioną strukturę agrarną.<br />
2. Metoda<br />
Analizę oparto na danych liczbowych charakterystyki masowej GUS oraz danych pochodzących<br />
z Agencji Restrukturyzacji i Modernizacji Rolnictwa. Liczebność gospodarstw<br />
uczestniczących w programach wynikających z WPR w podziale na grupy obszarowe w odniesieniu<br />
do ogółu gospodarstw określi gospodarstwa przestrzegające zasady wzajemnej<br />
zgodności. Porównanie danych z lat poprzedzających akcesję Polski do UE (rok 1999/2000<br />
lub 2000/2001) z danymi z roku 2008 wskaże, czy w Polsce zasada wzajemnej zgodności<br />
wdrażana przez działania WPR przyczyniła się do wzrostu i/lub utrzymania bioróżnorodności,<br />
czy też nie.<br />
3. Analiza danych<br />
Charakterystykę zmian w polskim rolnictwie obejmującą strukturę użytkowania gruntów,<br />
obsadę zwierząt, wartość produkcji rolniczej na hektar użytków rolnych oraz środki produkcji<br />
rolniczej w latach 2000–2009 przedstawiono w tabeli 1–2, natomiast analizę zmian<br />
polskiego rolnictwa określającą liczebność gospodarstw – beneficjentów płatności wynikających<br />
z WPR w podziale na grupy obszarowe w tabelach 3–5.<br />
Tabela 1. Zmiany w obsadzie zwierząt w latach 1996–2009<br />
Table 1. Change in Livestock Unit per hectare during 1996–2009<br />
Wyszczególnienie<br />
1996–2000<br />
=100<br />
2001–2005<br />
średnia<br />
2005 2007 2008 2009<br />
Rok 2000=100 (8013 DJP)<br />
Zwierzęta w DJP 85,5 84,9 87,0 82,9 .<br />
Na 100 ha UR 45,1 46,8 47,2 45,0 44,0<br />
Źródło: Rocznik statystyczny rolnictwa. 2000–2010. GUS, Warszawa.<br />
Liczebność zwierząt ogółem w przeliczeniu na DJP (duże jednostki przeliczeniowe)<br />
w roku 2008 stanowiła około 83% liczebności roku 2000, przy jednoczesnej mniejszej średniej<br />
obsadzie zwierząt na 100 ha UR (tab. 1). Ta wielkość obsady zwierząt wskazuje na specjalizację<br />
produkcji w gospodarstwach rolnych. Przeważają gospodarstwa z produkcją roślinną,<br />
a rzadkością są gospodarstwa tzw. mieszane – czyli z produkcją roślinną i zwierzęcą.<br />
Wielkość obsady zwierząt wskazuje na nieprzekraczanie obsady zwierząt na 1 ha UR<br />
<strong>49</strong>7
Grażyna Niewęgłowska<br />
i stosowanie się gospodarstw do zasad Dyrektywy Azotanowej, ale również zagraża niedoborem<br />
nawozu naturalnego na GO.<br />
Tabela 2. Zmiany struktury użytkowania gruntów w latach 2000–2009, %<br />
Table 2. Change of structure utilize agriculture area during 2000–2009, %<br />
Lata<br />
2000 2005 2007 2008 2009<br />
tys. ha (rok 2000=100)<br />
UR ogółem, w tym:<br />
17812<br />
89,3 90,8 90,7 90,5<br />
grunty orne 13683 89,3 86,7 88,4 88,5<br />
odłogi i ugory na GO 1289 79,8 . 35,9 38,6<br />
sady 257 115,6 131,1 128,0 128,8<br />
łąki 2503 101,0 99,8 97,9 98,4<br />
pastwiska 1369 62,7 56,5 53,6 52,4<br />
Źródło: Rocznik statystyczny rolnictwa. 2000–2010. GUS, Warszawa.<br />
Jak wynika z tabeli 2 obszar ziemi użytkowanej rolniczo zmniejszył się ogółem, gdyż<br />
użytki rolne w roku 2009 stanowiły 90,5% obszaru z roku 2000. Zanotowano kilkakrotny<br />
spadek obszaru odłogów i ugorów, co jest wynikiem działań beneficjentów WPR – gdyż rolnicy<br />
korzystający z płatności bezpośrednich otrzymywali je na obszar użytkowany rolniczo<br />
[PROW] – wobec tego zagospodarowali odłogi i ugory.<br />
Niepokojącym zjawiskiem jest zmniejszenie się areału pastwisk mniej więcej o połowę<br />
w roku 2009 w odniesieniu do roku 2000. Natomiast obszar łąk został prawie na poziomie<br />
roku 2000, co wiąże się z realizacją programu rolnośrodowiskowego pakietu „ekstensywne<br />
trwałe użytki zielone”. Zanotowano wzrost powierzchni sadów o około 30%, co można tłumaczyć<br />
realizacją – w ramach programu rolnośrodowiskowego – pakietu rolnictwa ekologicznego<br />
działania „uprawy sadownicze”.<br />
Tabela 3. Dynamika wartości produkcji rolniczej w cenach stałych (rok poprzedni=100)<br />
Table 3. Dynamic of value rural production in fixed price (previous year=100)<br />
Lata<br />
2008<br />
2002 2005 2006 2007 2008<br />
(2000=100)<br />
Końcowa produkcja rolnicza<br />
100,1 95,6 100,0 105,6 103,1 125,2<br />
Towarowa produkcja rolnicza<br />
104,2 95,4 104,2 101,5 105,6 124,1<br />
Roślinna produkcja rolnicza<br />
101,7 87,0 103,7 99,3 113,4 125,2<br />
Zwierzęca produkcja rolnicza<br />
105,7 102,1 104,6 103,1 99,7 122,4<br />
Źródło: Rocznik statystyczny rolnictwa. 2000–2010. GUS, Warszawa.<br />
<strong>49</strong>8
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-compliance)...<br />
Polskie gospodarstwa rolne, uczestnicząc w programach wynikających z WPR, dokonały<br />
zmiany sposobu gospodarowania stosując większy poziom środków produkcji na<br />
hektar użytków rolnych (tab. 4) oraz dokonały inwestycji, które przyczyniły się do wzrostu<br />
wartości produkcji rolniczej o ponad 20% w roku 2008 w odniesieniu do roku 2000 (tab.<br />
3). Właściciele gospodarstw stosowali w 2008 r. o 55% wyższy poziom nawożenia mineralnego<br />
w odniesieniu do roku 2000, a poziom nawożenia naturalnego wyższy o 8,6%.<br />
Jednocześnie dwu- i półkrotnie wzrosło stosowanie chemicznych środków ochrony roślin<br />
w roku 2008 w odniesieniu do roku 2000. Niepokojącym zjawiskiem w analizowanym<br />
okresie jest ponad dwukrotne zmniejszenie stosowania nawozów wapniowych na<br />
jednostkę powierzchni, co może doprowadzić do zmniejszenia poziomu warstwy próchnicy<br />
w glebie.<br />
Tabela 4. Środki produkcji na hektar użytków rolnych w latach 2000–2008<br />
Table 4. Production per hectare utilized area during 2000–2008<br />
Lata 2000 2005 2007 2008<br />
Nawozy (NPK) kg/ha UR 85,8 102,4 121,8 132,6<br />
Obornik kg/ha UR 48,8 46,0 43,8 53,0<br />
Wapniowe kg/ha UR 95,1 91,5 37,4 38,5<br />
Środki ochrony roślin kg/ha UR 0,50 1,01 1,16 1,28<br />
Źródło: Rocznik statystyczny rolnictwa. 2000–2010. GUS, Warszawa.<br />
Każdy rolnik – beneficjent płatności wynikających z WPR jest zobowiązany przestrzegać<br />
norm wzajemnej zgodności, gospodarując w swoim gospodarstwie w sposób zrównoważony,<br />
zgodnie z zasadami dobrej kultury rolnej, ochrony środowiska naturalnego, produkując<br />
żywność wysokiej jakości, bezpieczną zdrowotnie oraz z przestrzeganiem dobrostanu<br />
zwierząt. Udział beneficjentów płatności bezpośrednich, rolnośrodowiskowych oraz ONW<br />
w obu okresach PROW 2004–2006 oraz 2007–2013 w ogólnej liczbie gospodarstw o wielkości<br />
powyżej 1 hektara użytków rolnych przedstawiono w tabeli 5. Tak więc, około 80% gospodarstw<br />
zobowiązało się do spełnienia wymagań podstawowych (udział w płatnościach<br />
bezpośrednich i uzupełniających), najwyższe zaś wymagania środowiskowe zobowiązało<br />
się spełniać mniej niż 10% gospodarstw (udział w programie rolnośrodowiskowym), biorąc<br />
pod uwagę oba okresy programowania.<br />
Wobec tego aż 98% użytków rolnych jest utrzymanych w dobrej kulturze rolnej (tab. 5),<br />
co ma pozytywny wpływ na warstwę próchnicy w glebie oraz na jej żyzność. Takie gospodarstwa<br />
mają ponadto obowiązek utrzymać oraz konserwować obiekty kompensacji ekologicznej<br />
takie, jak miedze, zadrzewienia, zakrzaczenia, oczka wodne i inne miejsca, które<br />
stanowią naturalne refugia dla dzikich zwierząt.<br />
Wśród gospodarstw – beneficjentów programu rolnośrodowiskowego realizowane są<br />
pakiety systemowe (rolnictwo zrównoważone oraz rolnictwo ekologiczne). Jest to promocja<br />
systemów gospodarowania w rolnictwie przyjaznych środowisku.<br />
<strong>49</strong>9
Grażyna Niewęgłowska<br />
Poprzez ograniczanie stosowania chemicznych środków produkcji dzięki rolnictwu<br />
zrównoważonemu (środki ochrony roślin oraz nawozy mineralne) oraz stosowaniu metod<br />
zarządzania przyjaznych środowisku (stosowanie nawożenia zgodnie z analizą zasobności<br />
gleb oraz z potrzebami pokarmowymi roślin przy jednoczesnym stosowaniu środków ochrony<br />
roślin jedynie w razie zagrożenia patogenami) chroni się wody oraz glebę przed zanieczyszczeniem<br />
oraz zostaje zatrzymana żyzność gleby.<br />
Wynikiem stosowania systemu rolnictwa ekologicznego jest nie tylko produkcja żywności<br />
wysokiej jakości, bezpiecznej zdrowotnie, pozbawionej jakichkolwiek chemicznych środków<br />
produkcji, lecz również zachowanie warstwy żyznej próchnicy w glebie. Taki system gospodarowania<br />
zgodny z naturą pozwala rolnikowi na uniezależnienie się od warunków klimatycznych,<br />
gdyż warstwa próchnicy w glebie zatrzymuje w porze suchej naturalną wilgotność.<br />
Liczba gospodarstw ekologicznych osiągnęła poziom 20 tys., a gospodarują one na obszarze<br />
około 400 tys. hektarów użytków rolnych [Niewęgłowska, 2010].<br />
Tabela 5. Udział liczby i powierzchni gospodarstw – beneficjentów płatności wynikających z WPR<br />
w odniesieniu do ogółu gospodarstw o powierzchni powyżej 1 ha UR<br />
Table 5. Share number and area of farm holding – beneficiaries payment arising from the CAP in<br />
compare to total number of farm holdings with utilized area more than 1 hectare<br />
Liczba oraz<br />
Grupy obszarowe gospodarstw, ha<br />
powierzchnia Ogółem<br />
gospodarstw<br />
1–2 2–5 5–10 10–15 15–30 30–50 50–100 100 i ><br />
Liczba i powierzchnia gospodarstw o powierzchni >1 ha w kraju<br />
Liczba og. 1745262 388346 591441 395822 165723 142670 37305 15933 8020<br />
Pow. og. 17647809 723415 2354486 3283385 2277509 3221209 1513733 1151825 3122246<br />
– w tym u. r. 15567054 565622 1921069 2811012 2011134 2901750 1394605 1067060 2894803<br />
-u. r.<br />
w dobrej 15208293 548128 1867841 2767537 1984153 2877623 1385081 1058303 2719626<br />
kulturze<br />
Udział % gospodarstw beneficjentów płatności bezpośrednich za rok 2006 z ogółu gospodarstw<br />
liczba 83,2 70,3 80,7 90,5 94,2 93,1 88,2 91,7 101,0<br />
powierzchnia 90,2 70,4 82,1 91,0 94,5 92,8 88,8 92,5 92,7<br />
Udział % gospodarstw beneficjentów płatności bezpośrednich za rok 2009 z ogółu gospodarstw<br />
liczba 79,6 65,0 76,0 86,8 91,5 93,1 93,4 100,0 100,0<br />
powierzchnia 90,3 65,9 77,9 87,5 91,9 93,2 94,2 100,0 95,2<br />
Udział % beneficjentów płatności ONW (07–10)<br />
liczba 46,8 29,8 42,8 53,8 61,7 64,7 63,9 68,1 76,3<br />
powierzchnia 58,4 30,5 44,1 54,5 62,1 64,7 64,3 69,3 61,4<br />
Udział % gospodarstw beneficjentów płatności rolnośrodowiskowych za lata 2004–2006 z ogółu gospodarstw<br />
liczba 4,13 0,19 0,97 3,68 7,59 13,11 22,95 40,04 59,61<br />
powierzchnia 6,34 0,13 0,57 1,75 3,19 5,20 8,74 16,82 15,40<br />
Udział % gospodarstw beneficjentów płatności rolnośrodowiskowych za lata 2007–2013 z ogółu gospodarstw<br />
liczba 3,05 0,15 0,73 2,60 5,61 10,06 18,28 28,88 36,28<br />
powierzchnia 5,20 0,10 0,44 1,40 2,87 5,31 9,55 15,75 9,57<br />
Źródło: Opracowanie własne na podstawie danych AR i MR 2011 r.; Charakterystyka gospodarstw rolnych.<br />
2007 r. GUS, Warszawa.<br />
500
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-compliance)...<br />
Tabela 6. Gospodarstwa wyposażone w urządzenia do zagospodarowania odchodów zwierzęcych<br />
w ramach działań SPO ROL 2004–2006 oraz PROW 2007-2013<br />
Table 6. Farm holdings with equipment to manage animal manure witch were financed by CAP<br />
Liczba oraz<br />
powierzchnia<br />
gospodarstw<br />
Gospodarstwa ze<br />
zwierzętami<br />
Liczba gospodarstw<br />
dofinansowanych<br />
Odsetek<br />
gospodarstw<br />
dofinansowanych,<br />
%<br />
Grupy obszarowe gospodarstw, ha<br />
Ogółem<br />
1–2 2–5 5–10 10–15 15–30 30–50 50–100 100 i ><br />
Liczba gospodarstw ze zwierzętami (bydło, trzoda, drób)<br />
78<strong>49</strong>07 97076 237882 220675 105437 92169 22192 7437 2038<br />
71385 103 594 7569 15391 31345 11102 4077 1204<br />
9,09 0,11 0,25 3,43 14,60 34,01 50,03 54,82 59,08<br />
Źródło: Opracowanie własne na podstawie danych ARiMR 2011; Charakterystyka gospodarstw rolnych.<br />
2007 r. GUS, Warszawa.<br />
Jak wynika z tabeli 6 wśród gospodarstw posiadających stada zwierząt, jedynie nieco<br />
ponad 9% z nich skorzystało z dofinansowania do odpowiednich urządzeń do magazynowania<br />
odchodów zwierzęcych. Jednak gospodarstwa z dużą skalą zwierząt (np. drobiarskie<br />
czy chowu trzody) ze względu na konieczność uzyskania pozwolenia środowiskowego na<br />
sprzedaż produktów żywnościowych są wyposażone w takie urządzenia.<br />
Spełnienie wymagań związanych z zasadą wzajemnej zgodności wywarło pozytywne<br />
efekty na wzrost poziomu różnorodności biologicznej na obszarach wiejskich. Obszar użytków<br />
ekologicznych zwiększył się o 36%, czyli wzrósł z 25 tys. ha w 2005 r. do 33 tys. ha<br />
w 2008 r., a w 2009 r. do 34 tys. ha [<strong>Ochrona</strong> środowiska 2009].<br />
Wskaźnik liczebności pospolitych ptaków krajobrazu rolniczego, znany jako Farmland<br />
Bird Index, jest obecnie jednym z oficjalnie stosowanych wskaźników stanu środowiska<br />
w krajach członkowskich Unii Europejskiej. FBI 23 to zagregowany indeks stanu populacji<br />
23 gatunków ptaków typowych dla siedlisk krajobrazu rolniczego [Źródło: www.monitoringptakow.gios.gov.pl/115,farmland_bird_index.html].<br />
Jest on traktowany jako wskaźnik<br />
stanu „zdrowia” ekosystemów użytkowanych rolniczo, stanowiących ok. 60% powierzchni<br />
naszego kraju. Wartość FBI dla roku 2000 przyjęto umownie za 1,00. Wartość wskaźnika<br />
wynosząca 0,89 w roku 2005 znaczy zatem, że w tym roku FBI był o 11% niższy niż<br />
w roku bazowym. Według FBI utrata bioróżnorodności w latach 2000–2005 postępowała<br />
w Polsce w tempie 2–3% rocznie. Natomiast od roku 2005 miała tendencję wzrostową,<br />
a w roku 2008 osiągnęła poziom nieco wyższy w odniesieniu do poziomu z roku wyjściowego<br />
(2000).<br />
501
Grażyna Niewęgłowska<br />
Tabela 7. Ważniejsze wskaźniki różnorodności biologicznej w kraju w latach 2000–2008<br />
Table 7. Main indicator of biodiversity during 2000–2008<br />
Wskaźniki różnorodności biologicznej<br />
Lata<br />
2000 2005 2006 2007 2008<br />
Wskaźnik FBI 23 (rok 2000=100) 100,0 86,0 89,0 85,0 100,1<br />
Użytki ekologiczne (tys. ha) 9,5 28,2 30,2 32,8 33,9<br />
Udział użytków ekologicznych<br />
(% pow. kraju; kraj 31268 tys. ha)<br />
0,03 0,09 0,10 0,10 0,11<br />
Źródło: <strong>Ochrona</strong> środowiska. 2009. GUS, Warszawa.<br />
Tabela 8. Zmiany liczebności dzikich zwierząt łownych oraz chronionych, lata 2000–2008<br />
Table 8. Change of number of main wild animals for hunt and protected animals, period 2000–2008<br />
Wyszczególnienie<br />
Lata<br />
2000 2005 2006 2007 2008<br />
Zmiany liczebności dzikich zwierząt łownych, stan z 31 marca (rok 2000=100)<br />
Łosie 100,0 185,7 219,0 309,5 357,1<br />
Jelenie 100,0 119,7 125,4 139,2 1<strong>49</strong>,9<br />
Daniele 100,0 144,0 164,8 195,6 227,5<br />
Sarny 100,0 115,8 118,3 127,3 138,6<br />
Dziki 100,0 146,7 1<strong>49</strong>,7 179,0 212,2<br />
Lisy 100,0 138,7 150,8 144,4 140,1<br />
Zające 100,0 86,2 91,9 96,4 102,0<br />
Muflony 100,0 100,0 111,8 105,9 123,5<br />
Bażanty 100,0 126,3 136,9 156,5 175,2<br />
Kuropatwy 100,0 100,3 106,2 118,1 128,0<br />
Zmiany liczebności dzikich zwierząt chronionych, stan z 31 grudnia (rok 2000=100)<br />
Żubry 100,0 126,0 135,0 1<strong>49</strong>,7 154,8<br />
Kozice 100,0 158,6 162,1 147,1 172,4<br />
Niedźwiedzie 100,0 139,0 110,2 116,9 132,2<br />
Bobry 100,0 177,8 200,5 209,8 240,5<br />
Rysie 100,0 81,1 76,1 80,7 71,2<br />
Wilki 100,0 73,7 65,8 69,9 64,6<br />
Źródło: <strong>Ochrona</strong> środowiska. 2009. GUS, Warszawa.<br />
4. Wnioski<br />
Pzedstawione dane wskazują na poprawę stanu środowiska na obszarach wiejskich wynikającą<br />
ze spełnienia zasady wzajemnej zgodności przez gospodarstwa rolne – beneficjentów WPR.<br />
Wskaźnik FBI uległ zwiększeniu w odniesieniu do roku bazowego, obszar użytków ekologicznych<br />
zwiększył się o 36%, a liczebność dzikich zwierząt łownych oraz zwierząt chronionych znacznie<br />
wzrosła. Wyjątek stanowi populacja drapieżnych dzikich zwierząt objętych ochroną – rysiów i wilków.<br />
Ich liczebność uległa zmniejszeniu o około 30%. Zrównoważone gospodarowanie odchodami<br />
zwierzęcymi wywarło pozytywny wpływ na stan wód gruntowych oraz powierzchniowych.<br />
502
Środowiskowy wymiar zasady wzajemnej zgodności (cross-compliance)...<br />
Utrzymany udział łąk na poziomie roku 2000 oraz wzrost obszaru użytków ekologicznych<br />
zagwarantował znaczący wzrost populacji dzikich zwierząt oraz ptaków krajobrazu rolniczego<br />
(FBI).<br />
Niewielka obsada zwierząt przypadająca na hektar użytków rolnych gwarantuje przestrzeganie<br />
dyrektywy azotanowej, a wzrastająca liczebność gospodarstw ekologicznych zapewnia<br />
produkcję żywności bezpiecznej zdrowotnie.<br />
Piśmiennictwo i akty prawne<br />
ARiMR, 2011. Dane źródłowe dotyczące beneficjentów ONW, płatności bezpośrednich,<br />
programu rolnośrodowiskowego, zalesień, inwestycji.<br />
Charakterystyka gospodarstw rolnych. 2007. Gus, Warszawa.<br />
Niewęgłowska G. 2011. Tabelaryczna analiza kosztów (warunki cenowe z roku 2010)<br />
wdrażania zasady wzajemnej zgodności, ekspertyza dla MRiRW, Warszawa, maszynopis.<br />
Niewęgłowska G. 2010. Wpływ realizacji programu rolnośrodowiskowego na gospodarstwa<br />
rolne w świetle danych Polskiego FADN z lat 2005-2007, IERiGŻ PIB, Warszawa.<br />
<strong>Ochrona</strong> środowiska. 2010. GUS, Warszawa.<br />
PROW na lata 2004-2006 oraz na lata 2007-2013, MRiRW, Warszawa.<br />
Rocznik statystyczny rolnictwa. 2000–2010. GUS, Warszawa.<br />
Ustawa z dnia 26 stycznia 2007 r. o płatnościach w ramach systemów wsparcia bezpośredniego.<br />
Dz.U. z 2007 r. Nr 35, poz. 217, z późn. zm.<br />
Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 25 marca 2009 r. w sprawie<br />
liczby punktów, jaką przypisuje się stwierdzonej niezgodności oraz procentowej<br />
wielkości zmniejszenia płatności bezpośredniej, płatności cukrowej lub płatności<br />
do pomidorów. Dz.U. z 2009 r. Nr 54, poz. 44.<br />
Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (Dz.U. z 2009 r. Nr 151, poz.<br />
1220, Nr 157, poz. 1241 i Nr 215, poz. 1664),<br />
Ustawa z dnia 18 lipca 2001 r. – Prawo wodne. Dz.U. z 2005 r. Nr 239, poz. 2019,<br />
www.monitoringptakow.gios.gov.pl/115,farmland_bird_index.html<br />
www.mi<strong>nr</strong>ol.gov.pl<br />
503
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński*, Maciej Niedzielski*, Jerzy Puchalski*<br />
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego<br />
przechowywania materiału roślinnego<br />
Application of cryogenic methods<br />
for long-term storage of plant material<br />
Słowa kluczowe: metody kriogeniczne, pąki spoczynkowe, jabłoń, Malus domestica<br />
Borkh., ciekły azot.<br />
Key words: cryogenic methods, dormant buds, apple, Malus domestica Borkh., liquid nitrogen.<br />
Popularized in recent decades, the idea of sustainable development and harmonious coexistence<br />
of man with the environment is now echoed in large number areas of life. In crop<br />
production, one of the features of this approach to environmental management is progressively<br />
using of historical varieties and/or local landraces and wild progenitors of cultivated<br />
species. Important issue was and still is effective and economically profitable ex-situ protection<br />
of plant populations against progressive degradation leading to their loss.<br />
One of the most promising and commonly used methods for plant genetic resources conservation<br />
is long-term storage of seed samples in seed bank. Seed low moisture content and<br />
low temperature (-20°C) lead to prolonged seed samples longevity up to decades. Significant<br />
progress brought cryogenic methods. Their advantages are continuous prolongation of<br />
storage time, which resulted in economic efficiency throught limitation of the workload associated<br />
with establishing and maintaining of plant collections. In the frame of project FLOR-<br />
NATUR cryogenic methods of seed storage are used for collecting and protection of endangered<br />
vascular plants of the eastern Polish.<br />
Cryostorage methods might be used for long-term storage of biological materials which<br />
can not be stored alive in a seed bank. In the case of fruit plants (apple, pear) were devel-<br />
* Mgr Maciej Niedzielski, mgr inż. Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, prof. dr hab. Jerzy Puchalski<br />
– Polska Akademia Nauk Ogród Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności<br />
Biologicznej w Powsinie, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; e-mail: mniedz@obpan.pl,<br />
ko<strong>nr</strong>adfm@gmail.com, ob.sekr@obpan.pl<br />
504
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego przechowywania materiału roślinnego<br />
oped methods of dormant buds in freezing and storage in ultra-low of vapor liquid nitrogen<br />
temperature (-150°C). In the Botanical Garden of the PAS in Warsaw since 2009 a project<br />
of cryobank of historic apple varieties establishment. This paper summarizes the results<br />
gained in the course of this work.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Przez wiele lat naturalną formą gromadzenia oraz ochrony cennych genotypów roślin<br />
wieloletnich, w tym form lokalnych, było prowadzenie kolekcji polowych. Ograniczeniem tej<br />
metody jest jednak wysokie ryzyko utraty obiektów w wyniku oddziaływania czynników pogodowych<br />
oraz presji patogenów i szkodników. Sprawą niezwykle ważną są także duże<br />
koszty pracy związanej z pielęgnacją i ochroną. Należy do tego dodać również nakłady<br />
związane z organizacją miejsca uprawy oraz właściwą dla gatunku agrotechniką. W ten<br />
sposób kolekcje polowe dzielą te same problemy co tradycyjne uprawy [Dziubiak 2004].<br />
Inną metodą zachowania zasobów genowych roślin może być wykorzystanie techniki in<br />
vitro, obejmującej hodowle prowadzone w warunkach spowolnionego wzrostu. Dużym atutem<br />
w tym wypadku jest miniaturyzacja kolekcji, jej pełne odseparowanie od warunków środowiskowych,<br />
wadą zaś – jest niebezpieczeństwo powstawania mutacji somaklonalnych.<br />
Uzyskany więc w ten sposób materiał nasadzeniowy bądź mający w założeniu posłużyć<br />
do dalszej hodowli, przed każdym etapem, musi być kontrolowany pod względem wierności<br />
genetycznej.<br />
Utrzymanie obszernych kolekcji w warunkach in vitro wymaga także znacznych wydatków<br />
pieniężnych (odczynniki, prowadzenie laboratorium), jak i wiąże się z wysokimi wymaganiami<br />
fachowości personelu oraz nakładów pracy.<br />
Rozwijane w ostatnich latach metody zachowania roślinnych zasobów genowych, wykorzystujące<br />
techniki kriogeniczne (przechowywanie w ultra niskich temperaturach), pozwalają<br />
wykluczyć wady dotychczasowych rodzajów prowadzenia kolekcji.<br />
W stabilnej temperaturze par ciekłego azotu (-150°C) [Bajaj 1979, Benson i in. 2005,<br />
Mikuła, Rybczyński 2006] dochodzi do całkowitego zatrzymania metabolizmu, co skutkuje<br />
zastopowaniem bądź radykalnym opóźnieniem procesów starzenia. Gwarantuje to długoletnie<br />
przechowywanie materiałów bez utraty żywotności i zmian genetycznych.<br />
Podobnie jak przy utrzymywaniu kolekcji in vitro także tu występuje korzystne „zmniejszenie<br />
jej rozmiaru” i ograniczenie wydatków ponoszonych na obsługę oraz utrzymanie.<br />
Początkowe wysokie koszty założenia kolekcji, biorąc pod uwagę długoletnią perspektywę<br />
przechowywania, są znacznie niższe niż wydatki związane z utrzymaniem kolekcji roślin in<br />
vivo. Zachowanie kolekcji w warunkach kriogenicznych zapewnia wysoki poziom bezpieczeństwa<br />
obiektów dzięki ograniczeniu do minimum oddziaływań środowiskowych.<br />
Celem pracy była optymalizacja metodyki zamrażania pąków spoczynkowych jabłoni<br />
uprawianych w warunkach klimatycznych Polski.<br />
505
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, Maciej Niedzielski, Jerzy Puchalski<br />
W latach 2006–2008 oceniono pod względem tolerancji na przebieg pogody oraz wrażliwości<br />
na zabiegi objęte procedurą 10 historycznych odmian jabłoni z kolekcji Ogrodu Botanicznego<br />
w Powsinie. Zbadano także możliwość hartowania po zbiorze jednorocznych pędów<br />
i wpływu tego zabiegu na żywotność pąków.<br />
2. Materiały i metody<br />
Doświadczenie przeprowadzono w latach 2006–2008 na dziesięciu historycznych odmianach<br />
jabłoni zróżnicowanych pod względem pochodzenia i tolerancji na niskie temperatury.<br />
Zbioru materiału roślinnego (jednorocznych pędów) dokonano w grudniu lub styczniu,<br />
w dwóch następujących po sobie sezonach. Fragmenty pędów (ok. 1,5 cm), zawierające jeden<br />
pąk, poddano częściowemu odwadnianiu do zawartości wody ok. 30%. Prowadzono je w komorze<br />
w stałej temperaturze -4°C, przez okres różny – zależny od specyfiki odmiany. Stopień<br />
odwodnienia kontrolowano za pomocą codziennych pomiarów masy wybranych fragmentów.<br />
Po osiągnięciu oczekiwanego poziomu wilgotności, zgodnie z metodyką [Tyler, Stushnoff<br />
1998a, b], przystąpiono do właściwego procesu zamrażania. Pąki zamrażano według następującej<br />
procedury: od 0°C do -10°C z szybkością 0,1°C/min, po utrzymaniu tej temperatury przez<br />
15 minut kontynuowano obniżanie temperatury do (-40°C) przy tej samej szybkości schładzania<br />
(Minicool LC 40, l’Air Liquide). Próbki wyjęte z maszyny przekładano do chłodziarki -40°C i przechowywano<br />
przez 24 godziny. Po upływie tego czasu próbki przenoszono do zbiorników przechowalniczych<br />
i utrzymywano w fazie gazowej. Materiał przechowywano przez 3–6 tygodni.<br />
Pąki rozmrażano w łaźni wodnej o temperaturze 37°C przez 5 minut. Po rozmrożeniu<br />
fragmenty pędów uwadniano przez umieszczenie w wilgotnym torfie w temperaturze 2°C na<br />
10 dni. Żywotność pąków i sąsiadujących tkanek oceniano wizualnie na podstawie obecności<br />
zmian nekrotycznych (zbrązowienia) na przekrojach podłużnych fragmentów pędów jabłoni.<br />
Ocenę wykonano dwukrotnie: po odwodnieniu pąków oraz po rozmrożeniu. Zdolności<br />
regeneracyjne oceniano przez okulizację pąków na podkładkach wegetatywnych (M-26).<br />
Okulanty uprawiano następnie w szklarni.<br />
Materiał do hartowania (indukcji spoczynku) pobierano w grudniu, przed okresem mrozów.<br />
Pędy umieszczono w probówkach, zanurzone częściowo w płynnej pożywce MS<br />
wzbogaconej 0,8M sacharozy. Pędy przetrzymywano w komorze o temperaturze początkowej<br />
0°C, a następnie co 24 godziny obniżano ją o 1°C do -4°C. Materiał utrzymywano<br />
w temperaturze -4°C przez 23 dni. Fragmenty z pąkami odwadniano, zamrażano i rozmrażano<br />
według standardowej procedury.<br />
4. Wyniki i dyskusja<br />
Podstawowym warunkiem pomyślnej krioprezerwacji pąków spoczynkowych jest ich<br />
zbiór w najkorzystniejszym fizjologicznie okresie. Celem jest pozyskanie organów w mak-<br />
506
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego przechowywania materiału roślinnego<br />
symalnym stopniu zdrewniałych oraz zahartowanych i przez to w znacznym stopniu już odwodnionych<br />
(naturalne zagęszczanie soków) [Benson 2008]. Naturalna adaptacja komórek<br />
roślinnych do ujemnych temperatur pozwala zachować funkcje życiowe w warunkach głębokiego<br />
stresu dehydratacyjnego w czasie zamrażania [Wolf, Bryant 2001]. Za stymulacje<br />
tych przemian odpowiada jesienno-zimowe obniżenie temperatury oraz zmniejszenie intensywności<br />
promieniowania słonecznego.<br />
Według literatury [Towill 2008, Stushnoff, Seufferheld 1995, Tyler, Stushnoff 1988a, b]<br />
dla jabłoni uprawianych w północnej Europie najkorzystniejszym terminem zbioru zrazów<br />
jest styczeń. Konieczne jest co najmniej 72-godzinne nieprzerwane utrzymywania się temperatury<br />
poniżej -5°C. Zrazy pobrane w tym terminie wykazują największe wyrównanie pod<br />
względem zawartości wody i maksymalne odwodnienie. Tak więc istotnym czynnikiem warunkującym<br />
wysoką żywotność pąków po zamrożeniu oraz ich późniejszą zdolność regeneracji<br />
stanowi przebieg pogody w okresie poprzedzającym zbiór.<br />
W omawianym eksperymencie porównano żywotność pąków spoczynkowych tych samych<br />
odmian jabłoni zbieranych w dwóch kolejnych sezonach różnych istotnie pod względem<br />
warunków pogodowych. Dane o żywotności pąków prezentuje tabela 1.<br />
Warunki pogodowe porównywanych okresów przełożyły się wyraźnie na żywotność pąków<br />
zarówno odwadnianych, jak i po zamrażaniu, w obrębie tych samych odmian. Chłodna<br />
jesień i stabilna niska temperatura powietrza zimą 2007/2008 (rys. 1) skutkowała wyższą<br />
jakością oraz mniejszymi uszkodzeniami podczas odwadniania i zamrażania. Pierwsze<br />
spadki temperatury poniżej zera obserwowano już w listopadzie i trwały one z niewielkimi<br />
przerwami przez całą zimę.<br />
Tabela 1. Żywotność pąków spoczynkowych jabłoni w %<br />
Table 1. Viability of apple dormant buds in %<br />
Odmiana<br />
2007 r. 2008 r.<br />
po suszeniu po mrożeniu po suszeniu po mrożeniu<br />
Glogierówka 100 28 100 73<br />
Pepina Linneusza 90 32 96 67<br />
Suislebskie 100 50 97 50<br />
Kandyl Sinap 60 45 100 58<br />
Korobówka 70 16 93 91<br />
Reneta Kanadyjska 73 25 100 69<br />
Ben Davis 100 11 100 35<br />
Akero 80 25 80 26<br />
Pepina Ribstona 25 15 67 33<br />
Landsberska 100 25 100 56<br />
Średnia 80 27 93 56<br />
507
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, Maciej Niedzielski, Jerzy Puchalski<br />
Rys. 1. Przebieg średnich dobowych temperatur w okresie listopad 2007 – marzec 2008 (°C)<br />
Fig. 1. The daily average temperature in the period NOV 2007 – MAR 2008 (°C)<br />
Rys. 2. Przebieg średnich dobowych temperatur w okresie listopad 2006 – marzec 2007 (°C)<br />
Fig. 2. The daily average temperature in the period NOV 2006 – MAR 2007 (°C)<br />
508
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego przechowywania materiału roślinnego<br />
Materiał oceniany rok wcześniej charakteryzowała mniejsza procentowa żywotność<br />
w obrębie wszystkich obserwowanych odmian. Zima 2006/2007 (rys. 2) odznaczała się<br />
przesunięciem chłodów na okres ostatnich dni stycznia i lutego. Zaskakująco ciepły był<br />
grudzień, gdyż ujemne temperatury pojawiły się dopiero w trzeciej jego dekadzie. Tak niekorzystny<br />
przebieg pogody uniemożliwił pobranie materiału roślinnego w optymalnych warunkach,<br />
pomimo wskazującej na to pory roku. Warto zauważyć, że już od końca stycznia<br />
spada poziom fizjologicznego zahartowania pędów roślin drzewiastych naszego klimatu.<br />
Niska temperatura panująca zwykle jeszcze w lutym wstrzymuje postępowanie tego procesu<br />
[Kopcewicz, Lewak 2005]. Daje to jednak podstawy do przypuszczania, że rośliny w tym<br />
okresie są szczególnie wrażliwe na wzrost temperatury i każdy z nich powoduje już, w pewnym<br />
stopniu, obniżenie zahartowania.<br />
Na podstawie oceny żywotności odwodnionych pąków można było wyróżnić grupę<br />
odmian bardziej podatnych na mróz i wstępne częściowe odwodnienie: ‘Pepina Ribstona’,<br />
‘Kandyl Sinap’, ‘Akero’ – najniższa, średnia żywotność w analogicznych okresach, oraz<br />
odznaczających się większą tolerancją ‘Landsberska’, ‘Ben Davis’, ‘Glogierówka’, ‘Suislebskie’<br />
– stuprocentowa żywotność w obu sezonach. Pozostałe trzy odmiany należy zaliczyć<br />
do kategorii pośredniej. Obserwacje te nie mają jednak przełożenia na stan finalny.<br />
Żywotność pąków każdej z badanych odmian wyraźnie obniżyła się po zamrożeniu<br />
do temperatury ciekłego azotu – największy spadek wynoszący aż 89% zanotowano dla<br />
odmiany ‘Ben Davis’ w sezonie 2006/2007. Rok później odmiana ta także nie zachowała<br />
wyjściowego, wysokiego poziomu żywotności i po rozmrożeniu zaznaczyła spadek o 69%.<br />
Najlepsze wyniki żywotności finalnej zanotowano w sezonie 2006/2007 u odmiany ‘Kandyl<br />
Sinap’ (spadek o 30%), a w sezonie 2007/2008 u odmiany ‘Korobówka’ (spadek o 1%).<br />
Ze względu na powtarzające się lata o względnie ciepłych zimach zasadne wydaje się<br />
poszukiwanie metod pozwalających zwiększyć naturalną odporność pąków na zamrażanie.<br />
W związku z tym podjęto próbę hartowania w warunkach laboratoryjnych pąków spoczynkowych<br />
jabłoni.<br />
Pędy pięciu odmian jabłoni zebrano w grudniu, jeszcze przed okresem temperatur<br />
ujemnych, a następnie inkubowano je w temperaturze -4°C przez 23 dni. Dla oceny skuteczności<br />
hartowania, pobrano i zamrożono według tej samej procedury, pąki tych samych<br />
odmian jabłoni w naturalnie indukowanym spoczynku. Wyniki prezentuje tabela 2.<br />
Tabela 2. Żywotność pąków śpiących jabłoni i poddanych hartowaniu w %<br />
Table 2. Viability of apple dormant buds at natural or induced dormancy in %<br />
Odmiana<br />
Pąki w spoczynku naturalnym<br />
Pąki hartowane<br />
żywotność zdolność regeneracyjna żywotność zdolność regeneracyjna<br />
Glogierówka 73 25 73 15<br />
Pepina Linneusza 67 55 56 15<br />
Suislebskie 50 0 88 85<br />
cd. tab. 2 na str. 510<br />
509
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, Maciej Niedzielski, Jerzy Puchalski<br />
Pepina Ribstona 33 0 69 6<br />
Landsberska 56 40 81 43<br />
Średnia 56 24 73 33<br />
cd. tab. 2 ze str. 509<br />
Zabieg hartowania zrazów pozwolił uzyskać pąki o żywotności porównywalnej lub przewyższającej<br />
wyniki uzyskane dla tych samych materiałów zebranych w stanie spoczynku<br />
indukowanego naturalnie. Utrzymana została także zdolność regeneracyjna pąków. Materiał<br />
hartowany dwóch odmian: ‘Suislebskie’ i ‘Pepina Ribstona’okazał się wyraźnie lepszy<br />
od zebranego w stanie naturalnego spoczynku.<br />
W opisywanych eksperymentach obserwowano wyraźne zróżnicowanie międzyodmianowe.<br />
Badane odmiany reagowały różnie – zarówno na warunki środowiskowe, gdy porównano<br />
dwa lata zbioru, jak i na hartowanie. Podobne zróżnicowanie w reakcji pąków spoczynkowych<br />
jabłoni na warunki środowiskowe danego roku obserwowali Towill i in. [2004].<br />
Prezentowane wyniki badań reakcji pąków spoczynkowych jabłoni na zamrażanie w ciekłym<br />
azocie uzyskano po szybkim rozmrożeniu materiału, co jest stosowane w większości<br />
stosowanych metodyk. Gwarantowało to szybkie rozpuszczenie kryształków lodu powstałych,<br />
zgodnie z założeniami teoretycznymi, w przestrzeniach międzykomórkowych w wyniku<br />
wolnego zamrażania. Jednakże, ze względu na złożoną budowę morfologiczną i skład chemiczny<br />
pąków, szybkie rozmrażanie może powodować powstawanie naprężeń i wysokich<br />
różnic potencjału osmotycznego pomiędzy cytoplazmą komórek a przestrzeniami międzykomórkowymi,<br />
co może prowadzić do uszkodzeń. W 2010 r. podjęto zatem próbę oceny wpływu<br />
szybkości rozmrażania na żywotność i zdolność regeneracyjną pąków spoczynkowych<br />
jabłoni po zamrożeniu w ciekłym azocie. Do doświadczenia wybrano grupę odmian, które nie<br />
wykazały lub wykazywały istotne obniżenie żywotności po wstępnym częściowym odwodnieniu,<br />
co wskazywałoby na dużą wrażliwość na zmiany stężenia cytoplazmy.<br />
Tabela 3. Żywotność pąków jabłoni po szybkim i wolnym rozmrożeniu w %<br />
Table 3. Viability of apple dormant buds after fast and slow thawing in %<br />
Odmiana<br />
Odwadniane<br />
Rozmrażanie<br />
szybkie<br />
wolne<br />
Oliwka Żółta 100 92 58<br />
Polskie Mnichy 100 67 58<br />
Piękna z Rept 95 67 53<br />
Grahama Jubileuszowa 94 100 50<br />
Oliwka Czerwona 88 50 17<br />
Księżna Luiza 77 25 22<br />
Wagenera 72 30 17<br />
Peggy’s Favorite 72 8 0<br />
cd. tab. 3 na str. 511<br />
510
Zastosowanie metod kriogenicznych do długotrwałego przechowywania materiału roślinnego<br />
cd. tab. 3. ze str. 510<br />
Mank’s Küchenapfel 70 30 30<br />
Bismarckapfel 62 25 33<br />
Anoke 61 33 11<br />
Rajewskie 50 25 17<br />
Strumiłłówka 50 58 38<br />
Truskawkowe Wilknersa 43 3 33<br />
Fameuse 38 18 23<br />
Średnia 71 42 30<br />
Uzyskane wyniki pokazały, iż szybkość rozmrażania pąków ma wpływ na ich żywotność,<br />
a wolne rozmrażanie pąków (24 godziny w temperaturze pokojowej) spowodowało<br />
dalszy spadek żywotności w porównaniu z takim samym materiałem rozmrażanym szybko.<br />
Potwierdza to zatem celowość szybkiego rozmrażania materiału roślinnego.<br />
5. Wnioski<br />
1. Warunki pogodowe (temperatura) w istotnym stopniu determinują poziom spoczynku<br />
pąków jabłoni i ich odporność na zamrażanie w ciekłym azocie.<br />
2. Możliwe jest indukowanie spoczynku (hartowanie) pąków w warunkach laboratoryjnych,<br />
co znacząco poprawia odporność pąków jabłoni na zamrażanie w ciekłym azocie.<br />
3. Krioprezerwacja daje możliwość stworzenia w krótkiej perspektywie czasu banku genów<br />
dowolnych taksonów roślin, stanowiących w przyszłości materiał hodowlany.<br />
Piśmiennictwo<br />
BAJAJ Y. P. S. 1979. Technology and Prospects of cryopreservation of germplasm. Euphytica<br />
28: 267–285.<br />
BENSON E. E. 2008. Chapter 2. Cryopreservation Theory. [In:] REED B. M. (editor) Plant<br />
cryopreservation. A practical guide. Springer Science+Business Media, New York:<br />
24–27.<br />
BENSON E.A., HARDING K., JOHSTON J., DAY J.G. 2005. From ecosystem to cryobanks<br />
the role of cryo-conservation in the preservation and sustainable utilization of global<br />
phyto-diversity. [In:] Contributing to a Sustainable Future. Bennett I.J., Clarke H., Mc<br />
Comb J.A. (editors). Proceedings of the Australian Branch of the IAPTC&B, Perth, Western<br />
Australia, 21–24 SEPT.<br />
BENSON E. E. 1995. Chapter 13. Cryopreservation of shoot-tips and meristems.: 121-125<br />
[In:] Day J. G., Mc Lellan M. R. (editors). Cryopreservation and freeze-drying protocols.<br />
Human Press, Totowa.<br />
511
Ko<strong>nr</strong>ad Woliński, Maciej Niedzielski, Jerzy Puchalski<br />
DZIUBIAK M. 2004. Genetic resources of fruit trees and shrubs in the Botanical Garden<br />
of the Polish Academy of Sciences in Warsaw. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. vol: <strong>49</strong>7:<br />
47–51.<br />
KOPCEWICZ J., LEWAK S., 2005. Fizjologia roślin, PWN, Warszawa.<br />
MIKUŁA A., RYBCZYŃSKI J. J. 2006. Krioprezerwacja narzędziem długoterminowego<br />
przechowywania komórek, tkanek i organów pochodzących z kultur in vitro. Biotechnologia<br />
4 (75): 145–163.<br />
REINHOUD P. J., URAGAMI A, SAKAI A., VAN IREN F. 1995. Chapter 12. Vitrification of<br />
plant cell suspensions: In: DAY J. G., McLELLAN M. R. (editors). Cryopreservation and<br />
freeze-drying protocols. Human Press, Totowa.<br />
SAKAI A., HIRAI D., NIINO T. 2008 Chapter 3 Development of PVS-based vitryfication and<br />
encapsulation – vitryfication protocols. In: REED B. M. (editor). Plant cryopreservation.<br />
A practical guide. Springer Science+Business Media, New York: 34.<br />
STUSHNOFF C., SEUFFERHELD M. 1995. Cryopreservation of apple (Malus species) genetic<br />
resources. Biotechnology in Agriculture and Forestry, Vol.32 Cryopreservation of<br />
plant germplasm I (ed. By Y.P.S. Bajaj), Springer –Verlag, Berlin Heidelberg.<br />
TYLER N., STUSHNOFF C. 1988a. The effects of prefreezing and controlled dehydration<br />
on cryopreservation of dormant vegetative apple buds. Can. J. Plant Sci. 68: 1163–<br />
1167.<br />
TYLER N., STUSHNOFF C. 1988b. Dehydration of dormant apple buds at different stages<br />
of cold acclimation to induce cryopreservability in different cultivars. Can. J. Plant Sci.<br />
68: 1169–1176.<br />
TOWILL L.E., FORSLINE P.L., WALTERS C., WADDEL J.W., LAUFMAN J. 2004. Cryopreservation<br />
of Malus germplasm using a winter vegetative bud method: results form 1915<br />
accessions. CryoLetters 25, 323–334.<br />
TOWILL L.E. 2008 Cryopreservation of Apple (Malus domestica) Dormant Buds. [In:] Reed<br />
B. M. (editor). Plant cryopreservation. A practical guide. Springer Science+Business<br />
Media, New York: 427, 428.<br />
WOLF J., BRYANT G. 2001. Cellular cryobiology: thermodynamic and mechanical effects.<br />
International Journal of Refrigeration 24: 438–450.<br />
512
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Karolina Lewińska*, Anna Karczewska*<br />
Ocena przydatności metody DGT do określenia<br />
biodostępności arsenu i pobrania przez rośliny – na<br />
przykładzie kłosówki wełnistej (Holcus lanatus)<br />
Suitability of DGT method for assessment of arsenic<br />
bioavailability and its uptake by plants – tested on the<br />
example of Holcus lanatus<br />
Słowa kluczowe: arsen, DGT, fosfor, Holcus lanatus.<br />
Key words: arsenic, DGT, phosphorus, Holcus lanatus.<br />
This work was aimed to assess a suitability of DGT (Diffiusive Gradients in Thin-Films)<br />
method for determination of arsenic bioavailability from highly polluted soils. DGT method<br />
bases on the measurement of effective concentration of trace element in soil, corresponding<br />
to its current concentration in soil solution, supplemented with a labile metal pool released<br />
from the solid phase. The principle of this method as a passive accumulation of metallic elements<br />
in a well-defined diffusion layer of hydrogel. Many authors proved that the effective<br />
concentration of heavy metals measured by DGT correlated very well with their uptake by<br />
plants. However, only few publications applied DGT to assessment of arsenic phytoavailability.<br />
This paper presents effective concentrations of arsenic in soils, measured by DGT<br />
method, in relation to extraction of easily soluble forms and As content in the shoots of velvetgrass<br />
(Holcus lanatus L.). Plant and soil material were collected from a pot experiment,<br />
whith two types of soil: sandy and loamy, spiked with As (III) in the forms of sodium arsenite,<br />
to obtain total As concentration of about 500 mg·kg -1 . Soils in the part of experimental plots<br />
were supplied with 200 mg P·kg -1 in the form of ammonium phosphate (NH 4<br />
H 2<br />
PO 4<br />
). Velvetgrass<br />
(Holcus lanatus L.) seeds were sown to soils and after 3 months, plant shoots were<br />
harvested and analysed. Arsenic concentrations in plants showed considerable differences<br />
not only among the plots but also between replicates. Phosphorus addition caused increase<br />
* Mgr inż. Karolina Lewińska; prof. dr hab. inż. Anna Karczewska – <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie<br />
i <strong>Ochrony</strong> Środowiska. Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53, 50-357<br />
Wrocław; tel.: 71 320 56 39; e-mail: karolina_lewińska@wp.pl; anna.karczewska@up.wroc.pl<br />
513
Karolina Lewińska, Anna Karczewska<br />
of arsenic uptake by plants. Mean concentration of labile arsenic in soils determined by DGT<br />
corresponded well with extractable (easily soluble) As forms, but the correlation between<br />
DGT results and As concentrations in plant shoots was poor, and proved significant only<br />
then when each of soils was analysed separately.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Metoda (Diffiusive Gradients on Thin Films (gradientu dyfuzyjnego) polega na pasywnej<br />
akumulacji rozpuszczalnych substancji znajdujących się środowisku wodnym, glebowym<br />
lub w osadach, w hydrożelu umieszczonym w urządzeniu pomiarowym. Ze względu na niewielkie<br />
rozmiary urządzenia metodę tę można wykorzystywać do monitoringu lub pomiaru<br />
in situ zagrożenia związanego z zanieczyszczeniem gleb metalami ciężkimi, a także fosforanami,<br />
siarczanami czy radionuklidami. Szerokie spektrum wykorzystania tej metody opisuje<br />
Zhang [Zhang i in. 2001; Zhang 2003] oraz inni autorzy [Koster i in. 2005; Li i in. 2005].<br />
Celem prezentowanej pracy była wstępna ocena przydatności metody Diffusive Gradiens<br />
In Thin - Films DGT do określenia fitoprzyswajalności arsenu w glebach zanieczyszczonych.<br />
Metoda DGT (Diffiusive Gradients in Thin-Films) polega na pomiarze tzw. efektywnej<br />
koncentracji danego pierwiastka w glebie, odpowiadającej jego aktualnemu stężeniu<br />
w roztworze glebowym zwiększonemu o pulę uwalnianą z fazy stałej i dostępną dla roślin.<br />
Istota metody polega na pasywnej akumulacji pierwiastków metalicznych w ściśle określonej<br />
dyfuzyjnej warstwie żelu. W świetle bogatej bibliografii efektywna koncentracja metali<br />
ciężkich, mierzona metodą DGT, wykazuje bardzo dobrą korelację z wielkością pobrania<br />
tych pierwiastków przez rośliny. Jednak tylko nieliczne publikacje dotyczą zastosowania<br />
DGT do oceny fitoprzyswajalności arsenu.<br />
W niniejszej pracy przedstawiono wyniki pomiaru efektywnych koncentracji arsenu<br />
w glebach uzyskane metodą DGT (gradientu dyfuzyjnego), w odniesieniu do wyników ekstrakcji<br />
form łatwo rozpuszczalnych oraz zawartości As w biomasie nadziemnych części kłosówki<br />
wełnistej (Holcus lanatusI).<br />
Szczególnie interesująca wydaje się możliwość wykorzystania tej metody do badań<br />
ekotoksykologicznych. Tradycyjne analizy laboratoryjne pozwalają na określenie całkowitej<br />
zawartości danego pierwiastka w glebie i udziału jego frakcji związanych z różnymi komponentami<br />
gleby, odgrywającymi szczególną rolę w sorpcji metali ciężkich. Różnorodność metod<br />
ekstrakcji oraz odczynników chemicznych służących do określania udziału form łatwo<br />
rozpuszczalnych, potwierdza jednak trudność w określeniu rzeczywistej mobilności i dostępności<br />
pierwiastków w glebie. Wyniki prostej ekstrakcji chemicznej zależą wprawdzie od<br />
warunków panujących w glebie, jednak nie uwzględniają zdolności gleby do utrzymywania<br />
stałego stężenia pierwiastków w roztworze glebowym i uzupełniania jego poziomu.<br />
Tymczasem w skutek pobierania pierwiastków z roztworu gleboweo przez rośliny ich<br />
pula w roztworze ulega uszczupleniu i wówczas dodatkowa porcja tych pierwiastków prze-<br />
514
Ocena przydatności metody DGT do określenia biodostępności arsenu...<br />
chodzi z fazy stałej do roztworu. Ma ona istotne znaczenie w zaopatrzeniu roślin w makroi<br />
mikroelementy.<br />
W metodzie DGT, podobnie jak w wyniku pobrania pierwiastków przez rośliny, uzyskuje<br />
się lokalne obniżenie stężenia pierwiastka w roztworze glebowym, wskutek czego następuje<br />
uzupełnienie puli tego pierwiastka z fazy stałej gleby. W ten sposób DGT mierzy wielkość<br />
przepływu strumienia pierwiastka z fazy stałej do roztworu glebowego [Zhang 2003].<br />
Zhang i in. [2001], a także Panther i in. [2008], uzyskali obiecujące wyniki wykorzystania<br />
DGT do określania biodostępności pierwiastków w środowisku, jednak inne badania nie<br />
potwierdzają uniwersalności tej metody [Koster i in. 2005].<br />
2. Metodyka badań<br />
2.1. Doświadczenie wazonowe<br />
W pracy wykorzystano dwa rodzaje materiału glebowego: glinę lekką (I) oraz piasek<br />
słabogliniasty (II), które po uprzednim zanieczyszczeniu arseninem (III) sodu, w dawce 500<br />
mg As∙kg -1 , były testowane w doświadczeniu wazonowym. Do części wariantów wprowadzono<br />
0,2 g P∙kg -1 , w formie roztworu fosforanu amonowego NH 4<br />
H 2<br />
PO 4<br />
. W celu zrównoważenia<br />
dostarczonej dawki azotu i potasu w glebach w wariantach bez dodatku P zastosowano<br />
równoważną dawkę 0,056 g∙kg -1 azotu w formie NH 4<br />
NO 3<br />
i 0,054 g∙kg -1 w formie KNO 3<br />
.<br />
Materiałem glebowym wypełniono wazony o pojemności 1 kg i wysiano do nich nasiona<br />
kłosówki wełnistej (Holcus lanatus). Po upływie trzech miesięcy od daty wysiewu materiał<br />
roślinny ścięto, wymyto, zważono i wysuszono. Następnie poddano go mineralizacji mieszaniną<br />
kwasów azotowego i nadchlorowego, w stosunku 4:1, w systemie otwartym.<br />
Oznaczono zawartość As za pomocą ICP-MS (Elan 9000 DRCe; Perkin-Elmer). W celu<br />
walidacji metody i weryfikacji wyników wykorzystano materiał referencyjny Certified Reference<br />
Material NCS DC 73348 (Bush Branches and Leaves). Analizy materiału roślinnego<br />
i gleb przeprowadzono w laboratorium Universität für Bodenkultur w Wiedniu.<br />
2.2. Podstawowe właściwości gleb<br />
Materiał glebowy z doświadczenia wazonowego został pobrany tuż po jego zakończeniu,<br />
wysuszony i przesiany przez sita o średnicy oczek 2 mm. Podstawowe właściwości<br />
gleb przedstawiono w tabeli 1. Przyswajalne formy fosforu i potasu oznaczono metodą<br />
Egnera-Riehma w 0,04 M Ca(CH 3<br />
CHOHCOO) 2· 5 H 2<br />
O, a przyswajalne formy magnezu metodą<br />
Schachtschabela w 0,0125 M CaCl 2<br />
. Sumę wymiennych kationów zasadowych w kompleksie<br />
sorpcyjnym wyliczono na podstawie analizy wykonanej zmodyfikowaną metodą Pallmana<br />
w 1M CH 3<br />
COONH 4<br />
(pH 7,0).<br />
515
Karolina Lewińska, Anna Karczewska<br />
Tabela 1. Podstawowe właściwości gleb I i II użytych w doświadczeniu<br />
Table 1. Basic properties of soils I and II used in the experiment<br />
Właściwości Gleba I Gleba II<br />
Grupa granulometryczna glina lekka * piasek słabogliniasty *<br />
C org, % 1,8 1,7<br />
pH: KCl<br />
H 2<br />
O<br />
Formy przyswajalne, mg∙kg -1<br />
P<br />
K<br />
Mg<br />
6,75<br />
6,01<br />
75,0<br />
68,0<br />
200<br />
6,12<br />
5,53<br />
28,0<br />
10,0<br />
80,0<br />
Suma kationów zasadowych, cmol·kg -1 11,4 6,96<br />
Kwasowość hydrolityczna, cmol·kg -1 2,00 2,40<br />
Całkowita pojemność sorpcyjna T, cmol·kg -1 13,4 9,36<br />
Objaśnienie: *Grupy granulometryczne – wg PTG 2008.<br />
W materiale glebowym oznaczono również udział łatwo rozpuszczalnych form As<br />
w ekstrakcji 0,05 M (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
(1:25, 4 godz. na mieszadle rotacyjnym), która stanowi pierwszy<br />
krok w ekstrakcji sekwencyjnej zaproponowanej przez Wenzla i in. [2001]. Stężenie As<br />
w ekstraktach oznaczono za pomocą ICP-MS (Elan 9000 DRCe; Perkin-Elmer).<br />
2.3. Metoda DGT<br />
Urządzenie DGT składa się z trzech warstw:<br />
1) warstwy żelu żywicznego, akumulującego pierwiastki, o grubości 0,4 mm;<br />
2) warstwy żelu dyfuzyjnego (diffusive gel) o grubości 0,82 mm;<br />
oraz<br />
krok w ekstrakcji sekwencyjnej zaproponowanej przez Wenzla i in. [2001]. Stężenie As w<br />
ekstraktach oznaczono za pomocą ICP-MS (Elan 9000 DRCe; Perkin-Elmer).<br />
Urządzenie DGT składa się z trzech warstw:<br />
oraz<br />
2.3.Metoda DGT<br />
1) warstwy żelu żywicznego, akumulującego pierwiastki, o grubości 0,4 mm;<br />
2) warstwy żelu dyfuzyjnego (diffusive gel) o grubości 0,82 mm;<br />
3) membrany papierowej, 3) zabezpieczającej membrany papierowej, zabezpieczającej żel przed bezpośrednim żel przed bezpośrednim kontaktem z glebą.<br />
Żel akumulujący<br />
Żel dyfuzyjny<br />
Membrana papierowa<br />
Okienko<br />
Rys. 1. Budowa urządzenia Rys. 1. DGT Budowa [Zhang urządzenia 2003, DGT w [Zhang modyfikacji 2003, w modyfikacji Lewińskiej] Lewińskiej]<br />
Fig. 1. Structure of DGT [Zhang 2003, modified by Lewińska]<br />
Wodę dejonizowaną wprowadzono do próbki gleby, tak by osiągnąć 100 % polowej<br />
pojemności wodnej. Tak przygotowaną glebę, a także cały układ DGT, poddano inkubacji w<br />
516<br />
20°C, przez 24 godz.. Po upływie tego czasu materiał glebowy umieszczono w okienku<br />
urządzenia DGT i poddano ponownej, przez 48 godziny inkubacji. Po zakończeniu inkubacji<br />
poddano analizie żel akumulujący, uwalniając z niego zgromadzony arsen przez 24-godzinną
Ocena przydatności metody DGT do określenia biodostępności arsenu...<br />
Wodę dejonizowaną wprowadzono do próbki gleby, tak by osiągnąć 100 % polowej<br />
pojemności wodnej. Tak przygotowaną glebę, a także cały układ DGT, poddano inkubacji<br />
w 20°C, przez 24 godz. Po upływie tego czasu materiał glebowy umieszczono w okienku<br />
urządzenia DGT i poddano, przez 48 godzin ponownej inkubacji. Po zakończeniu inkubacji<br />
poddano analizie żel akumulujący, uwalniając z niego zgromadzony arsen przez 24-godzinną<br />
ekstrakcję w 1M HNO 3<br />
(cz.d.a., Merck). Stężenie As w ekstrakcie oznaczano na aparacie<br />
ICP-MS (Elan 9000 DRCe, Perkin-Elmer), w Instytucie Nauk o Glebie, Universität für<br />
Bodenkultur w Wiedniu.<br />
Na tej podstawie obliczono stężenie labilnego As na granicy faz układu DGT (C DGT<br />
),<br />
proporcjonalne do efektywnej koncentracji arsenu w glebie. W tym celu zastosowano wzory<br />
uwzględniające czas inkubacji próbek, powierzchnię ekspozycji w okienku, grubość warstw<br />
żelu dyfuzyjnego, a także współczynnik dyfuzji przez żel, zróżnicowany w zależności od rodzaju<br />
badanego pierwiastka [Zhang 2003].<br />
3. Wyniki i dyskusja<br />
W czasie doświadczenia porównywano wzrost i zdrowotność roślin w poszczególnych<br />
wariantach eksperymentu. W wariantach z dodatkiem fosforu uzyskano większą biomasę<br />
roślin niż w wariantach bez tego dodatku, przy czym większą masę części nadziemnych<br />
roślin uzyskano na glebie II. Średnia biomasa części nadziemnych kłosówki wełnistej<br />
mieściła się w przedziale od 0,85 g s.m./wazon do 2,93 g s.m./wazon w wariantach z dodatkiem<br />
fosforu, a w wariantach bez dodatku, biomasa była podobna i średnio wynosiła<br />
1,1 g s.m./wazon.<br />
W czasie wzrostu roślin we wszystkich wariantach zaobserwowano nieznaczne objawy<br />
chlorozy oraz ogólnie słabszy wzrost w porównaniu z roślinami wysianymi w równoległym<br />
doświadczeniu, na glebach niezanieczyszczonych.<br />
Również w nadziemnych częściach roślin stężenia As były wyższe w wariantach z dodatkiem<br />
fosforu w porównaniu z wariantami bez tego dodatku. Średnia zawartość As w roślinach<br />
z wazonów bez dodatku P wynosiła 42,3 mg∙kg -1 s.m. na glebie I oraz 32,5 mg∙kg -1<br />
s.m. na glebie II. Wzbogacenie gleb w fosfor spowodowało zwiększenie stężeń arsenu w roślinach,<br />
gdzie średnia dla gleby I wynosiła 268 mg∙kg -1 s.m., a dla gleby II: 94,0 mg∙kg -1 s.m.<br />
Bleeker i in. [2003] w doświadczeniu z kłosówką wełnistą na bogatych w arsen glebach pochodzących<br />
z rejonu kopalni złota uzyskali od 130 do 166 mg As∙kg -1 s.m. w częściach nadziemnych<br />
roślin, co jest zbliżone do wyników uzyskanych w wariantach z dodatkiem fosforu,<br />
przy czym całkowita zawartość arsenu w glebie w doświadczeniu Bleeker’a była większa<br />
niż w eksperymencie tu opisywanym i wynosiła 1325 mg∙kg -1 . W jednym z powtórzeń opisywanego<br />
doświadczenia, w wariancie z dodatkiem P do gleby I, uzyskano w biomasie<br />
kłosówki bardzo wysokie stężenie As, na poziomie 630 mg∙kg -1 s.m., a wynik ten został potwierdzony<br />
w dwóch niezależnych laboratoriach. Prawdopodobnie w tym wypadku została<br />
517
Karolina Lewińska, Anna Karczewska<br />
przełamana bariera tolerancji roślin, co spowodowało gwałtowne zwiększenie pobrania As<br />
co zostało przez kłosówkę. potwierdzone Ponieważ statystycznie. wynik ten został Średnio uwzględniony dodatek fosforu w analizie zwiększył statystycznej, rozpuszczalność uzyskano<br />
bardzo duże wartości odchylenia standardowego, a w konsekwencji stwierdzone zależ-<br />
As<br />
o 45% w glebie I i o 18% w glebie II. Ogólna ilość łatwo ekstrahowalnego arsenu była<br />
ności między wpływem dodatku P a zwiększonym pobraniem As nie zostały potwierdzone<br />
mniejsza statystycznie w glebie na II. poziomie istotności P=95%.<br />
Zestawienie Analiza danych wyników z ekstrakcji średniego form As łatwo stężenia rozpuszczalnych labilnego As obecnych na granicy w glebie również faz (C DGT ),<br />
wskazuje na zwiększoną rozpuszczalność As w wariantach z dodatkiem fosforu, co zostało<br />
oznaczonego metodą DGT, z wynikami ilustrującymi stężenie As w biomasie roślin oraz<br />
potwierdzone statystycznie. Średnio dodatek fosforu zwiększył rozpuszczalność As o 45%<br />
stężenie w glebie łatwo I i o ekstrahowalnego 18% w glebie II. Ogólna As w glebach ilość łatwo przedstawiają ekstrahowalnego rysunki As 2 była i 3. mniejsza Wyniki uzyskane w glebie<br />
II. materiału roślinnego i stężenia C DGT (rys. 2), wskazują, że dodatek P do danej gleby (I<br />
z<br />
analizy<br />
Zestawienie wyników średniego stężenia labilnego As na granicy faz (C DGT<br />
), oznaczonego<br />
metodą DGT, z wynikami ilustrującymi stężenie As w biomasie roślin oraz stężenie<br />
lub II) powoduje wzrost stężenia As w biomasie kłosówki wełnistej i jednoczesny wzrost<br />
oznaczonego łatwo ekstrahowalnego stężenia C DGT. As Jednak w glebach efekt przedstawiono ten obserwuje na się rysunkach tylko wtedy, 2 i 3. gdy Wyniki analizowana uzyskane jest<br />
każda z analizy z gleb materiału z osobna. roślinnego Nie udało i stężenia się potwierdzić C DGT<br />
(rys. jednoznacznej 2), wskazują, że liniowej dodatek zależności P do danej stężeń gleby<br />
(I lub II) powoduje wzrost stężenia As w biomasie kłosówki wełnistej i jednoczesny wzrost<br />
As<br />
w biomasie kłosówki i stężeń C DGT w takim wypadku, gdy zestawiane są wyniki dotyczące<br />
oznaczonego stężenia C DGT.<br />
Jednak efekt ten obserwuje się tylko wtedy, gdy analizowana<br />
różnych jest każda gleb (rys. z gleb 2). z osobna. Nie udało się potwierdzić jednoznacznej liniowej zależności stężeń<br />
As w stężenia biomasie arsenu kłosówki Ci DGT stężeń z wynikami C DGT<br />
Porównując w takim ekstrakcji wypadku, łatwo gdy zestawiane rozpuszczalnych są wyniki form dotyczące<br />
różnych gleb (rys. 2).<br />
tego<br />
pierwiastka (rys. 3), uzyskano między tymi parametrami zależność rosnącą, zbliżoną do<br />
Porównując stężenia C DGT<br />
arsenu z wynikami ekstrakcji łatwo rozpuszczalnych form<br />
liniowej tego (R=0,993).<br />
pierwiastka (rys. 3), uzyskano między tymi parametrami zależność rosnącą, zbliżoną<br />
do liniowej (R=0,993).<br />
Rys. 2. Zależność między stężeniem efektywnym As oznaczonym metodą DGT a stężeniem arsenu<br />
w częściach nadziemnych kłosówki wełnistej (Holcus lanatus L.)<br />
Rys. 2. Zależność między stężeniem efektywnym As oznaczonym metodą DGT a stężeniem<br />
Fig. 2. Dependence of effective arsenic concentration in soil, determined by DGT method, and<br />
arsenu w częściach nadziemnych kłosówki wełnistej (Holcus lanatus L.)<br />
As concentrations in the shoots of velvetgrass (Holcus lanatus L.)<br />
Fig.2. Dependence of effective arsenic concentration in soil, determined by DGT method, and<br />
As concentrations 518 in the shoots of velvetgrass (Holcus lanatus L.)
Ocena przydatności metody DGT do określenia biodostępności arsenu...<br />
Rys. 3. Zależność między stężeniem efektywnym As oznaczonym metodą DGT a wynikami ekstrakcji<br />
łatwo rozpuszczalnych form As roztworem 0,05 M (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
Fig. 3. Dependence of effective arsenic concentration in soil, determined by DGT method, and<br />
Rys. 3. Zależność między stężeniem efektywnym As oznaczonym metodą DGT a wynikami<br />
ekstrakcji łatwo rozpuszczalnych form As roztworem 0,05 M (NH 4 ) 2 SO 4<br />
the concentrations of easily soluble As, extractable with 0,05 M (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
Fig. 3. Dependence of effective arsenic concentration in soil, determined by DGT method,<br />
Podobne wyniki do otrzymanych w omawianym doświadczeniu otrzymał Koster i in.<br />
and the concentrations of easily soluble As, extractable with 0,05 M (NH 4 ) 2 SO 4<br />
[2005], którzy testowali kilka odczynników służących do ekstrakcji przyswajalnych form cynku<br />
oraz porównywali wyniki DGT z faktycznym pobraniem cynku przez rośliny: sałatę, łubin<br />
i życicę Podobne trwałą, wyniki a także do przez otrzymanych równonogi. w W omawianym doświadczeniu doświadczeniu tych autorów otrzymał również nie Koster udało<br />
się potwierdzić jednoznacznej zależności między wartościami efektywnego stężenia Zn<br />
i in.<br />
[2005], którzy testowali kilka odczynników służących do ekstrakcji przyswajalnych form<br />
oznaczonego metodą DGT a pobraniem Zn z gleby przez rośliny i równonogi.<br />
cynku oraz Brak porównywali dobrej korelacji wyniki pomiędzy DGT wynikami z faktycznym uzyskanymi pobraniem metodą ekstrakcji cynku przez form rośliny: łatwo rozpuszczalnych<br />
i życicę trwałą, arsenu a także i wynikami przez DGT równonogi. a rzeczywistym W doświadczeniu pobraniem As tych przez autorów rośliny również może nie<br />
sałatę,<br />
łubin<br />
wynikać z tego, że przy odpowiednio wysokich stężeniach toksycznego pierwiastka w glebie<br />
przestają działać mechanizmy tolerancji i detoksykacji, warunkujące proporcjonalną za-<br />
udało się potwierdzić jednoznacznej zależności między wartościami efektywnego stężenia Zn<br />
oznaczonego leżność pobrania metodą przez DGT a rośliny pobraniem od stężenia Zn z gleby w roztworze przez rośliny glebowym. i równonogi. Taką reakcję kłosówki<br />
wełnistej Brak dobrej na skrajnie korelacji wysokie pomiędzy stężenie wynikami As w roztworze uzyskanymi glebowym metodą opisywali ekstrakcji Quaghebeur form łatwo<br />
i Rengel [2003]. Chociaż układ DGT niejako naśladuje warunki panujące w strefie korzeniowej<br />
roślin, czyli lokalnie zmniejsza koncentrację danego pierwiastka w roztworze glebowym<br />
rozpuszczalnych arsenu i wynikami DGT a rzeczywistym pobraniem As przez rośliny może<br />
wynikać (w wyniku z tego, sorpcji że przy w warstwie odpowiednio żelu), wymuszając wysokich stężeniach jednocześnie toksycznego ponowne jego pierwiastka uzupełnienie w glebie<br />
przestają z fazy stałej działać gleby, mechanizmy to jednak nie tolerancji może w pełni i odtworzyć detoksykacji, innych, warunkujące specyficznych, proporcjonalną<br />
mechanizmów<br />
biorących udział w pobraniu danego pierwiastka przez rośliny.<br />
zależność pobrania przez rośliny od stężenia w roztworze glebowym. Taką reakcję kłosówki<br />
Warto na koniec wspomnieć, że koszt zakupu zestawów DGT i wykonania analiz jest<br />
wełnistej nieporównywalnie na skrajnie większy wysokie od stężenie kosztów As standardowo w roztworze przyjętych glebowym testów opisywali ekstrakcji. Quaghebeur Tymczasem<br />
[2003]. prosta Chociaż ekstrakcja, układ np. z DGT wykorzystaniem niejako naśladuje (NH 4<br />
i<br />
Rengel ) 2<br />
SO warunki 4,<br />
daje wyniki, panujące które w dobrze strefie korzeniowej<br />
korelują<br />
z wynikami DGT, a jest tańsza i szybsza.<br />
roślin, czyli lokalnie zmniejsza koncentrację danego pierwiastka w roztworze glebowym (w<br />
wyniku sorpcji w warstwie żelu), wymuszając jednocześnie ponowne jego uzupełnienie z<br />
519<br />
fazy stałej gleby, to jednak nie może w pełni odtworzyć innych, specyficznych,<br />
mechanizmów biorących udział w pobraniu danego pierwiastka przez rośliny.
Karolina Lewińska, Anna Karczewska<br />
4. Wnioski<br />
1. Wzrost rozpuszczalności arsenu na skutek wprowadzenia fosforu do każdej z badanych<br />
gleb został odzwierciedlony przez wzrost stężeń C DGT<br />
, co potwierdza przydatność<br />
metody DGT do oceny zmian mobilności arsenu w danej glebie.<br />
2. Stężenia labilnych form As oznaczone metodą DGT w glebach o różnych właściwościach<br />
nie obrazują faktycznego pobrania As przez kłosówkę wełnistą z tych gleb.<br />
3. Na podstawie uzyskanych wyników można twierdzić, że efektywne stężenia As w glebach,<br />
oznaczone metodą DGT, korelują dobrze z wynikami ekstrakcji form łatwo rozpuszczalnych,<br />
a zatem raczej metoda ekstrakcji, jako tańsza i szybsza od DGT, powinna<br />
być preferowana do oceny fitoprzyswajalności tego pierwiastka.<br />
PIŚMIENICTWO<br />
Bleeker P.M., Teiga P.M, Santos M.H, de Koe T., Verkleij J.A.C. 2003. Ameliorating<br />
effects of industrial sugar residue on the Jales gold mine spoil (NE Portugal) using Holcus<br />
lanatus and Phaseolus vulgaris as indicators. Environmental Pollution 125: 237–244.<br />
Koster M., Reijnders L., van Oost N.R., Peijnenburg W.J.G.M. 2005. Comparison<br />
of the method of diffusive gels in thin films with conventional extraction techniques for evaluating<br />
zing accumulation in plants and isopods. Environmental Pollution 133: 103–116.<br />
Li W., Zhao H., Teasdale P.R., John R., Wang F. 2005. Metal speciation measurement<br />
by diffusive gradients in thin films technique with different binding phases. Anal. Chim.<br />
Acta 533: 193–202.<br />
Meharg A.A., Macnair M.R. 1991. Uptake, accumulation and translocation of arsenate<br />
in arsenate-tolerant and non-tolerant Holcus lanatus L. New Phytology 117: 225–231.<br />
Quaghebeur M., Rengel Z. 2003. The distribution of arsenate and arsenite in shoots<br />
and roots of Holcus lanatus is influenced by arsenic tolerance and arsenate and phosphate<br />
supply. Plant Physiology 132: 1600–1609<br />
Panther J.G., Stillwell K.P., Powell K.J., Downard A.J. 2008. Development and<br />
application of the diffusive gradients in thin films technique for the measurement of total<br />
dissolved inorganic arsenic in waters. Anal. Chim. Acta 622: 133–142.<br />
Wenzel W.W., Kirchbaumer N., Prochaska T., Stingeder G., Lombi E., Adriano<br />
D.C. 2001. Arsenic fractionation in soils using improved sequential extraction procedure.<br />
Anal. Chim. Acta 436:309–32.<br />
Zhang H., Zhao F., Sun B., Davison W., McGrath S.P. 2001. A new method to measure<br />
effective soil solution concentration predicts copper availability to plants. Environ.<br />
Sci. Tech. 35: 2602–2607.<br />
Zhang H. 2003. DGT – for measurements in waters, soils and sediments. Materiały techniczne:<br />
http://www.dgtresearch.com.<br />
520
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Renata Czeczko*<br />
PORÓWNANIE STOPNIA UWODNIENIA RÓŻNYCH CzĘŚCI<br />
HELIANTHUS TUBEROSUS W ASPEKCIE ICH PRZYDATNOŚCI JAKO<br />
BIOPALIWA<br />
COMPARISON THE DEGREE OF HYDRATION IN OF DIFFERENT<br />
PARTS OF HELIANTHUS TUBEROSUS IN ASPECT OF THEIR<br />
SUITABILITY AS BIOFUEL<br />
Słowa kluczowe: topinambur, biomasa, stopień uwodnienia.<br />
Keywords: topinambur, biomass, degree of hydration.<br />
The degree of hydratation of tubers, stems and leaves was determined for tree cultivars of<br />
Helianthus tuberosus. Comparisons were made for different doses of nitrogen fertilization<br />
in water. The study feature was slightly varied depending on the cultivar and the doses of<br />
nitrogen. Nitrogen fertilization did not influence significantly the deterioration of the fuel parameters<br />
of Jerusalem artichoke.<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Energetyka we współczesnym świecie rozwija się wielokierunkowo. Szczególną uwagę<br />
zwraca się na ograniczenie pozyskiwania energii ze źródeł konwencjonalnych. W 2001<br />
roku została zatwierdzona przez Sejm Rzeczpospolitej Polskiej „Strategia rozwoju energetyki<br />
odnawialnej” promująca rozwój i wykorzystanie odnawialnych źródeł energii w naszym<br />
kraju. Według tego dokumentu zakłada się zwiększenie udziału energii ze źródeł odnawialnych<br />
w bilansie paliwowo-energetycznym kraju do 14% w 2020 r. [Dyrektywa… 2001]. Jednym<br />
ze źródeł energii odnawialnej jest biomasa, która może pochodzić m.in. z upraw roślin<br />
energetycznych. Rośliny energetyczne powinny charakteryzować się dużym przyrostem<br />
rocznym, wysoką wartością opałową, znaczną odpornością na choroby i szkodniki oraz sto-<br />
* Dr Renata Czeczko – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13,<br />
20-950 Lublin; tel.: 81 445 67 <strong>49</strong>; e-mail: renata.czeczko@up.lublin.pl<br />
521
Renata Czeczko<br />
sunkowo niewielkimi wymaganiami glebowymi. W Polsce na potrzeby produkcji biomasy<br />
można uprawiać takie rośliny jak: wierzba wiciowa (Salix viminalis), ślazowiec pensylwański<br />
(Sida hermaphrodita), topinambur czyli słonecznik bulwiasty (Helianthus tuberosus), róża<br />
wielokwiatowa (Rosa multiflora), rdest sachalijski (Polygonum sachalinense) czy trawy wieloletnie<br />
[Zawadzka i Imbierowicz 2010].<br />
Jedną z roślin, na którą warto zwrócić uwagę jest topinambur, który może mieć szerokie<br />
zastosowanie. Jego łodygi, mające średnicę ok. 3 cm, osiągają wysokość do 4 m. Roślina<br />
ta wytwarza podziemne rozłogi, na końcach których tworzą się bulwy. Jest to roślina mająca<br />
ogromną zdolność wiązania energii słonecznej i przetwarzania jej na masę biologiczną<br />
i może być wykorzystana jako roślina energetyczna. Surowcem na cele energetyczne są<br />
zarówno bulwy, które można przeznaczyć do produkcji etanolu lub biogazu, jak też części<br />
nadziemne: świeże lub zakiszone – do produkcji biogazu, suche łodygi i liście – do bezpośredniego<br />
spalania rozdrobnionej masy lub do produkcji brykietów opałowych [Majtkowski<br />
2007, Stolarski 2004, Stolarski i in. 2008].<br />
Topinambur jest rośliną o bardzo wysokim potencjale produkcyjnym. Wielkość plonu<br />
zależy przede wszystkim od odmiany roślin, ale istotny wpływ ma również zasobność gleby<br />
i zabiegi agrotechniczne, które zastosujemy podczas uprawy. Wysoki potencjał plonowania,<br />
łatwość uprawy, mały koszt założenia plantacji oraz duże zdolności adaptacyjne do warunków<br />
glebowych przemawiają za rozpowszechnieniem tego gatunku w Polsce [Majtkowski<br />
2007]. Zarówno termin pozyskiwania paliwa, jak i warunki pogodowe mają wpływ na wilgotność<br />
pozyskiwanej biomasy. Od tej wilgotności w istotny sposób zależy proces spalania<br />
nadziemnej części roślin energetycznych, zarówno pod względem przebiegu i kompletności<br />
spalania, jak i uzyskiwanej ilości ciepła. Im większa jest zawartość wody w materiale roślinnym,<br />
tym mniejsza jest jego wartość opałowa. Często jednak brak odpowiedniego surowca<br />
zmusza do używania dość zawilgoconego materiału. Spalanie takiej biomasy przeprowadza<br />
się w kotłach do spalania fluidalnego, które umożliwia spalanie paliw o dość dużej wilgotności<br />
[Sławiński i Sadowski 2003].<br />
Celem przeprowadzonych badań było przeanalizowanie stopnia uwodnienia części<br />
nadziemnej (liści i łodyg) oraz bulw trzech odmian topinamburu, w zależności od zastosowanego<br />
nawożenia azotem.<br />
2. Metody badań<br />
Badano bulwy, łodygi i liście topinamburu, pochodzące z doświadczenia polowego,<br />
prowadzonego na glebie bielicowej o składzie piasku gliniastego lekkiego. Badanymi czynnikami<br />
doświadczenia były trzy odmiany słonecznika bulwiastego (Swojecka Czerwona,<br />
Czerwona IHAR i Biała IHAR) nawożone azotem w dawkach 0, 50, 100, 150 i 200 kg N/<br />
ha. Nawożenie pozostałymi składnikami wynosiło 120 kg P 2<br />
O 5<br />
i 180 kg K 2<br />
O/ha oraz 250<br />
dt/ha obornika.<br />
522
Porównanie stopnia uwodnienia różnych części Helianthus tuberosus...<br />
Po zbiorze określono wilgotność materiału roślinnego, oddzielnie bulw, łodyg i liści,<br />
metodą suszarkowo-wagową. Rozdrobnioną biomasę suszono do uzyskania stałej wagi<br />
w temperaturze 105°C.<br />
3. WYNIKI<br />
Zawartość wody w liściach topinamburu wynosiła od 71,3% w plonach bez zastosowania<br />
nawożenia azotem do 80,2% w plonach nawożonych dawką 100 kg N/ha (tab. 1).<br />
W przypadku odmiany Swojecka Czerwona nawożenie azotem w każdej dawce zwiększyło<br />
zawartość wody w liściach w porównaniu z materiałem kontrolnym. Najistotniejszy wpływ<br />
odnotowano podczas zastosowania dawki 100 kg N/ha.<br />
Tabela 1. Stopień uwodnienia (%) łodyg oraz liści trzech odmian topinamburu (HelianthusTuberosus),<br />
po zastosowaniu różnych dawek nawożenia azotem<br />
Table 1. The degree of hydration (%) of stems and leaves for tree cultivars of Hrelianthus tuberosus<br />
for different doses of nitrogen<br />
Nawożenie azotem, kg/ha<br />
Odmiana 0 50 100 150 200<br />
liście łodygi liście łodygi liście łodygi liście łodygi liście łodygi<br />
Swojecka<br />
Czerwona<br />
71,3 60 73,3 60,1 80,2 69,2 76,9 67,7 75 63,9<br />
Czerwona<br />
IHAR<br />
79 66,5 78,2 67,2, 79,9 70,6 73,2 57,3 74,7 61,5<br />
Biała IHAR 77,3 66,1 76,5 72,3 78 67,7 78 64,8 73,9 59,3<br />
Źródło: badania własne autora.<br />
W przypadku odmian Czerwona IHAR i Biała IHAR jedynie zastosowanie 100 kg N/ha<br />
w obu przypadkach oraz 150 kg N/ha w przypadku Białej IHAR spowodowało niewielkie<br />
zwiększenie zawartości wody w liściach w stosunku do materiału kontrolnego.<br />
Uwodnienie łodyg wynosiło od 57,3% w plonach nawożonych dawką 150 kg N/ha do<br />
72,3% w plonach nawożonych dawką 50 kg N/ha. W przypadku odmiany Swojecka Czerwona<br />
każda zastosowana dawka azotu wpłynęła na zwiększenie zawartości wody w łodygach,<br />
przy czym, podobnie jak w liściach, przy dawce 100 kg N/ha odnotowano największy wzrost.<br />
W przypadku odmian Czerwona IHAR i Biała IHAR zwiększenie zawartości wody w łodygach<br />
nastąpiło w plonach nawożonych dawką 50 i 100 kg N/ha, w plonach nawożonych dawką 150<br />
i 200 kg N/ha zawartość wody zmniejszyła się w stosunku do obiektów kontrolnych (tab. 1).<br />
Zawartość wody w bulwach topinamburu wynosiła od 67,9% w plonach nienawożonych<br />
azotem do 75,4% w nawożonych dawką 150 kg N/ha (tab. 2). Bulwy topinamburu<br />
odmian Swojecka Czerwona oraz Biała IHAR zareagowały wzrostem zawartości wody<br />
tylko po zastosowaniu dawki 150 kg N/ha. W pozostałych przypadkach nastąpiło obniżenie<br />
stopnia uwodnienia bulw. W odmianie Czerwona IHAR wszystkie dawki azotu spo-<br />
523
Renata Czeczko<br />
wodowały zwiększenie zawartości wody w bulwach. Najmniejszy wzrost zanotowano po<br />
zastosowaniu dawki 150 kg N/ha. W pozostałych przypadkach były to przyrosty bardzo<br />
zbliżone do siebie.<br />
Tabela 2. Stopień uwodnienia (%) bulw trzech odmian topinamburu (HelianthusTuberosus) po<br />
zastosowaniu różnych dawek nawożenia azotem.<br />
Table 2. The degree of hydration (%) of tubers for tree cultivars of Hrelianthus tuberosus for different<br />
doses of nitrogen.<br />
Odmiana<br />
Nawożenie azotem, kg/ha<br />
0 50 100 150 200<br />
Swojecka Czerwona 73,3 69,8 72,9 74,2 72,4<br />
Czerwona IHAR 67,8 73,7 73,6 70,4 73,5<br />
Biała IHAR 73,2 69,2 72,9 75,4 68,7<br />
Źródło: obliczenia własne autora.<br />
4. Wnioski<br />
1. Świeża biomasa, pozyskiwana bezpośrednio z pola, jest materiałem bardzo wilgotnym<br />
i dość trudnym do zagospodarowania na cele energetyczne.<br />
2. Nawożenie azotem nie wpływało w znacznym stopniu na pogorszenie się parametrów<br />
opałowych topinamburu.<br />
PIŚMIENNICTWO i akty prawne<br />
Dyrektywa 2001/77/EC Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 27 września 2001 r.<br />
w sprawie promocji energii elektrycznej ze źródeł odnawialnych na wewnętrznym<br />
rynku energii elektrycznej. Dz.U. UE 27.10.2001, 283/33.<br />
Majtkowski W. 2007. Wartościowe rośliny energetyczne. W: Materiały z IV Konferencji<br />
„Biopaliwa szansą dla Polski”, 27-28 września 2007. SGGW, Warszawa.<br />
Sławiński K., Sadowski W. 2003. Możliwości i perspektywy upraw energetycznych<br />
na Pomorzu Środkowym. W: B. Kutkowska (red.) Wyzwania stojące przed rolnictwem<br />
i wsią u progu XXI wieku. Prace Naukowe Akademii Ekonomicznej im. Oskara Langego<br />
we Wrocławiu, Wrocław: 465-468.<br />
Stolarski M. 2004. Produkcja oraz pozyskiwanie biomasy z wieloletnich upraw roślin<br />
energetycznych. Probl. Inż. Rol. 45: 47–56.<br />
Stolarski M., Szczukowski S., Tworkowski J. 2008. Biopaliwa z biomasy wieloletnich<br />
roślin energetycznych. Energetyka i Ekologia 1: 77-80.<br />
Zawadzka A., Imbierowicz M. 2010. Rośliny energetyczne oraz technologie i urządzenia<br />
dla przetwórstwa biomasy. W: Inwestowanie w energetykę odnawialną. PAN,<br />
Oddział w Łodzi, SDG Proakademia, Łódź: 169-184.<br />
524
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Barbara Symanowicz*, Stanisław Kalembasa*<br />
ZMIANY ZAWARTOŚĆI NIKLU I CHROMU W BIOMASIE RUTWICY<br />
WSCHODNIEJ (Galega orientalis Lam.) W ZALEŻNOŚCI<br />
OD OKRESU TRWANIA UPRAWY I FAZY ROZWOJOWEJ<br />
THE CHANGES IN NICKEL AND CHROMIUM CONTENT<br />
IN THE BIOMASS OF GOAT’S RUE (Galega orientalis Lam.)<br />
DEPENDING ON THE DURATION OF THE CULTIVATION<br />
AND DEVELOPMENT STAGE<br />
Słowa kluczowe: rutwica wschodnia (Galega orientalis Lam.), nikiel, chrom, rok uprawy,<br />
faza rozwojowa, biomasa, liście, łodygi.<br />
Key words: goat’s rue, nickel, chromium, year of cultivation, development stage, biomass,<br />
leaves, stems.<br />
The aim of this investigation was estimation of the year of cultivation and the growth phase. The<br />
presented results were obtained on the base of two field experiment carried out in the third and<br />
seventh year of cultivation. During the harvesting samples of the goat rue biomass were taken<br />
from the area of 1m 2 in the following growth phase: budding, begin of flowering, full flowering and<br />
of flowering and full ripeness. After that the samples were dried and crushed. Nickel and chromium<br />
were determinated by ICP-EAS method in solution obtained after dry combination method of<br />
biomass. The content of nickel and chromium were significiantly differentiated in the biomass of<br />
goat rue upon the influence of year cultivation and the growth phase. The mean content of nickel<br />
in the dry mass of goat rue biomass reached 2,18 mg · kg -1 and chromium 0,66 mg · kg -1 . The highest<br />
content of nickel and chromium were determinated in the leaves in the third year of cultivation.<br />
Taking under consideration the growth phase of goat’s rue it should be pointed out that at the full<br />
flowering phase the highest content of nickel was determinated in biomass of goat rue where as<br />
the content of chromium was the highest in the biomass harvested at the full flowering phase.<br />
* Dr hab. inż. Barbara Symanowicz, prof. nadzw. UPH, prof. dr hab. Stanisław Kalembasa<br />
– Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Wydział Przyrodniczy, Uniwersytet<br />
Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. B. Prusa 14, 08-110 Siedlce;<br />
tel.: 25 643 12 87; e-mail: kalembasa@uph.edu.pl<br />
525
Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Rutwica wschodnia (Galega orientalis Lam.) jest wieloletnią rośliną bobowatą [Sowiński,<br />
Możdżeń 2007] o dużych zdolnościach i możliwościach biologicznej redukcji azotu cząsteczkowego,<br />
średnio 379,7 kg N · ha -1 [Broos i in. 2005, Symanowicz i in. 2005, Trabelsi<br />
i in. 2009]. Ta cecha wskazuje na wysoką opłacalność i możliwość uprawy tej rośliny na cele<br />
paszowe. W rolnictwie może być ona wykorzystywana jako pasza dla zwierząt w formie zielonki,<br />
siana, suszu, kiszonki i koncentratu białkowego [Kalembasa i Symanowicz 2010, Sowiński,<br />
Szyszkowska 2002, Szyszkowska i in. 2004].<br />
W roślinach przeznaczonych na paszę ważne jest monitorowanie zawartości mikroelementów<br />
i metali ciężkich, ponieważ ich niedobór lub nadmiar wpływa ujemnie na wzrost<br />
i rozwój roślin, a także na stan zdrowia zwierząt. W żywieniu zwierząt nikiel i chrom zaliczany<br />
jest do grupy mikroelementów [Jamroz i in. 2001, Kabata-Pendias i Pendias 2000] niezbędnych<br />
do funkcjonowania organizmów zwierzęcych.<br />
Celem przedstawionych badań było prześledzenie zmian w zawartości niklu i chromu<br />
w biomasie rutwicy wschodniej w zależności od roku uprawy (trzeci i siódmy) i fazy rozwojowej<br />
(pąkowanie, początek kwitnienia, pełnia kwitnienia, koniec kwitnienia, dojrzałość pełna).<br />
2. MATERIAŁ I METODY<br />
Doświadczenia polowe prowadzono na glebie wytworzonej z piasku słabogliniastego,<br />
zawierającej 11,5 g · kg -1 węgla w związkach organicznych, 0,1 g · kg -1 azotu całkowitego, pH<br />
w 1mol KCl · dm -3 – 6,6. Zasobność gleby w przyswajalne formy fosforu i potasu oznaczoną<br />
metodą Egnera-Riehma określono jako wysoką (80 mg · kg -1 P i 140 mg · kg -1 K), a magnezu<br />
oznaczoną metodą Schachtschabela jako średnią (50 mg · kg -1 ). Ogólna zawartość Ni<br />
w glebie, na której uprawiano rutwicę trzeci rok, wynosiła 5,15 mg · kg -1 , natomiast w siódmym<br />
roku uprawy – 5,98 mg · kg -1 . Zawartość Cr w wierzchniej warstwie gleby wynosiła<br />
17,76 mg · kg -1 pod rutwicą uprawianą w trzecim roku i 8,47 mg · kg -1 – w siódmym roku<br />
uprawy. Ogólna zawartość niklu i chromu w wierzchniej warstwie gleby była niska i kształtowała<br />
się na poziomie zakresu zawartości w glebach „naturalnych” [Gorlach i Gambuś 2000].<br />
Siew rutwicy wschodniej wykonywano w maju 1997 i 2001 r. na głębokość 2–3 cm w ilości<br />
24 kg · ha -1 w rzędy 12–15 cm. Skaryfikowane nasiona wysiano do gleby zainfekowanej<br />
szczepem bakterii Rhizobium galegae. W czasie wegetacji prowadzono zabiegi pielęgnacyjne<br />
związane z niszczeniem chwastów oraz utrzymywano optymalną wilgotność (deszczowanie).<br />
Podczas zbioru zielonej masy rutwicy w 2003 r. z obu pól (3 i 7 rok prowadzenia<br />
doświadczenia) pobierano próby z powierzchni 1 m 2 w następujących fazach rozwojowych:<br />
pąkowanie, początek kwitnienia, pełnia kwitnienia, koniec kwitnienia i dojrzałość pełna.<br />
Pobrane próby wysuszono, w części oddzielono liście i łodygi, następnie zmielono. Po<br />
zakończeniu eksperymentu pobrano próby materiału glebowego, wysuszono i przesiano<br />
526
Zmiany zawartośći niklu i chromu w biomasie rutwicy wschodniej (Galega orientalis Lam.)...<br />
przez sito o średnicy oczek 1 mm. Roztwór analityczny, uzyskano po mineralizacji biomasy<br />
trawy oraz gleby w piecu muflowym nastawionym na postępujące zwiększanie temperatury<br />
do 450 0 C. Po całkowitym utlenieniu organicznych związków w badanych próbach popiół<br />
zawarty w tyglu zalano 5 cm 3 HCl (1:1) w celu rozłożenia węglanów, wydzielenia krzemionki<br />
oraz uzyskania anionów kwasów nieorganicznych i chlorków badanych kationów. Nadmiar<br />
kwasu HCl odparowano na łaźni piaskowej do sucha. Zawartość tygla powtórnie zalano<br />
HCl (10%) i uzyskany roztwór przeniesiono do kolby miarowej o pojemności 100 cm 3 przez<br />
twardy sączek w celu oddzielenia krzemionki. Zawartość na sączku trzykrotnie przemyto<br />
rozcieńczonym HCl, a zawartość kolby uzupełniono do kreski, uzyskując roztwór analityczny<br />
do oznaczeń Ni i Cr metodą ICP – AES na spektrofotometrze emisyjnym z indukcyjnie<br />
wzbudzaną plazmą [Szczepaniak 2005], na aparacie Optima 3200 RL firmy Perkin Elmer.<br />
Wyniki oznaczeń opracowano statystycznie, wykorzystując analizę wariancji, a istotne<br />
różnice obliczono, wykorzystując test Tukey’a przy poziomie istotności α = 0,05.<br />
3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA<br />
Dane atmosferyczne w okresie wegetacyjnym 2003 r. przedstawiono w tabeli 1. Warunki<br />
pogodowe w tym sezonie były wyjątkowo niesprzyjające dla upraw polowych. Na szczególną<br />
uwagę zasługuje bardzo mała ilość opadów. Była ona prawie 3-krotnie niższa od<br />
średniej z wielolecia. Mogło to mieć istotny wpływ na zmiany zawartości niklu i chromu<br />
w badanych fazach rozwojowych rutwicy wschodniej (Galega orientalis Lam.), a także zmiany<br />
poziomu wyżej wymienionych pierwiastków w analizowanych częściach rośliny testowej.<br />
Tabela 1. Opady atmosferyczne i temperatura powietrza w 2003 r. Dane z punktu pomiarowego<br />
w Siedlcach<br />
Table 1. Rainfall and air temperature in 2003. Measurement point in Siedlce<br />
Maj Czerwiec Lipiec Sierpień Wrzesień Suma lub średnia<br />
Miesięczna suma opadów<br />
37,2 26,6 26,1 4,7 24,3 118,9<br />
Suma miesięczna wieloletnia opadów<br />
50,0 75,0 80,0 68,0 47,3 320,3<br />
Średnia miesięczna temperatura<br />
15,6 18,4 20,0 18,4 13,5 18,5<br />
Średnia wieloletnia temperatura<br />
12,6 16,6 17,7 26,9 12,7 17,3<br />
Średnia zawartość niklu w suchej masie rutwicy wschodniej wynosiła 2,18 mg · kg -1 (tab.<br />
2) i była istotnie zróżnicowana pod wpływem badanych czynników oraz ich współdziałania.<br />
Istotnie największą zawartość niklu oznaczono w biomasie rośliny testowej w trzecim roku<br />
prowadzenia badań (średnio 2,37 mg · kg -1 s.m.). Rozpatrując wpływ fazy rozwojowej na poziom<br />
Ni w suchej masie badanej rośliny, należy uznać, że w fazie pąkowania rutwica nagro-<br />
527
Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />
madziła istotnie największe ilości niklu (2,61 mg · kg -1 s.m.). Obliczenia statystyczne wykazały<br />
istotne różnice w zawartości niklu w roślinie testowej zbieranej w kolejnych fazach rozwojowych<br />
(oprócz zależności pomiędzy fazą pąkowania i fazą pełnia kwitnienia). Najmniejszą zawartością<br />
niklu odznaczała się rutwica wschodnia (Galega orientalis Lam.) zbierana w fazie<br />
koniec kwitnienia (1,58 mg · kg -1 s.m.). Takie wyniki znalazły potwierdzenie w badaniach Kalembasy<br />
i Symanowicz [2006]. Badano w nich wpływ nawożenia odpadowymi węglami brunatnymi,<br />
osadami ściekowymi i ich mieszaninami na zawartość niklu w życicy wielokwiatowej.<br />
Również Kabata-Pendias i Pendias [2000] podają, że zawartość niklu zmienia się znacznie<br />
w okresie wegetacji, w różnym stopniu, w poszczególnych organach roślin i w roślinach<br />
motylkowatych (bobowatych) utrzymuje się na poziomie 2,5 mg · kg -1 s.m. Oznaczona zawartość<br />
niklu w poszczególnych fazach rozwojowych rośliny testowej była bardzo niska i mieściła<br />
się w zakresie liczb granicznych dopuszczalnej zawartości pierwiastków śladowych w paszy<br />
[Anke 1987, Underwood 1971, Gorlach 1991, Gorlach i Gambuś 2000].<br />
Tabela 2. Zawartość niklu w biomasie rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 2. The content of nickel in biomass of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań (A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
2,68<br />
2,54<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
2,18<br />
2,02<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
3,07<br />
1,90<br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
1,50<br />
1,67<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
2,42<br />
1,86<br />
Średnia<br />
2,37<br />
2,00<br />
Średnia 2,61 2,10 2,48 1,58 2,14 2,18<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla: lat (A) – 0,09; fazy rozwojowej (B) – 0,21; interakcji AxB – 0,21; BxA – 0,30.<br />
Badane czynniki istotnie różnicowały całkowitą zawartość niklu w liściach rutwicy<br />
wschodniej (tab. 3). Istotnie większą jego zawartość oznaczono w liściach pochodzących<br />
z roślin zebranych w trzecim roku prowadzenia badań (2,43 mg · kg -1 s.m.). Analizy chemiczne<br />
rośliny testowej w kolejnych fazach rozwojowych wykazały istotne zróżnicowanie<br />
zawartości niklu. Istotnie największe ilości niklu oznaczono w rutwicy zebranej w fazie pąkowania<br />
(3,12 mg · kg -1 s.m.).<br />
Tabela 3. Zawartość niklu w liściach rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 3. The content of nickel in leaves of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań (A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
2,36<br />
3,88<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
2,36<br />
1,68<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
3,47<br />
1,62<br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
1,56<br />
1,18<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
2,42<br />
1,45<br />
Średnia<br />
2,43<br />
1,96<br />
Średnia 3,12 2,02 2,54 1,37 1,94 2,20<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla: lat (A) – 0,12; fazy rozwojowej (B) – 0,27; interakcji AxB – 0,27; BxA – 0,38.<br />
528
Zmiany zawartośći niklu i chromu w biomasie rutwicy wschodniej (Galega orientalis Lam.)...<br />
Obliczenia statystyczne wykazały istotne różnice w zawartości niklu w łodygach (tab. 4).<br />
Średnia zawartość niklu w łodygach rośliny testowej wynosiła 2,02 mg · kg -1 s.m. Różnice<br />
w zawartości niklu w łodygach w trzecim i siódmym roku prowadzenia badań były wysoce<br />
istotne (1,85-2,19 mg · kg -1 s.m.). Rozpatrując kolejne fazy rozwojowe, należy stwierdzić<br />
istotne obniżenie zawartości niklu. Istotnie najwięcej Ni oznaczono w łodygach w fazie pąkowania<br />
(3,01 mg · kg -1 s.m.), a najmniej w fazie pełni kwitnienia (1,<strong>49</strong> mg · kg -1 s.m.).<br />
Tabela 4. Zawartość niklu w łodygach rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 4. The content of nickel in stems of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań (A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
1,78<br />
4,24<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
1,83<br />
1,42<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
1,31<br />
1,66<br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
1,99<br />
1,76<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
2,34<br />
1,86<br />
Średnia<br />
1,85<br />
2,19<br />
Średnia 3,01 1,62 1,<strong>49</strong> 1,88 2,10 2,02<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla: lat (A) – 0,12; fazy rozwojowej (B) – 0,28; interakcji AxB – 0,28; BxA – 0,39.<br />
Średnia zawartość chromu w suchej masie rutwicy wschodniej wynosiła 0,66<br />
mg · kg -1 (tab. 5) i była istotnie zróżnicowana pod wpływem badanych czynników oraz<br />
ich współdziałania. Istotnie największą zawartość chromu oznaczono w biomasie rośliny<br />
testowej w trzecim roku prowadzenia badań (0,74 mg · kg -1 s.m.). Były to jednak ilości<br />
bardzo niskie, nieprzekraczające dopuszczalnych zawartości pierwiastków szkodliwych<br />
lub toksycznych w paszach [Anke 1987, Gorlach 1991, Jamroz, Buraczewski, Kamiński<br />
2001, Spiak i in. 2004, Underwood 1971]. Rozpatrując wpływ fazy rozwojowej na<br />
poziom zawartości Cr w suchej masie badanej rośliny, stwierdzono, że w fazie dojrzałości<br />
pełnej rutwica nagromadziła istotnie największe ilości chromu (0,99 mg · kg -1 ). Obliczenia<br />
statystyczne wykazały istotne różnice w zawartości chromu pomiędzy kolejnymi<br />
fazami rozwojowymi. Kabata-Pendias i Pendias [2000] podają, że zawartość chromu<br />
zmienia się w różnym stopniu w poszczególnych organach roślin, a niska zawartość<br />
w roślinie jest spowodowana silnym sorbowaniem tego pierwiastka przez materię organiczną<br />
w glebie.<br />
Tabela 5. Zawartość chromu w biomasie rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 5. The content of chromium in biomass of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań (A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
0,53<br />
0,73<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
0,56<br />
0,59<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
0,56<br />
0,50<br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
0,74<br />
0,42<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
1,32<br />
0,65<br />
Średnia<br />
0,74<br />
0,58<br />
Średnia 0,63 0,57 0,53 0,58 0,99 0,66<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla : lat (A) – 0,05; fazy rozwojowej (B) – 0,12; interakcji AxB – 0,12; BxA – 0,18.<br />
529
Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />
Tabela 6. Zawartość chromu w liściach rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 6. The content of chromium in leaves of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań<br />
(A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
0,71<br />
0,92<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
0,68<br />
0,64<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
0,69<br />
0,<strong>49</strong><br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
0,69<br />
0,76<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
1,62<br />
0,90<br />
Średnia<br />
0,88<br />
0,74<br />
Średnia 0,81 0,66 0,59 0,72 1,26 0,81<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla: lat (A) – 0,08; fazy rozwojowej (B) – 0,18; interakcji AxB – 0,18; BxA – 0,26.<br />
Badane czynniki istotnie różnicowały zawartość chromu w liściach rutwicy wschodniej<br />
(tab. 6). Istotnie większą zawartość chromu oznaczono w liściach pochodzących z roślin zebranych<br />
w trzecim roku prowadzenia badań (0,88 mg · kg -1 s.m.). W suchej masie rutwicy<br />
wschodniej zebranej w fazie dojrzałości pełnej oznaczono istotnie większą zawartość chromu.<br />
Obliczenia statystyczne wykazały istotne różnice w zawartości chromu w łodygach (tab.<br />
7). Średnia zawartość chromu w łodygach rośliny testowej wynosiła 0,48 mg · kg -1 s.m. i była<br />
kilkakrotnie niższa od zawartości uzyskanych w innych badaniach [Symanowicz, Appel, Kalembasa<br />
2004]. Różnice w ilości chromu w łodygach w trzecim i siódmym roku prowadzenia<br />
doświadczeń były istotne (0,57–0,40 mg · kg -1 s.m.). Rozpatrując poszczególne fazy rozwojowe<br />
w odniesieniu do zawartości chromu w łodygach, stwierdzono takie same zależności,<br />
jak przy analizowaniu biomasy całej rośliny i liści. Istotnie największe ilości chromu oznaczono<br />
w łodygach w fazie dojrzałości pełnej (0,58 mg · kg -1 s.m.).<br />
Tabela 7. Zawartość chromu w łodygach rutwicy wschodniej, mg · kg -1 s.m.<br />
Table 7. The content of chromium in stems of goat’s rue, mg · kg -1 d.m.<br />
Kolejny rok badań<br />
(A)<br />
Trzeci<br />
Siódmy<br />
pąkowanie<br />
0,52<br />
0,55<br />
początek<br />
kwitnienia<br />
0,71<br />
0,37<br />
Faza rozwojowa (B)<br />
pełnia<br />
kwitnienia<br />
0,33<br />
0,31<br />
koniec<br />
kwitnienia<br />
0,60<br />
0,31<br />
dojrzałość<br />
pełna<br />
0,68<br />
0,48<br />
Średnia<br />
0,57<br />
0,40<br />
Średnia 0,53 0,54 0,32 0,45 0,58 0,48<br />
Objaśnienia: NIR (0,05)<br />
dla: lat (A) – 0,05; fazy rozwojowej (B) – 0,11; interakcji AxB – 0,11; BxA – 0,16.<br />
Średnie pobranie niklu i chromu z plonem suchej masy rutwicy wschodniej (Galega<br />
orientalis Lam.) było większe w siódmym roku uprawy (niklu o 28%, a chromu o 22% w odniesieniu<br />
do trzeciego roku uprawy). Rozpatrując pobranie analizowanych pierwiastków<br />
w poszczególnych fazach rozwojowych, wykazano największe pobranie niklu w fazie pełnia<br />
kwitnienia, a chromu – w fazie dojrzałości pełnej w trzecim roku uprawy rośliny testowej<br />
(rys.).<br />
530
Zmiany zawartośći niklu i chromu w biomasie rutwicy wschodniej (Galega orientalis Lam.)...<br />
12000<br />
10000<br />
8000<br />
6000<br />
4000<br />
2000<br />
Ni - 3<br />
Ni - 7<br />
Cr - 3<br />
Cr - 7<br />
0<br />
1 2 3 4 5<br />
Fazy rozwojowe rutwicy wschodniej<br />
Rys. Pobranie niklu i chromu z plonem suchej masy rutwicy wschodniej, mg · ha -1 :<br />
Ni-3 – pobranie niklu w trzecim roku uprawy, Ni-7 – pobranie niklu w siódmym roku uprawy,<br />
Cr-3 – pobranie chromu w trzecim roku uprawy, Cr-7 – pobranie chromu w siódmym roku<br />
uprawy. Fazy rozwojowe: 1 – pąkowanie, 2 – początek kwitnienia, 3 – pełnia kwitnienia,<br />
4 – koniec kwitnienia, 5 – dojrzałość pełna<br />
Fig. Uptake of nickel and chromium in the field of dry matter of goat’s rue, mg · ha -1<br />
4. WNIOSKI<br />
1. Największą zawartość Ni i Cr oznaczono w liściach rutwicy wschodniej (Galega orientalis<br />
Lam.). W łodygach oraz całej biomasie rośliny zawartość niklu i chromu kształtowała<br />
się na zbliżonym poziomie.<br />
2. Istotnie największe ilości badanych pierwiastków zawierała rutwica wschodnia w trzecim<br />
roku trwania plantacji.<br />
3. Największą zawartość niklu stwierdzono w fazie pełni kwitnienia badanej rośliny a chromu<br />
w fazie dojrzałości pełnej.<br />
4. Oznaczona zawartość Ni i Cr w biomasie rutwicy wschodniej mieściła się poniżej zakresu<br />
liczb granicznych, określających dopuszczalne ilości tych pierwiastków w paszy.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ANKE M. 1987. Kolloquien des Instituts für Pflanzenernảhrung. Jena. 2: 110–111.<br />
BROOS K., BEYENS H., SMOLDERS E. 2005. Survival of rhizobia in soil is sensitive to elevated<br />
zinc in the absence of the host plant. Soil Biology & Biochemistry 37: 573–579.<br />
531
Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />
JAMROZ D., BURACZEWSKI S., KAMIŃSKI J. 2001. Żywienie zwierząt i paszoznawstwo.<br />
Cz. 1 Fizjologiczne i biochemiczne podstawy żywienia zwierząt. Wyd. Nauk. PWN,<br />
Warszawa. ss. 437.<br />
GORLACH E. 1991. Zawartość pierwiastków śladowych w roślinach pastewnych jako miernik<br />
ich wartości. Zesz. Nauk. AR w Krakowie. 34 (262): 13–22.<br />
GORLACH E., GAMBUŚ F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach<br />
(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 472: 275–296.<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2000. Trace elements in soils and plants. (3 rd Ed.)<br />
CRC Press: 413 ss.<br />
KALEMBASA S., SYMANOWICZ B. 2006. The influence of fertilization with brown coals,<br />
waste activated sludges and their mixtures on the content of chromium and nickel in soil<br />
materials and Italian ryegrass. Arch. Environ. Protect. 32(4): 79–86.<br />
KALEMBASA S., SYMANOWICZ B. 2010. Quantitative abilities of biological nitrogen reduction<br />
for Rhizobium galegae cultures by goat’s rue. Ecolog. Chem. Engin. A.17(7):<br />
757–764.<br />
SOWIŃSKI J., MOŻDŻEŃ E. 2007. Ocena przydatności różnych metod ugorowania rutwicą<br />
wschodnią (Galega orientalis Lam.) w warunkach Sudetów w zależności od trwałości<br />
plantacji. Probl. Zagosp Ziem Górskich 54: 139–148.<br />
SOWIŃSKI J., SZYSZKOWSKA A. 2002. The effect of harvesting methods on the quantity<br />
and quality of fodder galega (Galega orientalis Lam.) forage. Reu Technical. 66: 110–112.<br />
SPIAK Z., ROMANOWSKA M., RADOŁA J. 2004. Trace metals content in plants from ecological<br />
and conventional cultivation systems. Chemistry for Agricultulture 5: 181– 186.<br />
SYMANOWICZ B., APPEL Th., KALEMBASA S. 2004. „Goat’s rue” (Galega orientalis Lam.)<br />
a plant with multi-directional possibilities of use for agriculture. Part III. The influence of<br />
the infection of Galega orientalis seeds on the content of trace elements Polish J. Soil<br />
Sci. XXXVII (1): 11–20.<br />
SYMANOWICZ B., PALA J., KALEMBASA S. 2005. Wpływ procesu biologicznej redukcji<br />
N 2<br />
na pobranie azotu przez rutwicę wschodnią (Galega orientalis Lam.), Acta Sci. Pol.<br />
Agricultura 4(2): 93–99.<br />
SZYSZKOWSKA A., BODARSKI R., SOWIŃSKI J., KRZYWICKI S. 2004. Zmiany składu<br />
chemicznego i aminokwasowego rutwicy wschodniej (Galega orientalis Lam.) oraz<br />
efektywny rozkład białka i suchej masy tej paszy w żwaczu w sezonie wegetacyjnym.<br />
Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu, Zootech. LII (505): 2<strong>49</strong>–254.<br />
SZCZEPANIK W. 2005. Metody instrumentalne w analizie chemicznej. PWN. Warszawa:<br />
165–168.<br />
TRABELSI D., PINI F., AOUANI M. E., BAZZICALUPO M., MENGONI A. 2009. Development<br />
of real-time PCR assay for detection and quantification of Sinorhizobium meliloti<br />
in soil and plant tissue. Letters in Applied Microbiology 48: 355–361.<br />
Żywienie mineralne zwierząt. UNDERWOOD 1971. PWRiL, Warszawa. ss. 282.<br />
532
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Dorota Kalembasa*, Beata Wiśniewska*<br />
ZAWARTOŚĆ Ti i As W BIOMASIE TRAWY I GLEBIE NAWOŻONEJ<br />
PODŁOŻEM POPIECZARKOWYM<br />
THE CONTENT OF Ti and As IN THE BIOMASS OF ANNUAL<br />
RYEGRASS (LOLIUM MULTIFLORUM L.) AND SOIL FERTILIZED WITH<br />
THE BED AFTER MUSHROOM PRODUCTION<br />
Słowa kluczowe: podłoże pieczarkowe, życica wielokwiatowa, tytan, arsen.<br />
Key words: bed after mushroom production, annual ryegrass, titanium, arsenic.<br />
Two years pot experiment was carried out in greenhouse condition according to the completely<br />
randomized scheme. The annual ryegrass was the tested plant which was harvested<br />
four time (four cuts) during vegetation period. The following parameters were investigated<br />
in this experiment; fertilization with bed after mushroom production, FYM and<br />
mineral potassium and nitrogen fertilizers. The changes in the content of Ti and As under<br />
applicated fertilization were determinated in the biomass of annual ryegrass and soil.<br />
The content of determinated elements (heavy metals) in the biomass of annual ryegrass<br />
was differentiated in the years of experiment as well as between the cuts and ranged from<br />
the highest to the lowest: Ti > As. The content of titanium was higher in the in biomass of<br />
ryegrass harvested in the second that in the first year of experiment. Also higher content of<br />
titanium was determinated in the biomass harvested from the objects fertilized with bed after<br />
mushroom production with the additional nitrogen fertilizer in the dose N 1<br />
and N 2<br />
as well<br />
as with potassium and nitrogen in the dose K 1<br />
N 1<br />
and K 2<br />
N 2<br />
. The mean content of As was<br />
also higher in the biomass of per ryegrass harvested in the first that second year of cultivation.<br />
The highest content of this element was determinated in the biomass of per ryegrass<br />
harvested from the objects fertilized with bed after mushroom production. In the majonty<br />
of harvested cuts the content of determinated heavy metals was significantly differentiated<br />
upon level of fertilization.<br />
* Prof. dr hab. Dorota Kalembasa, dr inż. Beata Wiśniewska – Katedra Gleboznawstwa<br />
i Chemii Rolniczej, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 14,<br />
08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 87; e-mail: kalembasa@uph.edu.pl<br />
533
Dorota Kalembasa, Beata Wiśniewska<br />
1. WPROWADZENIE<br />
Produkcja pieczarek w Polsce jest ważną i dynamicznie rozwijającą się gałęzią produkcji<br />
rolnej. Dostarcza surowca dla przetwórstwa oraz uczestniczy w istotnym zakresie w utylizacji<br />
odpadów organicznych pochodzących z produkcji roślinnej i zwierzęcej oraz mineralnych<br />
w postaci gipsu odpadowego.<br />
Począwszy od 1992 r. trwa ciągły i intensywny rozwój tej branży, co powoduje, że do<br />
środowiska przekazywane są coraz większe ilości podłoża popieczarkowego. Zgodnie<br />
z rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 27 września 2001 r. podłoże po produkcji<br />
pieczarek zaliczane jest do grupy odpadów z rolnictwa, sadownictwa, upraw hydroponicznych,<br />
rybołówstwa, leśnictwa, łowiectwa oraz przetwórstwa żywności jako ,,Inne nie wymienione<br />
odpady” (Dz.U. 2001 r. Nr 62 poz. 628).<br />
Podłoże to stanowi odpadowy materiał organiczny, który można wykorzystać do nawożenia,<br />
gdyż zawiera substancje organiczne oraz składniki pokarmowe dla roślin [Kalembasa,<br />
Wiśniewska 2004, 2006, Kalembasa i in. 2006, Rutkowska i in. 2009]. Prawidłowo przygotowane<br />
podłoże nie zawiera szkodników, grzybów chorobotwórczych, nasion chwastów,<br />
odznacza się dobrą konsystencją oraz tolerowanym, ziemistym zapachem, dlatego zalecane<br />
jest jako nawóz organicznny w sadownictwie, warzywnictwie, przy zakładaniu i utrzymaniu<br />
terenów zieleni oraz w uprawach polowych, położonych w pobliżu pieczarkarni [Kalembasa,<br />
Wiśniewska 2008, Kalembasa Majchrowska-Safaryan 2006, 2009, Jankowski i in. 2004].<br />
Celem pracy była ocena wpływu podłoża popieczarkowego i uzupełniającego nawożenia<br />
mineralnego na zawartość Ti i As w biomasie życicy wielokwiatowej i glebie, w dwuletnim<br />
doświadczeniu wazonowym.<br />
2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />
Dwuletnie doświadczenie wazonowe (prowadzone w warunkach szklarni) założono<br />
w układzie całkowicie losowym. Wazony napełniono 12 kg gleby (utworu glebowego) o składzie<br />
granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego (wg PTG). Wartość pH gleby wynosiło<br />
6,04 w 1 mol KCl dm -3 , zawartość tytanu – 25,3, a arsenu – 0,09 (mg·kg -1 s.m). Zawartość<br />
tytanu i arsenu w podłożu popieczarkowym wynosiła odpowiednio: 24,3 i 0,90 mg·kg -1 s.m.<br />
W oborniku bydlęcym użytym do doświadczenia stwierdzono 22,7 mgTi·kg -1 s.m., natomiast<br />
nie wykryto obecności arsenu.<br />
Materiałem organicznym zastosowanym w doświadczeniu było podłoże po uprawie pieczarki<br />
oraz obornik bydlęcy przefermentowany (jako standard). Do poszczególnych wazonów<br />
zastosowano taką masę podłoża popieczarkowego i obornika, aby wprowadzić<br />
4 g N·wazon -1 , a nawożenie mineralne (K i N) zastosowano według stosunku N:P:K, jak<br />
w oborniku (1:0,8:1,2), tworząc następujące obiekty badawcze: a – gleba (utwór glebowy) –<br />
obiekt kontrolny; b – gleba + obornik bydlęcy przefermentowany; c – gleba + podłoże popie-<br />
534
Zawartość Ti i As w biomasie trawy i glebie nawożonej podłożem popieczarkowym<br />
czarkowe; d – gleba + podłoże popieczarkowe + K 1<br />
; e – gleba + podłoże popieczarkowe + K 2<br />
;<br />
f – gleba + podłoże popieczarkowe + N 1<br />
; g – gleba + podłoże popieczarkowe + N 2<br />
; h – gleba<br />
+ podłoże popieczarkowe + K 1<br />
N 1<br />
; i – gleba + podłoże popieczarkowe + K 2<br />
N 2<br />
. Uzupełniające<br />
nawożenie mineralne potasem (w formie K 2<br />
SO 4<br />
) i azotem (w formie NH 4<br />
NO 3<br />
) zastosowano<br />
w dawkach: K 1<br />
– nawożenie potasem na poziomie 50% dawki optymalnej; K 2<br />
– nawożenie<br />
potasem w ilości odpowiadającej dawce optymalnej; N 1<br />
– nawożenie azotem na poziomie<br />
25% dawki optymalnej; N 2<br />
– nawożenie azotem na poziomie 50% dawki optymalnej.<br />
Eksperyment przeprowadzono w trzech powtórzeniach, a rośliną testową była życica<br />
wielokwiatowa (Lolium multiflorum Lam.), którą zbierano cztery razy w roku (odrosty, pokosy).<br />
Po każdym roku eksperymentu pobrano próbki glebowe.<br />
Pobrane próbki roślin wysuszono i rozdrobniono, a próbki glebowe przesiano przez sito<br />
o f 2 mm. W celu oznaczenia wybranych metali materiał badawczy poddano mineralizacji<br />
„na sucho” w piecu muflowym, w temperaturze 450 o C. Zmineralizowany materiał w tygielkach<br />
potraktowano (na łaźni piaskowej) roztworem kwasu solnego (HCl:H 2<br />
O = 1:1) w celu<br />
rozpuszczenia węglanów i wydzielenia krzemionki. Powstałe chlorki przeniesiono za pomocą<br />
10-procentowego HCl do kolby o pojemności 100 cm 3 , oddzielając krzemionkę na sączku.<br />
W tak przygotowanym roztworze oznaczono zawartość Ti i As metodą atomowej spektrometrii<br />
emisyjnej z indukcyjnie wzbudzoną plazmą (ICP-AES).<br />
3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA<br />
Plon biomasy życicy wielokwiatowej (g·wazon -1 ), uprawianej w dwuletnim doświadczeniu<br />
wazonowym, przy zastosowaniu nawożenia organicznego i zróżnicowanego nawożenia<br />
mineralnego azotowo-potasowego, omówiono w publikacji Kalembasy i Wiśniewskiej [2008].<br />
Zawartość tytanu i arsenu w testowanej trawie na poszczególnych obiektach nawozowych<br />
była zróżnicowana w każdym roku i odrostach (pokosach), układając się w następującym<br />
szeregu malejących wartości (mg·kg -1 s.m.): Ti 1,89–20,7 > As 0,21–4,05.<br />
Zawartość tytanu w biomasie testowanej trawy, każdego pokosu I i II roku uprawy<br />
(tab. 1) była istotnie zróżnicowana w zależności od poziomu nawożenia, czego dowodzą<br />
obliczone wartości NIR. Większą zawartość (średnio) tego pierwiastka stwierdzono w roślinach<br />
w II roku (10,9 mg·kg -1 ) niż I roku uprawy (4,61 mg·kg -1 ), przy średniej z dwóch lat –<br />
7,75 mg·kg -1 . Zawartość tytanu w biomasie życicy, średnia z dwóch lat z obiektu nawożonego<br />
obornikiem (7,76 mg·kg -1 ), była większa niż z obiektu nawożonego samym podłożem<br />
popieczarkowym (5,38 mg·kg -1 ). Najwięcej tytanu (10,8 mg·kg -1 ) stwierdzono w trawie uprawianej<br />
na obiekcie nawożonym podłożem z większą (N 2<br />
) dawką azotu mineralnego. Dodatek<br />
do podłoża potasu (K 1<br />
, K ) wpłynął na mniejszą zawartość tytanu (5,38 i 5,76 2 mg·kg-1 )<br />
w porównaniu z obiektem kontrolnym. Podłoże z dodatkiem mniejszej dawki nawozu azotowego<br />
i potasowego (K 1<br />
, N 1<br />
) wpłynęło na większą zawartość tytanu (9,24 mg·kg -1 ) niż z dodatkiem<br />
większej dawki (K 2<br />
N 2<br />
) tych nawozów (8,21 mg·kg -1 ).<br />
535
Dorota Kalembasa, Beata Wiśniewska<br />
Tabela 1. Zawartość tytanu w plonie życicy wielokwiatowej w I i II roku uprawy<br />
Table 1. The content of titanium in the yield of Lolium multiflorum in I and II year of cultivation<br />
Obiekt<br />
nawozowy<br />
Zawartość tytanu, mg . kg -1 s.m.<br />
I rok doświadczenia (pokosy)<br />
II rok doświadczenia (pokosy)<br />
I II III IV<br />
Średnia<br />
I II III IV<br />
Średnia<br />
Średnio<br />
z 2 lat<br />
a 5,84 4,41 4,22 7,08 5,39 11,7 7,32 5,20 4,78 7,25 6,32<br />
b 7,22 3,24 4,50 5,16 5,03 20,7 7,25 6,08 7,99 10,5 7,76<br />
c 3,90 2,13 5,23 2,75 3,50 10,6 7,15 5,63 5,69 7,27 5,38<br />
d 6,47 1,89 3,76 3,19 3,83 15,5 6,83 3,97 4,46 7,69 5,76<br />
e 5,74 2,37 2,39 4,07 3,64 16,9 7,89 12,6 4,60 10,5 7,07<br />
f 11,6 3,58 3,60 2,89 5,42 13,5 11,7 16,4 12,3 13,5 9,46<br />
g 8,76 4,85 3,56 4,44 5,40 17,9 14,9 19,3 13,3 16,3 10,8<br />
h 9,15 3,20 3,85 2,53 4,68 12,9 11,0 15,7 15,5 13,8 9,24<br />
i 7,51 4,13 3,56 3,29 4,62 13,5 6,08 15,9 11,9 11,8 8,21<br />
Średnia 7,35 3,31 3,85 3,93 4,61 14,8 8,90 11,2 8,95 10,9 7,75<br />
NIR 0,05<br />
1,13 0,27 0,28 1,76 2,32 1,54 1,03 1,20<br />
Objaśnienia: a – obiekt kontrolny; b – gleba+obornik; c – gleba + podłoże popieczarkowe; d – gleba +<br />
podłoże popieczarkowe + K 1<br />
; e – gleba + podłoże popieczarkowe + K 1<br />
; f – gleba + podłoże popieczarkowe<br />
+ N 1<br />
; g – gleba + podłoże popieczarkowe + N 2<br />
; h – gleba + podłoże popieczarkowe + K 1<br />
N 1<br />
; i –<br />
gleba + podłoże popieczarkowe + K 2<br />
N 2<br />
.<br />
Tabela 2. Zawartość arsenu w plonie życicy wielokwiatowej w I i II roku uprawy<br />
Table 2. The content of arsenic in the yield of Lolium multiflorum in I and II year of cultivation<br />
Obiekt nawozowy<br />
Zawartość arsenu, mg . kg -1 s.m.<br />
I rok doświadczenia (pokosy)<br />
II rok doświadczenia (pokosy)<br />
I II III IV<br />
Średnia<br />
I II III IV<br />
Średnia<br />
Średnio<br />
z 2 lat<br />
a 1,56 3,36 1,77 2,29 2,24 1,432 0,71 1,41 0,37 0,98 1,61<br />
b 1,73 1,18 3,57 2,14 2,15 0,78 1,82 0,81 0,73 1,03 1,59<br />
c 3,70 3,12 4,39 3,<strong>49</strong> 3,67 1,63 1,57 0,71 0,88 1,19 2,43<br />
d 2,96 1,38 2,76 2,02 2,28 1,15 1,37 0,76 1,09 1,09 1,68<br />
e 2,60 2,56 0,71 2,91 2,19 1,29 0,27 1,05 0,21 0,70 1,44<br />
f 2,18 0,35 0,88 2,53 1,48 1,74 0,66 0,85 0,36 0,90 1,19<br />
g 4,05 2,31 1,60 1,39 2,34 2,02 0,85 1,01 0,47 1,08 1,71<br />
h 1,82 1,18 2,09 1,72 1,70 2,57 0,63 0,60 0,31 1,03 1,36<br />
i 3,56 3,86 1,71 1,61 2,68 1,92 0,72 0,66 0,21 0,88 1,78<br />
Średnia 2,68 2,14 2,16 2,23 2,31 1,61 0,95 0,87 0,51 0,98 1,64<br />
NIR 0,05<br />
0,35 0,42 0,33 n.i. n.i. n.i. n.i. n.i.<br />
536
Zawartość Ti i As w biomasie trawy i glebie nawożonej podłożem popieczarkowym<br />
Tabela 3. Zawartość tytanu w glebie w I i II roku uprawy<br />
Table 3. The content of titanium in soil in I and II year of cultivation<br />
Obiekt nawozowy<br />
Zawartość tytanu, mg . kg -1 s.m.<br />
I rok doświadczenia II rok doświadczenia Średnia z dwóch lat<br />
a 33,2 22,5 27,8<br />
b 35,7 23,6 29,6<br />
c 39,4 24,7 32,0<br />
d 40,2 24,9 32,5<br />
e 41,3 25,4 33,3<br />
f 40,5 25,9 33,2<br />
g 41,1 26,4 33,7<br />
h 43,4 26,9 35,1<br />
i 45,7 27,1 36,4<br />
Średnia 40,0 25,3 32,7<br />
NIR 0,05<br />
2,88 3,52<br />
Na zawartość arsenu w biomasie życicy wielokwiatowej istotny wpływ miało zróżnicowane<br />
nawożenie jedynie w pierwszym, drugim i trzecim pokosie I roku uprawy (tab. 2).<br />
Średnia zawartość tego pierwiastka w biomasie życicy w I roku eksperymentu była ponad<br />
dwukrotnie większa (2,31 mg·kg -1 ) w porównaniu z wynikami uzyskanymi w II roku (0,98<br />
mg·kg -1 ). Najwięcej arsenu (średnia z dwóch lat) zanotowano w roślinie testowej zebranej<br />
z obiektów nawożonych samym podłożem popieczarkowym (2,43 mg·kg -1 ), w porównaniu<br />
z obiektami nawożonymi podłożem i potasem w dawkach K 1<br />
i N 1<br />
(1,68 i 1,44 mg·kg -1 ); azotem<br />
w dawkach N 1<br />
i N 2<br />
(1,19 i 1,71 mg . kg -1 ), a także z obiektów, gdzie stosowano uzupełniające<br />
nawożenie potasowo-azotowe K 1<br />
N 1<br />
i K 2<br />
N 2<br />
(1,36 i 1,78 mg·kg -1 ). Średnia zawartość<br />
arsenu w biomasie życicy zebranej z obiektów nawożonych podłożem popieczarkowym<br />
i mineralnie (K 1<br />
,K 2<br />
,N 1<br />
,N 2<br />
, K 1<br />
N 1<br />
i K 2<br />
N 2<br />
) wynosiła 1,50 mg·kg -1 i była nieco mniejsza niż na<br />
obiektach nawożonych obornikiem (1,59 mg·kg -1 ).<br />
Zawartość tytanu (średnia) w próbkach glebowych, z poszczególnych obiektów nawozowych,<br />
pobranych po I roku doświadczenia (40 mg·kg -1 ), była znacznie większa niż po II<br />
(25,3 mg·kg -1 ) i wykazywała istotne zróżnicowanie w zależności od rodzaju stosowanego<br />
nawożenia (tab. 3). Po dwóch latach prowadzenia eksperymentu najwięcej tytanu zakumulowało<br />
się w glebie nawożonej podłożem popieczarkowym i mineralnym nawożeniem potasowo-azotowym<br />
K 1<br />
N 1<br />
i K 2<br />
N 2<br />
, odpowiednio: 35,5 i 36,4 mg·kg -1 , w porównaniu z obiektami<br />
nawożonymi podłożem i potasem K 1<br />
i K 2<br />
(32,5 i 33,3 mg·kg -1 ); N 1<br />
N 2<br />
(33,2 i 33,7 mg·kg -1 ),<br />
a także z obiektami nawożonymi samym podłożem popieczarkowym (32,0 mg·kg -1 ).<br />
W glebie obiektów nawożonych obornikiem stwierdzona ilość tytanu (29,6 mg·kg -1 ) była<br />
mniejsza, w porównaniu z obiektami nawożonymi podłożem popieczarkowym i mineralnym<br />
nawożeniem potasowo-azotowym, we wszystkich dawkach.<br />
W większości badanych próbek glebowych zarówno w I i II roku doświadczenia nie wykryto<br />
obecności arsenu.<br />
537
Dorota Kalembasa, Beata Wiśniewska<br />
Stwierdzona zwartość tytanu i arsenu w biomasie życicy wielokwiatowej była porównywalna<br />
z podanymi przez Kalembasę i Wiśniewską [2004, 2006] we wcześniej prowadzonych<br />
badaniach nad wykorzystaniem podłoża popieczarkowego w różnych dawkach.<br />
4. WNIOSKI<br />
1. W biomasie życicy wielokwiatowej uprawianej przez dwa lata, w doświadczeniu wazonowym,<br />
nawożonej podłożem po uprawie pieczarki, jako odpadowym materiałem organicznym,<br />
stwierdzono większą zawartość tytanu niż arsenu.<br />
2. W testowanej trawie pod wpływem nawożenia samym podłożem popieczarkowym oraz<br />
z dodatkiem potasu stwierdzono mniej tytanu a więcej arsenu w porównaniu z nawożeniem<br />
obornikiem.<br />
3. Po dwóch latach eksperymentu nieco większą akumulację tytanu stwierdzono w glebie nawożonej<br />
podłożem popieczarkowym samym oraz z dodatkowym nawożeniem mineralnym.<br />
PIŚMIENNICTWO i akty prawne<br />
Jankowski K., Ciepiela G., Jodełka J., Kolczarek R. 2004. Możliwość wykorzystania<br />
kompostu popieczarkowego do nawożenia użytków zielonych. Annales UMCS,<br />
Sec. E 59(4): 1763–1770.<br />
Kalembasa D., Jaremko D., Wiśniewska B., Majchrowska–Safaryan A.<br />
2006. Content of lithium, barium and strontium in organic materials. Polish J. Environ.<br />
Stud.,15, 2a, II: 326–38.<br />
Kalembasa D., Majchrowska-Safaryan A. 2006. Wpływ uprawy pieczarki na skład<br />
chemiczny podłoża. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 512:247–254.<br />
Kalembasa D., Majchrowska–Safaryan A. 2009. Zasobność zużytego podłoża<br />
z pieczarkarni. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 535: 195–200.<br />
Kalembasa D., Wiśniewska B. 2004. Wykorzystanie podłoża popieczarkowego do rekultywacji<br />
gleb. Rocz. Glebozn. 15(2): 209–217.<br />
Kalembasa D., Wiśniewska B. 2006. Zmiany składu chemicznego gleby i życicy wielokwiatowej<br />
pod wpływem stosowania podłoża popieczarkowego. Zesz. Probl. Post.<br />
Nauk Roln. 512: 265–275.<br />
Kalembasa D., Wiśniewska B. 2008. Wpływ nawożenia podłożem popieczarkowym<br />
na zawartość wybranych makroelementów w życicy wielokwiatowej. Zesz. Probl. Post.<br />
Nauk Roln. 526: 191–198.<br />
Rutkowska B., Szulc W., Stępień W., Jobda J. 2009. Możliwość rolniczego wykorzystania<br />
zużytych podłoży po produkcji pieczarek. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 535:<br />
3<strong>49</strong>–356.<br />
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach. Dz.U. 2001 r. Nr 62 poz. 628, z późn. zm.<br />
538
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Dorota Wolicka*, Agnieszka Rożek*, Ludwina Jarzynowska*<br />
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych<br />
w środowisku hipergenicznym<br />
Microbiological stimulation of geological processes<br />
in hypergenic environment<br />
Słowa kluczowe: procesy geomikrobiologiczne, mikroorganizmy.<br />
Key words: geomicrobiological processes, microorganisms.<br />
Microorganisms participate in the direct conversion of minerals and rocks during the processes<br />
occurring in the top layers of the lithosphere, which play a key role in geochemical<br />
transformations. Effects on microbial composition of the teams are primarily physicochemical<br />
conditions occurring in the environment such as pH value, the durability and availability<br />
of organic compounds.<br />
An example of microbial activity in the geological environment are mixed populations of sulfatereducing<br />
bacteria that have the ability to precipitate a variety of minerals such as carbonates<br />
such as calcite, dolomite and siderite [Perry, Taylor 2006], phosphate – such as apatite [Wolicka,<br />
Kowalski 2006], elemental sulfur [Wolicka, Kowalski 2006] and sulfides [Labrenz et al. 2000].<br />
They shall also take an active role in biogeochemical processes occurring in crude oil and the<br />
formation waters. Current knowledge on the involvement of macro-and microorganisms in geological<br />
processes is multifaceted, but there is still no detailed information on participation and influence<br />
of microorganisms on many geochemical processes in the zone hypergenic.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Obecnie coraz częściej w naukach geologicznych dostrzega się znaczącą rolę czynników<br />
biotycznych w procesach geochemicznych czy skało- i minerałotwórczych. Spowodowane<br />
* Dr Dorota Wolicka, mgr Agnieszka Rożek, mgr Ludwina Jarzynowska – Wydział Geologii,<br />
<strong>Instytut</strong> Geochemii, Mineralogii i Petrologii, Uniwersytet Warszawski, al. Żwirki i Wigury 93,<br />
02-089 Warszawa; e-mail: d.wolicka@uw.edu.pl, a.gojska@student.uw.edu.pl, l.jarzynowska@<br />
student.uw.edu.pl<br />
539
Dorota Wolicka, Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska<br />
jest to przede wszystkim rozwojem różnych metod analitycznych, dzięki którym można jednoznacznie<br />
potwierdzić udział np. mikroorganizmów w analizowanych procesach. Mikroorganizmy<br />
występują w różnych środowiskach – w glebie, w wodzie, w lodach Arktyki, w gorących<br />
źródłach czy w kwaśnych wodach kopalnianych. Ich obecność stwierdza się także w środowiskach<br />
ekstremalnych, takich np. jak złoża ropy naftowej, gdzie temperatura często osiąga<br />
ponad 80°C, istnieje znaczne ciśnienie oraz wysokie zasolenie. Kluczową wręcz rolę mikroorganizmów<br />
podkreślają geolodzy naftowi, szczególnie w procesie powstawania ropy naftowej,<br />
w drodze migracji ze skał macierzystych do zbiornikowych oraz w procesie jej biodegradacji.<br />
W zależności od warunków środowiska działalność życiowa mikroorganizmów wywiera<br />
znaczący wpływ na skład chemiczny ropy naftowej, jak również na jej właściwości. Powoduje<br />
to zmianę wartości ekonomicznej surowca, jak również warunków eksploatacji. Z jednej<br />
strony mikroorganizmy mogą powodować zmniejszenie lepkości ropy, co ułatwia wydobycie<br />
tego surowca i jest efektem pożądanym, ale mogą również – poprzez produkty swej działalności<br />
– powodować korozję urządzeń wiertniczych.<br />
2. Udział mikroorganizmów w procesach minerałoi<br />
skałotwórczych<br />
Wiedza na temat udziału czynników biotycznych w procesach geologicznych często<br />
jest ograniczona jedynie do znajomości udziału sinic w procesach tworzenia stromatolitów.<br />
W literaturze geochemicznej jednak w dalszym ciągu można spotkać poglądy, według których<br />
większość procesów geochemicznych w przypowierzchniowych częściach litosfery zachodzi<br />
w drodze abiotycznej.<br />
Należy zaznaczyć, że często produkty przemian metabolicznych powstające w wyniku<br />
aktywności jednej grupy mikroorganizmów stają się substratami grupy następnej. Warunki<br />
życia mikroorganizmów w środowiskach, gdzie występuje tlen, są inne niż w środowiskach<br />
ubogich w ten pierwiastek lub też pozbawionych go. Mimo to środowiska beztlenowe nie<br />
są pozbawione życia, a zachodzące w nich procesy biochemiczne są wywołane przez wiele<br />
wyspecjalizowanych grup mikroorganizmów, do których zaliczane są m.in.: bakterie fotosyntetyzujące,<br />
bakterie denitryfikacyjne, bakterie redukujące żelazo (III), bakterie redukujące<br />
siarczany i archeony metanogenne.<br />
Mikroorganizmy występujące w środowiskach beztlenowych odgrywają ogromną rolę<br />
w biogeochemicznym obiegu pierwiastków w przyrodzie, a także w utrzymaniu równowagi<br />
w biosferze [Jørgensen 1982]. Mikroorganizmy beztlenowe wykorzystują jako akceptor<br />
elektronów azotany (V), siarczany (VI), siarkę elementarną, węglany oraz żelazo (III). Końcowym<br />
produktem redukcji azotanów jest azot cząsteczkowy, redukcji siarczanów i siarki<br />
elementarnej – siarkowodór, węglanów – kwas octowy lub metan, a żelaza (III) – żelazo (II).<br />
W badaniach geologicznych w coraz większym stopniu uwzględnia się rolę mikroorganizmów,<br />
mają one bowiem wpływ na przebieg procesów geologicznych w środowisku hi-<br />
540
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych w środowisku hipergenicznym<br />
pergenicznym. Powstające w wyniku procesów biologicznych różne fazy mineralne mogą<br />
w istotny sposób wpływać na aktywność i metabolizm mikroorganizmów, a także na właściwości<br />
fizykochemiczne środowiska. W wielu publikacjach dotyczących zagadnień krystalizacji<br />
faz mineralnych, przebiegu procesów skało- i złożotwórczych oraz sedymentacji<br />
w warunkach hipergenicznych pojawiają się informacje dotyczące roli mikroorganizmów<br />
w tworzeniu węglanów, siarczków czy siarki elementarnej w warunkach beztlenowych, są<br />
to jednak dane fragmentaryczne, często sygnalizujące tylko istnienie problemu [Popa i in.<br />
2004; Wolicka, Borkowski 2008a].<br />
Znaczna część procesów geochemicznych zachodzących w litosferze może być związana<br />
z aktywnością organizmów żywych. Na procesy te mają wpływ przede wszystkim<br />
fizykochemiczne czynniki środowiska, które w znacznym stopniu decydują o występowaniu<br />
konkretnych faz mineralnych. Ponieważ reakcja wytrącania np. węglanów zależy m.in.<br />
od stężenia dwutlenku węgla, który powstaje w wyniku utleniania związków organicznych<br />
przez różne mikroorganizmy, proces ten w znacznym stopniu zależy od aktywności biologicznej<br />
[Wolicka, Borkowski 2011].<br />
Biologiczne powstawanie węglanów jest wynikiem metabolicznej aktywności wielu różnych<br />
grup mikroorganizmów, zarówno tlenowych, jak i beztlenowych. Węglany mogą powstawać<br />
jako produkt uboczny różnych procesów biologicznych, m.in. fotosyntezy, np.<br />
u sinic, czego dowodem są stromatolity, jak i u bakterii fotosyntetyzujących, czy też przy<br />
beztlenowej redukcji siarczanów [Dupraz, Visscher 2005; Wolicka, Borkowski 2008b]. Bakterie<br />
redukujące siarczany uczestniczą także w biotransformacji różnych związków nieorganicznych,<br />
której przejawem jest np. powstawanie siarczków metali. Produktem biotransformacji<br />
FeSO 4<br />
w hodowlach BRS może być np. piryt FeS 2<br />
, malachitu Cu 2<br />
(CO 3<br />
)(OH) 2<br />
– covellin<br />
CuS, a smithsonitu ZnCO 3<br />
– sfaleryt ZnS.<br />
3. Mikroorganizmy w geologii naftowej<br />
Ropa naftowa jest jednym z najważniejszych surowców energetycznych na świecie.<br />
Ocenia się, że udział ropy naftowej w produkcji energii pierwotnej stanowi ok. 1/3. Z jednej<br />
strony ropa jest naturalnym elementem środowiska, który stanowią złoża ropy i gazu ziemnego,<br />
z drugiej zaś strony stanowi jego niepożądany element, kiedy np. mamy do czynienia<br />
z zanieczyszczeniami środowiska ropą naftową i produktami ropopochodnymi. Należy pamiętać<br />
również, że ropa naftowa stanowi doskonały substrat w wielu gałęziach przemysłu –<br />
jest np. surowcem dla przemysłu petrochemicznego, z którego otrzymuje się takie produkty,<br />
jak benzyna, nafta, oleje, parafiny, smary, asfalt, mazut, wazelina i polimery.<br />
Geologia naftowa jest dziedziną, w której wykorzystuje się różne metody badawcze,<br />
m.in. analizę izotopową, chromatografię, jak również analizę biomarkerów – związków<br />
o niezmienionym w wyniku procesów geochemicznych szkielecie węglowym, wytworzonych<br />
przez organizmy żywe. To właśnie na podstawie identyfikacji biomarkerów występu-<br />
541
Dorota Wolicka, Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska<br />
jących w ropie naftowej określono jej organiczne pochodzenie. Do biomarkerów możemy<br />
m.in. zaliczyć terpeny, porfiryny czy metaloporfiryny. Na tej podstawie stwierdzono, że większość<br />
węglowodorów o nieparzystej liczbie atomów węgla, syntetyzowanych przez rośliny,<br />
występuje w tzw. młodej ropie.<br />
4. Mikrobiologiczne metody zwiększania wydobycia<br />
Naturalna aktywność mikrobiologiczna wykorzystywana jest także w sposób aplikacyjny<br />
jako jedna z metod intensyfikacji wydobycia. Produkty działalności życiowej bakterii autochtonicznych<br />
lub wprowadzonych z zewnątrz do skały zbiornikowej, stanowią podstawę<br />
mikrobiologicznych metod zwiększania wydobycia (MMZW) w wyeksploatowanych już złożach.<br />
Ponieważ brak jest obecnie rozsądnej alternatywy w odniesieniu do ropy naftowej<br />
jako surowca energetycznego, a której złoża ulegną wyczerpaniu w przeciągu kilku dziesięcioleci,<br />
każda metoda pozwalająca zwiększyć efektywność wydobycia z już udostępnionych<br />
złóż ropy naftowej i przedłużyć ich eksploatację jest nie tylko cenna, ale wręcz pożądana.<br />
W ropie naftowej występuje wiele grup mikroorganizmów autochtonicznych [Wolicka i in.<br />
2010; Wolicka, Borkowska 2011]. Możemy do nich zaliczyć m.in. bakterie redukujące siarczany<br />
(BRS), bakterie redukujące żelazo (III) czy archeony metanogenne. Sama ich obecność, jak<br />
również możliwość przetrwania i namnażania na obszarze występowania złóż ropy naftowej,<br />
umożliwiają zastosowanie metod MEOR (Microbial enhanced oil recovery), zwanych też MIOR<br />
(Microbial improved oil recovery), pozwalających na wzrost wydobycia i eksploatację zasobów.<br />
Według Mokhatab [2006] wzrost intensyfikacji wydobycia można uzyskać różnymi metodami.<br />
Po pierwsze przez hodowle bakterii, które mogą wytwarzać biopolimery i inne substancje,<br />
które potem są zatłaczane do złoża. W wyniku procesów metabolicznych przeprowadzanych<br />
przez mikroorganizmy powstają różne gazy, np. CO 2<br />
, CH 4<br />
, H 2<br />
, dzięki obecności<br />
których następuje wzrost ciśnienia złożowego, co w efekcie może prowadzić do intensyfikacji<br />
wydobycia. Głównymi zaletami tej metody jest przede wszystkim czynnik ekonomiczny<br />
i możliwość zastosowania jej niezależnie od aktualnych cen ropy na rynku. Mniejsze<br />
koszty procesu są spowodowane tym, że liczba mikroorganizmów wtłoczonych do odwiertu<br />
rośnie wykładniczo, co w efekcie końcowym prowadzi do sytuacji, w której uzyskujemy<br />
zespoły mikroorganizmów autochtonicznych zwiększające ilość wydobytego surowca. Do<br />
mikroorganizmów znacząco wpływających na efektywność procesu wydobycia możemy zaliczyć<br />
np.: Pseudomonas aeruginosa, Bacillus licheniformis, Xanthomonas campestrsi oraz<br />
Desulfovibrio desulfuricans [Singh i in. 2007].<br />
W odniesieniu do tzw. rop ciężkich bardzo często stosuje się nieco inne podejście, polegające<br />
na zastosowaniu wyspecjalizowanych szczepów bakterii mających zdolność utleniania<br />
wybranych (cięższych) węglowodorów ropy naftowej, co w efekcie powoduje „upłynnienie<br />
ropy ciężkiej” i uruchamianie złogów asfaltenowo-żywicowo-parafinowych. Dzięki temu<br />
możliwa jest dalsza eksploatacja złóż ropy ciężkiej.<br />
542
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych w środowisku hipergenicznym<br />
Przedstawiona metoda nie jest jednak idealna i ma kilka ograniczeń. Po pierwsze, konieczne<br />
jest dokładne rozpoznanie warunków panujących w złożu, takich jak temperatura,<br />
ciśnienie, zasolenie. Uzyskanie pożądanego efektu może być bardzo trudne ze względu<br />
na konieczność zapewnienia odpowiednich warunków występującym w złożu mikroorganizmom,<br />
biorącym udział w szeregu przemianach metabolicznych. Kolejny problem, z którym<br />
można się zetknąć stosując tą metodę, to konieczność usunięcia produktów działalności<br />
bakterii, jak również samych bakterii, w celu uniknięcia dalszych zmian składu chemicznego<br />
ropy naftowej. Poważnym utrudnieniem jest także pewna nieprzewidywalność metody. Mikroorganizmy<br />
występujące w złożu konkurują ze sobą o pewne produkty pośrednie powstające<br />
podczas biodegradacji ropy naftowej. Czasem może tak się zdarzyć, że konkurencję<br />
tę wygrywają bakterie redukujące siarczany, które w środowisku są głównym producentem<br />
siarkowodoru. Pojawienie się tego gazu w złożach ropy naftowej jest wielce niepożądane.<br />
Prowadzi to w efekcie do konieczności zastosowania odsiarczania ropy, a nie do wzrostu<br />
intensyfikacji jej wydobycia.<br />
Inne problemy, na jakie natrafić można przy stosowaniu biologicznych metod zwiększających<br />
wydobycie, to zatykanie porów skały zbiornikowej przez biomasę bakteryjną i produkowane<br />
przez nią biopolimery w niepożądanych miejscach, co prowadzi w efekcie do<br />
zmniejszenie porowatości skały zbiornikowej i zahamowanie procesu wydobycia. Biopolimery<br />
umożliwiają bakteriom tworzenie biofilmów, co ułatwia im pozyskiwanie substancji odżywczych<br />
i zmniejsza wrażliwość na substancje toksyczne [Mokhatab 2006]. Początkowo<br />
biofilm osadza się w porach skały zbiornikowej, a następnie przemieszcza się.<br />
Od biofilmu mogą oddzielać się pojedyncze bakterie, jak również jego fragmenty, a nawet<br />
może zachodzić przemieszczanie całej struktury.<br />
Produkowane przez mikroorganizmy biopolimery mają wiele pożądanych właściwości,<br />
takich jak: wytrzymałość na ścinanie, dużą lepkość, kompatybilność z wodami złożowymi,<br />
stała lepkość w szerokim zakresie pH, temperatury i ciśnienia, a także odporność na biodegradację<br />
w środowisku złoża ropy [Mokhatab 2006].<br />
Należy również wspomnieć o możliwości wystąpienia niekorzystnego zjawiska – korozji<br />
urządzeń wiertnicznych przez siarkowodór wytwarzany w złożu [Almeida i in. 2004].<br />
5. Biodegradacja składników ropy naftowej<br />
Biodegradacja węglowodorów ropy naftowej zachodzi nie tylko w gruntach czy na powierzchni<br />
wody, ale również w złożach i zbiornikach ropy naftowej. W takiej sytuacji proces<br />
ten ma znaczący wpływ na skład chemiczny eksploatowanego surowca. Stopień biodegradacji<br />
ropy naftowej można ustalić na podstawie 10-stopniowej skali zaproponowanej przez<br />
Petersa i Moldowana [1993]. W skali tej zero oznacza niezmienioną chemicznie ropę, pięć<br />
– biodegradację umiarkowaną, a 10 – zaawansowaną.<br />
543
Dorota Wolicka, Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska<br />
Inny sposób, który można wykorzystać w celu określenia stopnia biodegradacji ropy<br />
naftowej polega na określeniu stosunku:<br />
1) pristanu i phytanu (Pr+Ph) do nC 17<br />
+ nC 18<br />
,<br />
2) C 30<br />
alfabetahopanu do Pr + Ph<br />
oraz<br />
3) C 25<br />
i C 29<br />
alfabetahopanu do C 30<br />
alfabetahopanu.<br />
W zależności od postępu procesu biodegradacji inne są proporcje poszczególnych węglowodorów<br />
w ropie, co jest związane także z ich różną podatnością na biodegradację.<br />
Czynnikiem, który może w znacznym stopniu skomplikować interpretację uzyskanych<br />
wyników dotyczących stopnia zaawansowania biodegradacji, jest nowy dopływ ropy naftowej<br />
ze skał macierzystych. Można założyć sytuację, w której początkowo istniejąca frakcja<br />
ropy była w pewnym stopniu zbiodegradowana, a następnie do skały zbiornikowej dopłynęła<br />
nowa porcja ropy naftowej. Wynik dotyczący tempa biodegradacji, który uzyskamy,<br />
będzie bardzo zmienny i mało wiarygodny. Ponadto będą występować różnice we właściwościach<br />
fizycznych, takich np. jak lepkość. Według obecnej wiedzy nawet w geologicznej<br />
skali czasu nie jest możliwe całkowite zhomogenizowanie ropy naftowej i ujednolicenie jej<br />
składu chemicznego. Skład ropy naftowej może być jednolity tylko lokalnie. Należy zaznaczyć,<br />
że biodegradacja ropy naftowej zachodzi głównie w strefie kontaktu ropy z wodą złożową,<br />
ponieważ jest to optymalne miejsce do wzrostu i rozwoju mikroorganizmów, które<br />
preferują wzrost na granicy faz. Biodegradacji aktywnej i efektywnej w skali złoża sprzyja<br />
płytkość jego położenia i umiarkowana temperatura.<br />
Według Vieth i Wilkes [2005] w złożach ropy naftowej może zachodzić biodegradacja<br />
in situ lekkich frakcji węglowodorów w tym n-parafin, izo-parafin, cykloalkanów, a także<br />
benzenu. Wszystkie te związki mogą ulegać biodegradacji w warunkach beztlenowych, jakie<br />
na ogół panują w złożach ropy naftowej. Jednak mikroorganizmy, które przeprowadzają<br />
te procesy, wykazują duża selektywność metabolizmu – na przykład do tej pory nie znaleziono<br />
drobnoustrojów, które jednocześnie rozkładałyby węglowodory aromatyczne i parafiny.<br />
Można ustalić pewnego rodzaju kolejność biodegradacji poszczególnych związków<br />
wchodzących w skład ropy naftowej. I tak, przyjmuje się, że spośród niearomatycznych<br />
węglowodorów, najszybciej wykorzystywane są n-parafiny, a potem izoparafiny. Należy<br />
nadmienić, że usuwanie lekkich frakcji ropy w wyniku biodegradacji jest niekorzystnym zjawiskiem,<br />
ponieważ przyczynia się do zmniejszenia ekonomicznej wartości surowca [Vieth,<br />
Wilkes 2005].<br />
Biodegradacja ropy naftowej zachodząca w obrębie skały zbiornikowej może przyczynić<br />
się także do powstania nad ropą czapy gazowej, utworzonej głównie z CH 4<br />
. Ale jeżeli<br />
ropa zawiera duże ilości siarki, to w wyniku działalności bakterii redukujących siarczany<br />
powstanie H 2<br />
S, który w gazie może występować w ilości stanowiącej nawet kilka procent.<br />
W wyniku działalności mikroorganizmów może także dojść do przekształcenia pierwotnie<br />
mokrego gazu w gaz suchy, zawierający ponad 90% metanu.<br />
544
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych w środowisku hipergenicznym<br />
6. Zanieczyszczenie górnych warstw litosfery ropą naftową<br />
Ropa naftowa w wyniku działalności człowieka może pojawić się również na powierzchni<br />
ziemi. Niekontrolowane odwierty lub awarie ropociągów ropy naftowej i produktów ropopochodnych<br />
stanowią główną przyczynę zanieczyszczenia profilu glebowego, jak również<br />
mogą doprowadzić do powstania na pewnej głębokości nieprzepuszczalnej warstwy pływającego<br />
produktu.<br />
Wiele heterotroficznych mikroorganizmów ma naturalną zdolność do wykorzystywania<br />
węglowodorów ropy naftowej jako jedynego źródła węgla [Wolicka i in. 2009]. Produktem<br />
końcowym tych przemian są w większości związki nietoksyczne dla środowiska, takie jak<br />
dwutlenek węgla i woda.<br />
Rola bakterii w rejonach wydobycia ropy naftowej nie ogranicza się jedynie do przytoczonych<br />
aspektów. Aktywność mikroorganizmów może posłużyć do likwidacji skażenia<br />
gruntów i wód gruntowych oraz morskich ropą i substancjami ropopochodnymi, pojawiającymi<br />
się zarówno w pobliżu miejsc eksploatacji tych złóż, jak i w pobliżu nieszczelnych ropociągów,<br />
oraz w rozproszonych lokalizacjach, takich jak stacje benzynowe czy pobocza dróg.<br />
7. Podsumowanie<br />
Mikroorganizmy biorą udział w stymulacji wielu procesów geologicznych, powstawania<br />
różnych minerałów, jak również zmian środowiskowych na terenach eksploatacji ropy naftowej.<br />
Rola bakterii w rejonach wydobycia ropy naftowej polega na całym szeregu złożonych<br />
oddziaływań, zarówno na sam surowiec, jak i na środowisko, w którym on występuje.<br />
Bakterie mogą wpływać na skład chemiczny ropy naftowej, jak również na warunki jej<br />
eksploatacji in situ, poprzez rozkład niektórych frakcji ropy, wytwarzanie produktów metabolizmu,<br />
takich jak: biopolimery, biosurfaktanty, kwasy organiczne, gazy (CH 4<br />
, CO 2<br />
, H 2<br />
S i inne),<br />
czy też zmieniać właściwości skały zbiornikowej przez samą obecność komórek bakterii.<br />
Wpływ na takie parametry, jak napięcie międzyfazowe, lepkość i przepuszczalność skał<br />
jest podstawą mikrobiologicznych metod zwiększania wydobycia (MMZW), które zastosowano<br />
z powodzeniem w wielu krajach świata.<br />
Badania dotyczące biostymulacji procesów geologicznych są prowadzone w Pracowni<br />
Geomikrobiologicznej na Wydziale Geologii Uniwersytetu Warszawskiego i są<br />
częściowo finansowane z grantu IGMiP-20-2011.<br />
545
Dorota Wolicka, Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Almeida P.F., Moreira R.S., Almeida R. C.C., Guimaraes A.K., Carvalho A.S.,<br />
Quintella C., Esperidia M.C.A., Taft C.A. 2004. Selection and application of microorganisms<br />
to improve oil recovery. Eng. Life Sci. 4: 319–325.<br />
Dupraz C., Visscher P.T. 2005. Microbial lithification in marine stromatolities and hypersaline<br />
mats. Trends Microbiology 13: 429–438.<br />
Jørgensen B.B. 1982. Mineralization of organic matter in the sea-bed – the role of sulphate<br />
reduction. Nature 296: 643–645.<br />
Labrenz M., Druschel G.K., Thomsen-Ebert T., Gilbert B., Welch S.A.,<br />
Kemmer K.M., Logan G.A., Summons R.E., De Stasio G., Bond P.L., Lai B.,<br />
Kelly S.D., Banfield J.F. 2000. Formation of sphalerite (ZnS) deposits in natural biofilms<br />
of sulfate-reducing bacteria. Science 290: 1744–1747.<br />
Larter S., Primio R. 2005. Effects of biodegradation on oil and gas field PVT properties<br />
and the origin of oil rimmed gas accumulations. Organic Geochemistry 36: 299–310.<br />
Mokhatab S. 2006. Microbial enhanced oil recovery techniques improve production,<br />
bacteria may be valuable in offering cost-effective and environmentally beningn EOR.<br />
World Oil.<br />
Perry C.T., Taylor K.G. 2006. Inhibition of dissolution within shallow water carbonate<br />
sediments: impacts of terrigenous sediment input on syn-depositional carbonate diagenesis.<br />
Sedimentology 53: <strong>49</strong>5–513.<br />
Peters K.E., Moldowan J.M. 1993. The Biomarker Guide, Interpreting Molecular Fossils<br />
in Petroleum and Ancient Sediments. Prentice Hall.<br />
Popa R., Kinkle B.K., Badescu A. 2004. Pyrite framboids as biomarkers for iron-sulfur<br />
systems. Geomicrobiology Journal 21: 193–206.<br />
Singh A., Van Hamme J.D., Ward O.P. 2007. Surfactants in microbiology and biotechnology:<br />
Part 2. Application aspects. Biotechnology Advances 25: 99–121.<br />
Vieth A., Wilkes H. 2006. Deciphering biodegradation effects on light hydrocarbons in<br />
crude oils using their stable carbon isotopic composition: A case study from the Gullfaks<br />
oil field, offshore Norway. Geochimica 70: 651–665.<br />
Wolicka D. 2010. Mikroorganizmy występujące w ropie naftowej i w wodach złożowych.<br />
Nafta-Gaz 4: 267–273.<br />
Wolicka D., Kowalski W. 2006a. Biotransformation of phosphogypsum on distillery<br />
decoctions (preliminary results). Polish Journal of. Microbiology 55: 147–151.<br />
Wolicka D., Kowalski W. 2006b. Biotransformation of phosphogypsum in petroleumrefining<br />
wastewaters. Polish Journal of Environmental Studies 15: 355–360.<br />
Wolicka D., Borkowski A. 2008a. Participation of sulphate reducing bacteria in formation<br />
of carbonates. International Kalkowsky-Symposium Göttingen, Germany. Abstract<br />
546
Mikrobiologiczna stymulacja procesów geologicznych w środowisku hipergenicznym<br />
Volume (Göttingen University Press) Special Volume in a Geobiological Journal: 130–131.<br />
Wolicka D., Borkowski A. 2008b. Influence of the types of nitrogen on carbonate<br />
precipitation in sulphate reducing conditions (preliminary results). Abstract Volumes<br />
Chennai, India, February 17–25: 365–369.<br />
Wolicka D., Suszek A., Borkowski A., Bielecka A. 2009. Application of aerobicmicroorganisms<br />
in bioremediation in situ of soil contaminated by petroleum products.<br />
Bioresource Technology: 3221–3227.<br />
Wolicka D., Borkowski A., Dobrzyński D. 2010. Interactions between microorganisms,<br />
crude oil and formation waters. Geomicrobiology Journal 27: 430–452.<br />
Wolicka D., Borkowski A. 2011. Participation of CaCO 3<br />
under sulphate – reduction<br />
condition. Reitner i in. (red.), Advances in Stromatolite Geobiology, Lecture Notes in<br />
Earth Sciences 131: 151–160.<br />
547
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Magdalena Malec*<br />
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia<br />
ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole w Kotlinie<br />
Orawsko-Nowotarskiej<br />
The present state and anthropogenic changes<br />
of peat-bog ecosystem Puścizna Długopole<br />
in the Orawsko-Nowotarska Basin<br />
Słowa kluczowe: zdjęcie fitosocjologiczne, szata roślinna, sukcesja, zbiorowiska roślinne,<br />
degradacja, roślinność torfotwórcza, torfowisko wysokie, akrotelm, tempo przyrostu torfu.<br />
Key words: phytosociological site record, vegetative cover, succession, plant association,<br />
degradation, peat-bog vegetation, raised bogs, acrotelm, rate of peat accumulation.<br />
The goal of the work was to e<strong>nr</strong>ich the knowledge on the current condition of the plant cover,<br />
the succesive changes and the degree of degradation of plant cover on the peat-bog Puścizna<br />
Długople. The examined peat-bog plants which belong to class: Oxycocco-Sphagnetea i Vaccinio-Piceetea.<br />
There have been also found species characteristic of other classes such as:<br />
Molinio-Arrhenatheretea, Nardo-Callunetea, Scheuchzerio-Caricetea nigrae, Epilobietea angustifolia,<br />
which despite don`t create properly developed communities. An unfavorable phenomenon<br />
is occurence of species belonging to class: Epilobietea angustifolia, Molinio-Arrhenatheretea,<br />
Nardo-Callunetea, which they cause disappearance of typical raised bogs species.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Przez wiele set lat ludzie, nie znając wielofunkcyjnego znaczenia torfowisk i innych terenów<br />
podmokłych, uznawali je za nieużytki i jako takie systematycznie eliminowali z krajobrazu.<br />
W sposób nieodwracalny niszczone były złoża torfu oraz porastające je cenne wręcz<br />
unikatowe gatunki roślin, a wyparciu ulegały zagrożone gatunki zwierząt.<br />
* Dr inż. Magdalena Malec – Katedra Rekultywacji Gleb i <strong>Ochrony</strong> Torfowisk, Wydział<br />
Inżynierii Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Rolniczy, Al. Mickiewicza 24/28,<br />
30-059 Kraków; tel.: 12 662 40 15; e-mail: m.malec@ur.krakow.pl<br />
548
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole...<br />
Obecnie głównym powodem degradacji torfowisk na obszarze Polski jest eksploatacja<br />
i to zarówno legalna, jak i ta prowadzona w sposób rabunkowy przez okoliczną ludność.<br />
Takim właśnie zagrożeniom poddawane są od wielu lat torfowiska wysokie w Kotlinie<br />
Orawsko-Nowotarskiej. Drugim poważnym czynnikiem zagrażającym egzystencji torfowisk<br />
jest zaburzenie stosunków wodnych wskutek melioracji odwadniających. Z taką<br />
sytuacją spotykamy się na obszarze bieszczadzkich torfowisk wysokich, które w latach<br />
80. zostały odwodnione przez przedsiębiorstwo „Igloopol”. Pierwotne biocenozy torfowiskowe<br />
uległy znacznemu przesuszeniu, co spowodowało ekspansję roślinności obcej dla<br />
tych zbiorowisk (np. gatunki roślin należące do klas: Alnetea glutinosae i Epilobietea angustifolia)<br />
oraz wypieranie gatunków torfotwórczych, co ma istotny wpływ na tempo przyrostu<br />
warstwy akrotelmowej torfowiska. Obecnie większość torfowisk wysokich w Bieszczadach<br />
jest porośnięta drzewami, głównie Picea abies, Pinus sylvestris i Betula pendula<br />
[Malec 2006, 2007a].<br />
Zarówno eksploatacja, jak i zaburzenia stosunków wodnych w ekosystemach torfowiskowych<br />
powoduje daleko idące przemiany siedlisk mokradłowych.<br />
Przekształcenia siedlisk torfowiskowych są związane z procesem zwanym synantropizacją,<br />
dotyczącymi większości ekosystemów. Proces ten polega w głównej mierze na wypieraniu<br />
i zastępowaniu pierwotnych zbiorowisk roślinnych przez obce składniki (kosmopolityczne,<br />
alochtoniczne, eurytopowe) [Faliński 1972, Kornaś 1981, Olaczek 1982, Budyś<br />
2006, 2007]. W szacie roślinnej torfowisk zaczynają wymierać komponenty torfotwórcze,<br />
a na ich miejscu pojawiają się gatunki obce zarówno pod względem siedliskowym, jak i geograficznym<br />
[Jasnowski i in. 1968, Gors 1969, Herbichowa 1976, Jasnowski 1972, Olesiński<br />
i Olkowski 1976, Polakowski 1976, Jasnowska i Jasnowski 1977].<br />
2. Opis badanego obiektu<br />
Badaniami zostało objęte torfowisko wysokie Puścizna Długopole, leżące w granicach<br />
administracyjnych gminy Nowy Targ, niedaleko miejscowości Długopole. Torfowisko to powstało<br />
po ustąpieniu ostatniego zlodowacenia na niższej terasie stożka Czarnego Dunajca.<br />
Wytworzyło się ono na niezbyt wysokim wzniesieniu terenu pomiędzy dwoma rzekami:<br />
Czarny Dunajec i Czarny Potok. Jest to torfowisko o charakterze wododziałowym<br />
i jest zasilane jedynie wodami opadowymi [Łajczak, 2006]. Puścizna Długopole od bardzo<br />
dawna była poddawana antropopresji, polegającej głównie na eksploatacji złoża torfowego.<br />
Z tego względu trudno obecnie jednoznacznie określić jego zasięg oraz czy jest to jeden<br />
obiekt z dwoma rozdzielonymi kopułami, czy dwa osobne torfowiska [Łajczak, 2006].<br />
Uwzględniając fakt, iż kopuły te są oddalone od siebie o kilkaset metrów, uznać je można<br />
za dwa odrębne torfowiska.<br />
Niniejsza praca dotyczy większego zachodniego obiektu. Łajczak [2006] podaje, że<br />
powierzchnia całego torfowiska wynosi 161,25 ha, natomiast sama kopuła zajmuje obszar<br />
5<strong>49</strong>
Magdalena Malec<br />
43,75 ha. Według Lipki i Zając [2003] powierzchnia tego obiektu jest nieco mniejsza i wynosi<br />
102 ha.<br />
Średnia miąższość torfu na kopule zachodniej wynosi 1,08 m, maksymalna 2,65 m. Dominującym<br />
gatunkiem jest tu torf Eriophoro-Sphagneti, odznaczający się średnim stopniem<br />
rozkładu na poziomie 20% i średnią popielnością wynoszącą 3,6% [Lipka i Zając 2003; Lipka<br />
i in. 2004].<br />
3. Cel i metodyka badań<br />
Głównym celem pracy jest ocena aktualnego stanu szaty roślinnej na torfowisku wysokim<br />
Puścizna Długopole. Badania te pozwolą na określenie kierunku sukcesji i stopnia<br />
degradacji zbiorowisk roślinnych na badanym obszarze. Wymieranie gatunków torfotwórczych<br />
i pojawianie się gatunków obcych dla tych ekosystemów ma ogromny wpływ<br />
na funkcjonowanie całego torfowiska, a szczególnie na hamowanie procesu torfotwórczego.<br />
Z tego względu na badanym obiekcie dodatkowo została przeprowadzona ocena tempa<br />
przyrostu wierzchniej warstwy akrotelmowej przy zastosowaniu metody dendrologicznej<br />
[Korczagin 1960]. Ocena zaawansowania procesu torfotwórczego przeprowadzona metodą<br />
Rochefort, Quinty i Campeau [1997] zostanie przedstawiona w osobnej pracy.<br />
W celu zobrazowania aktualnego stanu szaty roślinnej na badanym torfowisku wykonano<br />
28 zdjęć fitosocjologicznych metodą Braun-Blanqueta. Zdjęcia o powierzchni 25 m 2 były<br />
wykonywane wzdłuż transektu biegnącego z północnego zachodu na południowy wschód.<br />
Uzyskane dane zostały zestawione w formie tabelarycznej, dla każdego gatunku obliczono<br />
stopień stałości, a przynależność fitosocjologiczną podano za „Przewodnikiem do oznaczania<br />
zbiorowisk roślinnych Polski” [Matuszkiewicz 2005].<br />
Bardzo interesująca, a zarazem mało znana i rzadko wykorzystywana jest metoda dendrologiczna.<br />
Polega ona na określeniu przyrostu wierzchniej warstwy organicznej torfowiska<br />
na podstawie wieku drzew iglastych rosnących na torfowisku. Korczagin (1960) opisał<br />
ją za XIX-wiecznym autorem Borggreve, który zauważył, że na podstawie wieku sosny można<br />
obliczyć roczny przyrost akrotelmu.<br />
W tym celu wytypowano 20 drzew należących do 3 gatunków: Pinus sylvestris, Pinus<br />
xrhaetica i Picea abies, rosnących na kopule torfowiska wzdłuż transektu o długości 328 m,<br />
biegnącego z północnego zachodu na południowy wschód. Metoda ta szerzej opisana jest<br />
w pracach Zając [2003], Malec [2006, 2007 a,b] oraz Lipka i in. [2010].<br />
Metoda dendrologiczna była do tej pory stosowana na zdegradowanych w wyniku<br />
eksploatacji torfowiskach w Kotlinie Orawsko-Nowotarskiej przez Zając [2003] i Lipka i in.<br />
[2010]. Autorka niniejszej pracy zastosowała tę metodę natomiast na 3 torfowiskach wysokich<br />
poddanych zabiegom odwadniającym w bieszczadzkiej „Krainie dolin” (torfowiska „Litmirz”,<br />
„Wołosate” i „Tarnawa”) [Malec 2006, 2007 a,b].<br />
550
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole...<br />
4. Wyniki<br />
4.1. Stan aktualny szaty roślinnej<br />
Na torfowisku Puścizna Długopole wykonano 28 zdjęć fitosocjologicznych, w których<br />
odnotowano występowanie 31 gatunków roślin. Najliczniej reprezentowane są rośliny<br />
z dwóch klas: Oxyccoco-Sphagnetea i Vaccinio-Piceetea. Obok nich egzystują również<br />
rośliny zaliczane do innych klas, jednak nie tworzą one prawidłowo rozwiniętych zbiorowisk.<br />
Wymienić tu należy następujące klasy: Molinio-Arrhenatheretea, Nardo-Callunetea,<br />
Scheuchzerio-Caricetea nigrae, Epilobietea angustifolia. Na badanym obiekcie znaleziono<br />
również 6 gatunków roślin, które zaliczono do tzw. gatunków towarzyszących, gdyż nie<br />
przynależą one do żadnej z powyższych klas.<br />
W klasie Oxyccoco-Sphagnetea największym stopniem stałości V i IV odznacza się<br />
Eriophorum vaginatum (V), Oxycoccus palustris (V), Polytrichum strictum (V) oraz Sphagnum<br />
rubellum (IV). Pozostałe gatunki z tej klasy charakteryzuje mniejszy stopień stałości<br />
wynoszący II lub I. W sumie do klasy tej zaliczamy 8 gatunków roślin.<br />
Klasa Oxyccoco-Sphagnetea jest typowym zbiorowiskiem kwaśnych oligo- i dystroficznych<br />
siedlisk torfowisk wysokich, w przeważającej mierze zasilanych wodami opadowymi<br />
[Matuszkiewicz 2005].<br />
Z jednostek syntaksonomicznych nietworzących prawidłowo rozwiniętych zbiorowisk na<br />
uwagę zasługuje Scheuchzerio-Caricetea nigrae. Jest to jednostka charakterystyczna dla<br />
emersyjnych torfowisk przejściowych i niskich, ale także grupuje rośliny należące do dolinkowych<br />
zbiorowisk torfowisk wysokich. Rośliną charakterystyczną dla tej jednostki, a występującą<br />
na badanym obiekcie jest Eriophorum angustifolium. Drugim gatunkiem należącym do tej klasy<br />
jest Carex nigra. Jednak obie te rośliny występują z niewielkim stopniem stałości – I, i tylko w sumie<br />
w dwóch zdjęciach (<strong>nr</strong> 26 i 28 – tab.1). Są to zdjęcia wykonane na południowo-wschodnim<br />
krańcu torfowiska, odznaczającym się dość silnym podtopieniem wynikającym z bliskiego sąsiedztwa<br />
wtórnego okrajka i rowu melioracyjnego, odprowadzającego znaczne ilości wody.<br />
Drugą dominującą klasą jest Vaccinio-Piceetea. Zalicza się do niej 7 gatunków roślin.<br />
W odróżnieniu od Oxyccoco-Sphagnetea prawie wszystkie gatunki cechuje wysoki stopień<br />
stałości wynoszący V, wyjątek stanowi Picea abies, dla której stałość wynosi II (tab.1).<br />
Vaccinio-Piceetea, szczególnie zespół Vaccinio uliginosi-Pinetum, czyli sosnowy bór<br />
bagienny, jest charakterystyczny dla końcowego stadium rozwoju torfowisk wysokich, które<br />
zakończyły swój rozwój bądź to w wyniku naturalnego procesu sukcesji, bądź to w związku<br />
z antropogenicznymi zmianami. W odniesieniu do badanego obiektu mamy do czynienia<br />
z wpływem osuszenia i eksploatacji złoża, co miało miejsce na wszystkich torfowiskach<br />
w Kotlinie Orawsko-Nowotarskiej.<br />
O niekorzystnych zmianach zachodzących w ekosystemie torfowiska świadczy również<br />
pojawianie się roślin z takich klas, jak: Molinio-Arrhenatheretea, Nardo-Callunetea czy Epi-<br />
551
Magdalena Malec<br />
Tabela 1. Zestawienie zdjęć fitosocjologicznych wykonanych na torfowisku wysokim „Puścizna Długopole” w Kotlinie Orawsko-Nowotarskiej<br />
Table 1. List of phytosociological records made at the peat bog „Puścizna Długopole” in the Orawa – Nowy Targ Basin<br />
Gatunek<br />
Numer zdjęcia<br />
Stałość<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28<br />
Liczba gatunków<br />
10 10 12 14 15 16 12 18 14 16 15 16 16 14 15 14 17 15 15 16 15 17 10 15 15 18 11 16<br />
Ch.Cl. Oxycocco-Sphagnetea<br />
Eriophorum vaginatum 4 4 4 3 2 2 3 2 3 2 3 3 1 1 2 1 2 2 3 2 3 3 3 3 1 3 2 V<br />
Oxycoccus palustris<br />
(Vaccinium oxycoccos)<br />
3 2 3 1 2 2 4 1 2 1 2 2 2 1 2 3 2 2 2 2 1 2 3 3 3 V<br />
Sphagnum recurvum + 2 1 1 1 1 1 1 3 2 2 II<br />
Sphagnum fuscum + 2 1 1 1 1 1 + II<br />
Sphagnum rubellum 1 2 1 2 2 3 2 1 2 + 2 1 2 2 1 1 1 1 1 2 2 2 IV<br />
Sphagnum magellanicum + 2 2 r 1 1 1 3 1 II<br />
Polytrichum strictum 3 2 2 3 1 1 2 1 2 2 1 1 1 r 1 2 1 + 1 1 2 4 2 + 1 V<br />
Andromeda polifolia r r I<br />
Ch.Cl. Vaccinio-Piceetea<br />
Ledum palustre 3 3 4 4 4 4 4 4 4 4 5 3 3 4 4 3 3 4 4 4 3 1 1 2 1 1 3 1 V<br />
Vaccinium vitis-idaea 2 2 2 1 2 3 3 3 4 3 2 2 1 2 2 2 1 2 1 1 2 1 1 1 + 1 V<br />
Vaccinium myrtillus 1 2 2 2 1 3 2 + 3 3 2 r 1 1 1 1 1 1 3 + + 4 2 V<br />
Vaccinium uliginosum 3 2 3 4 4 3 4 3 3 4 2 2 3 3 2 2 2 2 1 2 2 1 2 1 1 2 2 V<br />
Pinus sylvestris 2 1 1 2 1 1 + r + 1 + 1 1 1 2 2 2 2 2 2 2 3 1 3 5 5 1 V<br />
Pinus xrhaetica 3 3 2 3 4 4 4 3 3 5 2 3 3 3 1 1 1 1 3 5 2 4 1 V<br />
Picea abies r r r r r r r + II<br />
Ch.Cl. Scheuchzerio-Caricetea nigrae<br />
Eriophorum angustifolium 1 I<br />
Carex nigra 1 1 I<br />
Ch.Cl. Nardo-Callunetea<br />
Calluna vulgaris 1 2 3 2 1 1 1 2 2 1 1 + 1 1 2 2 1 3 + + 3 + + 1 2 V<br />
Empetrum nigrum 2 1 1 I<br />
Cladonia coniocraea r r r r r I<br />
Ch.Cl. Molinio-Arrhenatheretea<br />
Climacium dendroides + 2 3 3 3 3 2 2 2 1 3 2 2 3 2 1 + 1 1 1 3 + + 1 V<br />
Juncus effusus 1 I<br />
Ch.Cl. Epilobietea angustifolia<br />
Betula pendula 1 r r r r + 2 2 + r r + + III<br />
Sorbus aucuparia 1 1 I<br />
Epilobium angustifolium<br />
(Chamaenerion angustifolium)<br />
r I<br />
Gatunki towarzyszące<br />
Sphagnum palustre 4 4 3 2 2 2 3 2 2 2 2 2 r 1 1 1 2 2 + 3 1 3 2 4 3 V<br />
Alnus glutinosa r r I<br />
Cladonia fimbriata r r r + + r + r II<br />
Cladonia macilenta r I<br />
Hypogymnia physodes r I<br />
Dryopteris sp. 2 1 I<br />
552
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole...<br />
lobietea angustifolia. Mimo że nie tworzą one prawidłowo rozwiniętych zbiorowisk to jednak<br />
ich występowanie, szczególnie gatunków odznaczających się wysokim stopniem stałości,<br />
świadczy o złej kondycji ekosystemu torfowiskowego.<br />
Molinio-Arrhenatheretea to antropogeniczne zbiorowiska łąkowe i pastwiskowe występujące<br />
głównie na niezabagnionych glebach mineralnych lub organiczno-mineralnych oraz<br />
przesuszonych murszach torfowisk niskich [Matuszkiewicz 2005]. Z największą stałością,<br />
wynoszącą V występuje Climacium dendroides, czyli gatunek charakterystyczny dla rzędu<br />
Molinietalia caeruleae.<br />
Kolejną jednostką syntaksonomiczną jest Epilobietea angustifolia – to zbiorowisko nitrofilne,<br />
w skład którego wchodzą głównie byliny i krzewy mające wpływ na wtórną sukcesję<br />
roślinności leśnej zniszczonej np. przez pożary czy wyrąb [Matuszkiewicz 2005]. Interesującą,<br />
acz niepożądaną w tym ekosystemie, rośliną jest Epilobium angustifolium (gatunek<br />
charakterystyczny dla klasy), czyli gatunek synantropijny. Sudnik-Wójcikowska [2011] zalicza<br />
ten gatunek do grupy roślin synantropijnych charakterystycznych dla nieużytków, gruzowisk,<br />
murów miejskich i szczelin płyt chodnikowych.<br />
Ostatnią wyróżnioną jednostką jest Nardo-Callunetea, czyli półnaturalne i antropogeniczne<br />
zbiorowisko, które swój zasięg i powszechność zawdzięcza działalności człowieka<br />
[Matuszkiewicz 2005]. Gatunki występujące na badanym obiekcie są charakterystyczne dla<br />
rzędu Calluno-Ulicetalia. Jest to zbiorowisko krzewinkowe z dużym udziałem Calluna vulgaris.<br />
Pochodzenie tego zbiorowiska jest czysto antropogeniczne, tworzy się głównie na terenach<br />
intensywnego użytkowania pastwiskowego.<br />
Na obszarze torfowiska zidentyfikowano 7 gatunków mchów (w tym 5 to mchy torfowce),<br />
20 gatunków roślin naczyniowych i 4 gatunki porostów.<br />
4.2. Ocena przyrostu wierzchniej warstwy akrotelmowej<br />
Na badanym obiekcie określono wiek 20 drzew z gatunków Pinus sylvestris, Pinus<br />
xrhaetica i Picea abies. Po odsłonięciu szyi korzeniowej zmierzono wierzchnią warstwę<br />
akrotelmu (z podziałem na żywą darń i torf o stopniu rozkładu
Magdalena Malec<br />
nie dla lepszego rozwoju roślinności drzewiastej charakterystycznej dla zbiorowiska sosnowego<br />
boru bagiennego.<br />
Tabela 2. Roczny przyrost i miąższość warstwy akrotelmowej na torfowisku Puścizna Długopole<br />
Table 2. Annual increment and thickness of the acrotelm layer of the peat bog „Puścizna<br />
Długopole”<br />
Nr drzewa<br />
Gatunek<br />
Pierśnica, cm<br />
Wysokość, m<br />
Wiek,<br />
lata<br />
Miąższość warstwy<br />
organicznej, mm<br />
żywa<br />
darń<br />
torf<br />
R do<br />
10%<br />
Razem,<br />
mm<br />
Roczny<br />
przyrost<br />
torfu<br />
R do<br />
10%,<br />
mm/rok<br />
Roczny<br />
przyrost<br />
całej<br />
warstwy<br />
organicznej,<br />
mm/rok<br />
1 Pinus sylvestris 2,6 2,3 8 105 95 200 11,88 25,0<br />
2 Picea abies 9,0 7,0 36 5 45 50 1,25 1,39<br />
3 Pinus<br />
x rhaetica<br />
6,0 3,5 24 100 90 190 3,75 7,92<br />
4 Pinus sylvestris 3,5 2,8 11 40 40 80 3,64 7,27<br />
5 Picea abies 2,5 2,0 13 45 50 95 3,85 7,31<br />
6 Pinus sylvestris 10,0 6,0 17 5 65 70 3,82 4,12<br />
7 Pinus sylvestris 11,0 9,0 16 10 80 90 5,0 5,63<br />
8 Pinus<br />
x rhaetica<br />
16 6,0 34 5 95 100 2,79 2,94<br />
9 Pinus sylvestris 10,5 14 18 ---- 45 45 2,5 2,5<br />
10 Pinus sylvestris 2,5 2,3 7 160 100 260 14,29 37,14<br />
11 Pinus sylvestris 13,5 22 17 50 90 140 5,29 8,24<br />
12 Pinus sylvestris 14 21 21 70 90 160 4,29 7,62<br />
13 Pinus sylvestris 18 20 21 25 55 80 2,62 3,81<br />
14 Pinus sylvestris 17 20 50 5 55 60 1,1 1,2<br />
15 Pinus sylvestris 7 8,5 15 10 130 140 8,67 9,33<br />
16 Pinus sylvestris 11 9,5 16 ---- 50 50 3,13 3,13<br />
17 Pinus sylvestris 3,0 2,5 8 195 125 320 15,63 40,0<br />
18 Pinus sylvestris 2,0 1,82 7 110 20 130 2,86 18,57<br />
19 Pinus sylvestris 10 4,5 13 30 15 45 1,15 3,46<br />
20 Pinus sylvestris 3,5 1,8 4 260 24 284 6 71,0<br />
ŚREDNIA 5,18 13,38<br />
Średnia miąższość całej warstwy organicznej na badanym torfowisku wynosi 129,45<br />
mm. Wartość ta waha się w granicach od 45 do 320 mm. Miąższość żywej darni waha się<br />
od 0 mm (dwa punkty pomiarowe <strong>nr</strong> 9 i 16) do 260 mm (punkt pomiarowy <strong>nr</strong> 20), jej średnia<br />
wynosi 61,5 mm. Jeżeli chodzi o warstwę torfu o stopniu rozkładu
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole...<br />
w punkcie pomiarowym <strong>nr</strong> 1 znajdującym się w pobliżu wtórnego okrajka i rowu melioracyjnego.<br />
W punkcie tym osiągnięto maksymalną grubość żywej darni – 260 mm, przy nieznacznej<br />
miąższości torfu wynoszącej jedynie 24 mm.<br />
Z całej wierzchniej warstwy organicznej wydzielono do badań warstwę torfu o niewielkim<br />
stopniu rozkładu – mniejszym od 10%. Średni roczny przyrost tej części akrotelmu na<br />
badanym obiekcie wynosi 5,18 mm/rok, a waha się w granicach od 1,15 do 15,63 mm/rok.<br />
5. Podsumowanie<br />
Torfowisko Puścizna Długopole jako jedno z nielicznych obiektów w Kotlinie Orawsko-<br />
Nowotarskiej nie jest obecnie eksploatowane przez okoliczną ludność.<br />
W trakcie prowadzenia badań nie stwierdzono żadnych śladów wydobycia torfu, co zauważył<br />
już w 2000 r. Łajczak [2006]. Jednak istniejące do dziś dnia rowy melioracyjne odprowadzają<br />
duże ilości wody, powodując osuszenie kopuły torfowiska i zmiany w składzie gatunkowym<br />
roślinności. W wyniku badań stwierdzono głębokie rowy okalające całą kopułę zachodnią.<br />
Nie odnaleziono natomiast żadnych rowów ani ich pozostałości, które przecinałyby kopułę.<br />
Na badanym torfowisku stwierdzono obecność dwóch dominujących klas Oxyccoco-<br />
-Sphagnetea i Vaccinio-Piceetea. Obecność stosunkowo dobrze wykształconej klasy Vaccinio-Piceetea<br />
w dużym stopniu odróżnia torfowiska nowotarskie od torfowisk bieszczadzkich,<br />
na których klasy tej nie można wyróżnić. Na torfowiskach bieszczadzkiej Krainy Dolin<br />
można odnotować występowanie gatunków charakterystycznych dla boru bagiennego<br />
– Vaccinio uliginosi-Pinetum, takich jak: Vaccinium uliginosum, Vaccinium myrtillus, Vaccinium<br />
vitis-idaea oraz Picea abies, ale nie tworzą one dobrze wykształconego zbiorowiska.<br />
Jednak występowanie tych gatunków świadczy o powolnej sukcesji w stronę boru bagiennego<br />
[Malec 2007 a,b].<br />
Na badanym torfowisku klasa boru bagiennego jest dość dobrze wykształcona, rośliny<br />
charakterystyczne odznaczają się wysokim stopniem stałości. Najlepiej wykształcone zbiorowisko<br />
boru bagiennego odnajdujemy w centralnej części kopuły, gdzie roślinność drzewiasta<br />
(Pinus sylvestris, Pinus xrhaetica i Picea abies) tworzy zwarte siedlisko. Drzewa tam<br />
rosnące odznaczają się dużymi rozmiarami.<br />
O niekorzystnych zmianach, jakie zachodzą na badanym torfowisku świadczy dość liczne<br />
pojawianie się roślin z klas: Molinio-Arrhenatheretea, Nardo-Callunetea czy Epilobietea<br />
angustifolia. Nie tworzą one prawidłowo rozwiniętych zbiorowisk, ale ich występowanie<br />
jest zjawiskiem bardzo niekorzystnym. Obecnie trudno określić do końca, czy ich pojawienie<br />
się ma związek tylko i wyłącznie z niekorzystnymi zmianami wilgotnościowymi, jakie zachodzą<br />
w siedlisku, czy są to gatunki o charakterze „synantropijnym”, których diaspory zostały<br />
zawleczone przez ludność penetrującą kopułę. Taką charakterystyczną rośliną związaną<br />
z działalnością człowieka jest Epilobium angustifolium gatunek charakterystyczny dla<br />
nieużytków, gruzowisk, szczelin płyt chodnikowych i tym podobnych siedlisk antropoge-<br />
555
Magdalena Malec<br />
nicznych. Pojawienie się tej rośliny stwierdzono również na torfowisku Tarnawa i Wołosate<br />
w Bieszczadach Zachodnich, natomiast nie występuje ona na Litmirzu, który jest trudno dostępny,<br />
a co za tym idzie – rzadziej eksplorowany przez ludzi [Malec 2007 a, b].<br />
O kondycji torfowiska świadczy również tempo przyrostu wierzchniej warstwy akrotelmowej.<br />
Z przeprowadzonych badań wynika, że średni roczny przyrost całej wierzchniej warstwy<br />
organicznej jest bardzo duży i wynosi 13,38 mm/rok. Natomiast średni roczny przyrost<br />
warstwy torfu o stopniu rozkładu
Stan aktualny i antropogeniczne przekształcenia ekosystemu torfowiska Puścizna Długopole...<br />
7. Obecnie negatywny wpływ na obiekt mają rowy melioracyjne okalające kopułę, odprowadzające<br />
znaczne ilości wody oraz niekontrolowana eksploracja prowadzona<br />
przez okoliczną ludność i myśliwych.<br />
8. W celu zachowania tego obiektu w jak najmniej zmienionej formie należałoby przeprowadzić<br />
zabiegi ochrony czynnej, mające głównie na celu zahamowanie odpływu<br />
wody z kopuły (zastawki na rowach lub ich całkowite zlikwidowanie); usuwanie roślinności<br />
należącej do klas niepożądanych w tym ekosystemie. W celu ochrony całego<br />
ekosystemu należałoby objąć ten obiekt ochroną prawną. Miałoby to ogromne<br />
znaczenie nie tylko dla ochrony roślinności torfowiskowej, ale również bogatej<br />
fauny (w czasie badań stwierdzono występowanie m.in. wilka – gatunku objętego<br />
ochroną).<br />
Piśmiennictwo<br />
BUDYŚ A. 2006(2007). Antropophytisation process in vascular plants flora of peatlands<br />
in the coastal zone exemplified by the east part of Kashubian Coastal Region. – In:<br />
Olszewski T.S., Afranowicz R., Bociąg K. (eds), Contemporary trends of botanical research<br />
– on Professor Hanna Piotrowska 80 th birthday anniversary. Acta. Bot. Cassub.<br />
6: 121–130.<br />
FALIŃSKI J.B. 1972. Synantropizacja szaty roślinnej – próba określenia istoty procesu<br />
i głównych kierunków badań. Phytoceonosis 1(3): 157–170.<br />
GORS S. 1969. Der Wandel der Vegetation im Naturchutzgebiet Schweninger Moos unter<br />
dem Einfluss des Menschen in zwei Jahrhunderten. Die Nat. U. Landschaftschutzgebiete<br />
Bad.-Wurtt. 5: 190–284.<br />
HERBICHOWA M. 1976. Zanikanie gatunków na przykładzie atlantyckich torfowisk Pobrzeża<br />
kaszubskiego. – Phytocoenosis 5(3/4): 247–254.<br />
JASNOWSKA J., JASNOWSKI M. 1977. Zagrożone gatunki flory torfowisk. – Chrońmy<br />
Przyr. Ojcz. 33(4): 5–14.<br />
JASNOWSKI M. 1972. Rozmiary i kierunki przekształceń szaty roślinnej torfowisk. – Chrońmy<br />
Przyr. Ojcz. 33(4): 5–14.<br />
JASNOWSKI M., JASNOWSKA J., MARKOWSKI S. 1968. Ginące torfowiska wysokie<br />
i przejściowe w pasie nadbałtyckim Polski. – Ochr. Przyr. 33: 69–124.<br />
KORCZAGIN A.A. 1960. Oprjedjeljenije wozrasta i dlitjelnosti żizni mchow i pjeczjenocznikow.<br />
W: Poliewaja gieobotanika. E.M. Ławrienko, A.A. Korczagin. Akademia Nauk<br />
ZSSR. Inst. Bot., Moskwa.<br />
KORNAŚ J. 1981. Oddziaływanie człowieka na florę: mechanizmy i konsekwencje. – Wiad.<br />
Bot. 25(3): 165–182.<br />
LIPKA K., ZAJĄC E. 2003. Peat bog in the Orawa Nowy Targ basin. Acta Hortic. Regiotec.,<br />
6. ENVIRO Nitra 2002: 119–122.<br />
557
Magdalena Malec<br />
LIPKA K., ZAJĄC E., MALEC M. 2004. Protect petlands in the Orawa Nowy Targ Basin. In:<br />
The future of Polish mires. Societas Scientiarium Stetinensis. Agricultural University of<br />
Szczecin. 119–125.<br />
LIPKA K., SZEWCZYK G., MALEC M. 2010. Dynamic of growth of the acrotelm layer on Bór<br />
za Lasem raised bog in the Orawa – Nowy Targ basin, EJPAU, 13(3), #06.<br />
ŁAJCZAK A. 2006. Torfowiska Kotliny Orawsko-Nowotarskiej. Rozwój, antropogeniczna degradacja,<br />
renaturyzacja i wybrane problemy ochrony. <strong>Instytut</strong> Botaniki PAN Kraków.<br />
MALEC M. 2006. Dynamika wzrostu torfowisk wysokich w Bieszczadach Zachodnich. Praca<br />
doktorska, AR Kraków (maszynopis).<br />
MALEC M. 2007a. Dynamika wzrostu wybranych torfowisk wysokich w Bieszczadach Zachodnich.<br />
Parki Nar. Rez. Przyr. 26(3): <strong>49</strong>–64.<br />
MALEC M. 2007b. Aktualny stan szaty roślinnej trzech wybranych torfowisk wysokich<br />
w Bieszczadach Zachodnich. Parki Nar. Rez. Przyr. 26(3): 33–47.<br />
MATUSZKIEWICZ W. 2005. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN,<br />
Warszawa.<br />
OLACZEK R. 1982. Synanthropization of phytocenoses. Memor. Zool. 37: 93–112.<br />
OLESIŃSKI L., OLKOWSKI M. 1976. Zanikanie niektórych gatunków torfowiskowych roślin<br />
naczyniowych w północno-wschodniej Polsce. Phytocoenosis 5(3/4): 255–264.<br />
POLAKOWSKI B. 1976. Zanikanie składników torfowiskowych na Pojezierzu Mazurskim.<br />
Phytocoenosis 5(3/4): 265–274.<br />
ROCHEFORT L., QUINTY F., CAMPEAU S. 1997. Restoration of peatland vegetation: the<br />
case of damaged or completely removed acrotelm. Int. Peat J. 7: 20–28.<br />
SUDNIK-WÓJCIKOWSKA B. 2011. Rośliny synantropijne. Ser. Flora Polski. Oficyna Wydawnicza<br />
Multico.<br />
ZAJĄC E. 2003. Proces samoregeneracji terenów poeksploatacyjnych na torfowiskach<br />
w Kotlinie Orawsko-Nowotarskiej. Praca doktorska AR Kraków (maszynopis).<br />
558
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Sławomir Klatka*, Krzysztof Boroń*, Marek Ryczek*<br />
WPŁYW DEGRADACJI HYDROLOGICZNEJ GLEB NA TERENACH<br />
POEKSPLOATACYJNYCH GÓRNICTWA WĘGLA KAMIENNEGO<br />
NA TREŚĆ MAP GLEBOWO-ROLNICZYCH<br />
INFLUENCE OF SOIL HYDROLOGICAL DEGRADATION ON STONE<br />
COAL MINE EXPLOITATION AREAS ON SOIL MAPS CONTENT<br />
Słowa kluczowe: mapy glebowo-rolnicze, klasyfikacja bonitacyjna gleb, degradacja hydrologiczna<br />
gleb.<br />
Key words: soils map, soil quality classes, hydrologic degradation of soils.<br />
Processes taking place within orogen and on ground surface, caused by underground stone<br />
coal exploitation lead directly to ground settlement, hydrologic degradation and change of<br />
soil quality. Soil quality classification carried out in previous years and soil maps worked<br />
out on this basis do not reflect real state. This is caused by soil degradation. The attempt<br />
to evaluate the influence of hydrologic degradation of stone coal exploitation on soil map<br />
content in Żarki was undertaken in the work. Obtained results allow to state that hydrologic<br />
degradation of soils leads to change of soil quality classes and soil agricultural usefulness<br />
complexes. The proposed method for evaluation of soils on coal mine exploitation areas can<br />
be used for real classification.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Podstawową formą degradacji terenu spowodowaną podziemną eksploatacją węgla<br />
kamiennego są osiadania powierzchni. Prowadzą one do zmiany odległości pomiędzy powierzchnią<br />
terenu i zwierciadłem wody gruntowej (zawodnienia wodogruntowe) i w efekcie<br />
do zmian typów gospodarki wodnej gleb. Podniesienie zwierciadła wody gruntowej na<br />
polach uprawnych może powodować wzrost produkcji rolnej, częściej jednak w takim wy-<br />
* Dr inż. Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek – Katedra Rekultywacji Gleb<br />
i <strong>Ochrony</strong> Torfowisk, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie; al. Mickiewicza 24/28,<br />
30-059 Kraków; e-mail: rmklatka@cyf-kr.edu.pl<br />
559
Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek<br />
padku występuje degradacja gleb [Boroń i Klatka 1997, 1999, Strzyszcz 1995]. Konsekwencją<br />
zaburzenia układu stosunków wodnych w glebach jest modyfikacja budowy gleb,<br />
cech morfologicznych i właściwości, a tym samym pierwotnej bonitacji i wartości użytkowej.<br />
Ocena jakości i przydatności rolniczej gleb na terenach działalności eksploatacyjnej<br />
górnictwa węgla kamiennego musi więc uwzględniać właściwości gleb nabyte w wyniku<br />
procesów glebotwórczych oraz zmodyfikowane w wyniku degradacji hydrologicznej [Klatka<br />
i in. 2004b].<br />
Przeprowadzona w Polsce w latach 70-tych ubiegłego stulecia powszechna klasyfikacja<br />
bonitacyjna gleb [Strzemski i in. 1973] oraz wykreślone na jej podstawie mapy glebowo-<br />
-rolnicze na terenach pogórniczych niejednokrotnie nie odzwierciedlają stanu aktualnego.<br />
Ze względu na wyznaczanie wymiaru podatku gruntowego, wyceny wartości oraz waloryzację<br />
czy rekultywację aktualizacja treści tych map jest zagadnieniem bardzo ważnym.<br />
Celem pracy była próba oceny wpływu degradacji hydrologicznej gleb na obszarze eksploatacyjnym<br />
Kopalni Węgla Kamiennego „Janina” w Libiążu na treść mapy glebowo-rolniczej<br />
w miejscowości Żarki.<br />
2. Metodyka badań<br />
Badania prowadzono na powierzchni 9,77 ha, położonej w rejonie ulic Kadetów<br />
i Pstrowskiego w miejscowości Żarki. Obszar ten podlega silnej antropopresji górniczej, wywieranej<br />
przez Kopalnię Węgla Kamiennego „Janina” w Libiążu. Na przestrzeni lat wystąpiły<br />
tutaj znaczne osiadania powierzchni, co w konsekwencji doprowadziło do zmiany warunków<br />
wodno-gruntowych, zawodnienia gleb i powstania bezodpływowej niecki. Aktualnie<br />
gleby w sąsiedztwie zalewiska podlegają znacznej degradacji hydrologicznej i stopniowemu<br />
obniżaniu jakości i przydatności rolniczej. Ocenę wpływu oddziaływania Kopalni na aktualny<br />
układu stosunków wodnych gleb badanego terenu przeprowadzono opierając się na<br />
klasyfikacji wprowadzonej przez Skawinę i Trafas [1972]. W klasyfikacji tej wyróżnia się trzy<br />
podstawowe typy gospodarki wodnej:<br />
1) gospodarkę gruntowo-wodną (GW),<br />
2) gospodarkę opadowo-gruntowo-wodną (OGW),<br />
3) gospodarkę opadowo-retencyjną (OR),<br />
a także ich odmiany.<br />
Jako kryterium wydzielenia typów gospodarki wodnej gleb przyjmuje się położenie<br />
zwierciadła wody gruntowej w stosunku do strefy korzenienia się roślin, z uwzględnieniem<br />
sezonowych wahań oraz podsiąku kapilarnego.<br />
Pełną ocenę oddziaływania KWK „Janina” na aktualny układu stosunków wodnych gleb<br />
badanego terenu zamieszczono w pracy Klatki i in. [2004a]. W tej pracy przedstawiono wyniki<br />
badań terenowych i laboratoryjnych, wyznaczone aktualne typy gospodarki wodnej gleb<br />
badanego terenu oraz wykreślone mapy gospodarki wodnej gleb.<br />
560
Wpływ degradacji hydrologicznej gleb na terenach poeksploatacyjnych górnictwa...<br />
Aktualny stopień degradacji hydrologicznej badanych gleb wyznaczono opierając się na następującej<br />
formułe zaproponowanej przez Trafas [Eckes i Żuławski 1985] dla gleb zawadnianych:<br />
(1).<br />
gdzie:<br />
U – procentowe zmniejenie zdolności produkcyjnej gleby [%],<br />
A – współczynnik uzależniony od zakresu zmiany gospodarki wodnej gleby,<br />
B – wskaźnik uzależniony od warunków klimatycznych,<br />
C – wskaźnik uzależniony od wielkości powierzchni uszkodzonej,<br />
D – wskaźnik uzależniony od stopnia trudności realizacji melioracji odwadniających.<br />
Wykonane obliczenia pozwoliły na wykreślenie mapy uszkodzeń hydrologicznych (rys. 1).<br />
Rys. 1. Mapa uszkodzeń hydrologicznych badanych gleb<br />
Fig. 1. Map of hydrologic damages of investigated soils<br />
Ocenę zmian w bonitacji i przydatności rolniczej gleb przeprowadzono metodą analizy<br />
porównawczej i na podstawie tabeli klas gruntów [1963]. Polegała ona na nałożeniu na siebie<br />
wcześniej zdygitalizowanych map sytuacyjno-wysokościowych, map gospodarki wodnej<br />
gleb, mapy uszkodzeń hydrologicznych gleb oraz mapy glebowo-rolniczej (rys. 2). Wyniki<br />
zamieszczono w tabeli 1.<br />
Wszystkie prace kartograficzne wykonano przy wykorzystaniu nowoczesnych technik<br />
komputerowych oraz specjalistycznego oprogramowania.<br />
561
Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek<br />
Tabela 1. Pierwotna i aktualna klasyfikacja bonitacyjna badanych gleb<br />
Table 1. Primary and actual soil quality classification of investigated soils<br />
Uszkodzenie<br />
hydrologiczne<br />
gleb, %<br />
Powierzchnia<br />
uszkodzeń,<br />
ha<br />
0–20 2,65<br />
20–40 2,31<br />
40–60 0,97<br />
60–80 0,87<br />
Nr konturu<br />
187<br />
188<br />
186<br />
187<br />
188<br />
184<br />
185<br />
188<br />
184<br />
185<br />
Kompleks<br />
przydatności<br />
rolniczej<br />
5<br />
6<br />
5<br />
5<br />
6<br />
3z<br />
3z<br />
6<br />
3z<br />
3z<br />
Klasa<br />
bonitacyjna<br />
RIVb<br />
RV<br />
RIVa<br />
RIVb<br />
RV<br />
PsIV<br />
ŁIV<br />
RV<br />
PsIV<br />
ŁIV<br />
Aktualna klasa<br />
bonitacyjna<br />
RIVb<br />
RV<br />
RIVb<br />
RV<br />
RVI<br />
PsV<br />
PsV<br />
PsV<br />
Ps VI<br />
Ps VI<br />
80–100 2,97 184 3z PsIV nieużytek<br />
3. Wyniki badań<br />
Na podstawie mapy glebowo-rolniczej (rys. 2) stwierdzono, że przed wystąpieniem degradacji<br />
na badanym obszarze występowały gleby zaliczane do IVa, IVb i V klasy bonitacyjnej<br />
gruntów ornych oraz do IV klasy bonitacyjnej gruntów pod trwałymi użytkami zielonymi.<br />
Według Systematyki Gleb Polski [1989] gleby te należą do działu IV gleb hydrogenicznych,<br />
rządu IVB gleby pobagienne. W składzie granulometrycznym badanych gleb występuje piasek<br />
luźny, piasek gliniasty mocny oraz piasek słabogliniasty [Klatka i in. 2004a]. Jest to materiał<br />
tworzący poziomy o bardzo dużej przepuszczalności i o małej retencji wodnej, podatny<br />
na występowanie zawodnień wodogruntowych.<br />
Rys 2. Fragment mapy glebowo-rolniczej badanego teren<br />
Fig. 2. Fragment of soil map of investigated area<br />
562
Wpływ degradacji hydrologicznej gleb na terenach poeksploatacyjnych górnictwa...<br />
Wyznaczone uszkodzenia hydrologiczne gleb, wykreślona na ich podstawie mapa oraz<br />
analiza badań wcześniejszych [Klatka i in. 2004a] pozwoliły na weryfikację treści mapy glebowo-rolniczej<br />
w rozpatrywanych konturach. Hydrologiczne uszkodzenia gleb w przedziale<br />
do 20% wystąpiły na powierzchni 2,65 ha i spowodowały pogorszenie warunków wegetacji,<br />
zwłaszcza w latach ze zwiększoną liczbą opadów atmosferycznych. Uszkodzenia<br />
te objęły głównie grunty orne i doprowadziły do degradacji w obrębie tej samej klasy bonitacyjnej.<br />
Wystąpiła również tendencja do zmian użytkowania, a tym samym zmiana na<br />
kompleks zbożowo-pastewny słaby. Uszkodzenia w 20–40 procentach objęły powierzchnię<br />
2,31 ha. Ich konsekwencją było zmniejszenie bonitacji o jedną klasę oraz zmiany kompleksów<br />
przydatności rolniczej z suchych odmian kompleksów zbożowo-pastewnych na<br />
kompleksy wilgotniejsze.<br />
Wyrazem uszkodzeń hydrologicznych gleb dotyczących 40–60% powierzchni badanej<br />
(0,97 ha) była degradacja i opanowanie użytków zielonych (kontur 184, 185) przez roślinność<br />
mało wartościową (turzyce, chwasty) oraz ograniczenie użytkowania pastwiskowego<br />
na rzecz łąkowego. Wystąpiło również stopniowe przekształcenie łąkowych siedlisk grądowych<br />
i łęgowych na bagienne. Aktualnie w części konturu <strong>nr</strong> 186, 187 i 188 mamy do czynienia<br />
z obniżeniem klasy bonitacyjnej użytków rolnych z IVa i IVb do klasy V, natomiast klas<br />
bonitacyjnych użytków zielonych (kontur 184, 185) obniżenie z klasy IV do V. W przyszłości<br />
na tym obszarze w razie braku zabiegów melioracyjnych możliwe będzie obniżenie klasy<br />
bonitacyjnej gleb nawet do klasy VI.<br />
Uszkodzenia hydrologiczne w 60–80 procentach ujawniły się na powierzchni 0,87 ha.<br />
Na tym terenie nastąpiła intensywna ekspansja roślinności hydrofilnej, która wypiera wartościowe<br />
trawy szczególnie w konturze 185 – łąka klasy IV.<br />
W wyniku niekorzystnych warunków gruntowo-wodnych wystąpiła degradacja użytków<br />
zielonych do klasy VI. Uszkodzenia w ponad 80 procentach powstały na części konturu 184,<br />
o powierzchni 2,97 ha. Stanowią one największą obszarowo grupę uszkodzeń hydrologicznych<br />
i doprowadziły do całkowitej degradacji gleb i powstania nieużytku. W latach kolejnych<br />
stopniowe powiększanie się obszaru powstałego zalewiska będzie powodować na tym terenie<br />
całkowitą eliminację gleb z rolniczego użytkowania.<br />
Analiza uzyskanych wyników wskazuje, że uszkodzenia hydrologiczne gleb spowodowały<br />
pogorszenie warunków wegetacji roślin, zmiany podstawowej przydatności uprawowej<br />
gleb oraz w niektórych wypadkach zmianę klasy bonitacyjnej i kierunku użytkowania. Zbliżone<br />
wyniki uzyskano również w odniesieniu do terenu eksploatacyjnego KWK „Szczygłowice”<br />
w Knurowie [Klatka i in 2004b]<br />
4. Wnioski<br />
1. Badany teren podlega wpływom podziemnej eksploatacji węgla kamiennego prowadzonej<br />
przez KWK „Janina” w Libiążu. Na przestrzeni lat geomechaniczne przekształcenia<br />
563
Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Marek Ryczek<br />
powierzchni (osiadania) doprowadziły do powstania bezodpływowej niecki i globalnego<br />
podniesienia zwierciadła wody gruntowej oraz zawodnienia wodno-gruntowego gleb.<br />
2. Degradacja hydrologiczna gleb spowodowana zmianą położenia zwierciadła wody<br />
gruntowej w stosunku do powierzchni terenu i strefy korzenienia się roślin spowodowała<br />
obniżenie jakości i przydatności rolniczej gleb. Bezpośrednim efektem tych zjawisk<br />
jest pogorszenie warunków wegetacji roślin, zmiany podstawowej przydatności uprawowej<br />
gleb, tendencje do zmiany w kierunku słabszych kompleksów przydatności rolniczej,<br />
a na niektórych użytkach zmiana klas bonitacyjnych gleb i kierunków użytkowania.<br />
3. Na terenach pogórniczych aktualna klasyfikacja bonitacyjna może odbiegać od przeprowadzonej<br />
w latach wcześniejszych. Wynika to głównie ze zmian właściwości gleb<br />
oraz stosunków wodnych spowodowanych nasilającymi się w czasie i zmiennymi czynnikami<br />
antropopresyjnymi. Na obszarach takich należy zatem stosować metody oceny<br />
jakości i przydatności rolniczej gleb uwzględniające np. zmianę stosunków wodnych<br />
gleb czy też zmianę rzeźby terenu. Zastosowanie tych metod ma istotne znaczenie<br />
w opracowaniu realnej klasyfikacji bonitacyjnej gleb i jest nieodzownym źródłem informacji<br />
o warunkach glebowo-rolniczych w procesie rekultywacji.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
BOROŃ K. KLATKA S. 1997. Use of the soil productivity index for evaluation of soils converted<br />
as result of coal mining. W: 2 nd International Green Symposium on Geotechnics<br />
and the Environment. September 1997. Kraków, Poland. Edited by R.W. Sarsby.<br />
Balkema. London: 22–31.<br />
BOROŃ K., KLATKA S. 1999. Evaluation of farmland degradation induced by coal mine activity.<br />
10 th International Soli Conference, May 23–28, 1999, Purdue University, USA:<br />
118–121.<br />
ECKES T., ŻUŁAWSKI CZ. 1985. Sozologia dla geodetów. Skrypt AGH <strong>nr</strong> 988: 113–143.<br />
KLATKA S., BOROŃ K., BĘBENEK A. 2004. Wpływ Kopalni Węgla Kamiennego „Janina”<br />
w Libiążu na gospodarkę wodną gleb obszaru eksploatacyjnego. Materiały Sesji Naukowej<br />
"Zastosowanie Odpadów Przemysłowych i Goesyntetyków w Budownictwie<br />
Ziemnym" AR Kraków: 259–264.<br />
KLATKA S., BOROŃ K., LIPKA K., MALEC M. 2004. Wpływ górnictwa węgla kamiennego<br />
na zmiany treści map glebowo-rolniczych obszarów eksploatacyjnych. Zeszyty Naukowe<br />
Uniwersytet Zielonogórski <strong>nr</strong> 131, Inżynieria Środowiska 12: 165–171.<br />
Komentarz do tabeli gruntów w zakresie bonitacji gleb gruntów ornych. 1963. Ministerstwo<br />
Rolnictwa. Warszawa.<br />
SKAWINA T., TAFAS M. 1972. Zawodnienie gleb na terenach osiadań górniczych. Materiały<br />
XIX Ogólnopolskiego Zjazdu Naukowego PTG, <strong>Ochrona</strong> Środowiska Glebowego,<br />
IUNG Puławy: 38–46.<br />
564
Wpływ degradacji hydrologicznej gleb na terenach poeksploatacyjnych górnictwa...<br />
STRZYSZCZ Z. 1995. Przekształcenia geomechaniczne, hydrologiczne i chemiczne pokrywy<br />
glebowej w województwie katowickim. Zesz. Probl. Postępów Nauk Rolniczych 418.<br />
STRZEMSKI M., SIUTA J., WITEK T. 1973. Przydatność rolnicza gleb Polski. Państwowe<br />
Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa.<br />
565
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Mirosław Wyszkowski*, Maja Radziemska*<br />
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane<br />
właściwości gleby zanieczyszczonej chromem<br />
trój- i sześciowartościowym<br />
EFFECT OF COMPOST, ZEOLITE AND CALCIUM OXIDE ON SOME<br />
PROPERTIES OF SOIL CONTAMINATED WITH TRI- AND HEXAVALENT<br />
CHROMIUM<br />
Słowa kluczowe: chrom (III), chrom (VI), kompost, zeolit, tlenek wapnia, właściwości gleby.<br />
Key words: chromium (III), chromium (VI), compost, zeolite, calcium oxide, soil properties.<br />
The purpose of this study has been to determine the influence of compost, zeolite and<br />
calcium oxide added to soil contaminated with chromium (III) and chromium (VI) in the<br />
doses of: 0, 25, 50, 100 and 150 mg Cr/kg d.m. on the soil’s acidity and sorption parameters.<br />
The application of compost, zeolite or calcium oxide had a significant effect<br />
on the pH, hydrolytic acidity and sorption parameters of soil polluted with chromium<br />
(III) or (VI).<br />
The application of trivalent chromium caused an increase in the soil’s reaction but depressed<br />
its total exchange bases, cation exchange capacity and base cation saturation.<br />
Soil with hexavalent chromium had a higher reaction but lower hydrolytic acidity,<br />
total exchange bases and cation exchange capacity.<br />
The addition of calcium oxide to soil raised the value of pH but decreased the hydrolytic<br />
acidity in the treatments with tri- and hexavalent chromium; it also lowered the total<br />
exchange bases and cation exchange capacity in the soil contaminated with chromium<br />
(VI). Zeolite and CaO had a positive influence on the total exchange bases,<br />
cation exchange capacity and base cation saturation, but only in the treatments with<br />
chromium (III).<br />
* Prof. dr hab. Mirosław Wyszkowski, dr inż. Maja Radziemska – Katedra Chemii Środowiska,<br />
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, pl. Łódzki 4, 10-727 Olsztyn; tel.: 89 523 33 02;<br />
e-mail: miroslaw.wyszkowski@uwm.edu.pl<br />
566
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane właściwości gleby zanieczyszczonej...<br />
1. Wprowadzenie<br />
Metale ciężkie bardzo powoli migrują w głąb profilu glebowego, w związku z czym należą<br />
do najbardziej trwałych zanieczyszczeń – obecne w środowisku powodują biologiczną<br />
degradację gleby, a pobrane przez rośliny mogą być włączone w łańcuch pokarmowy<br />
[Kabata-Pendias i in. 1993]. Jednym z tych metali jest chrom [Lautenschläger i in. 2007].<br />
Najbardziej rozpowszechnione w środowisku naturalnym są związki chromu na +3 i +6<br />
stopniu utlenienia, które różnią się między sobą właściwościami chemicznymi oraz reaktywnością<br />
chemiczną i biologiczną [Shupack 1991, Leita i in. 2009]. Pierwotnym źródłem chromu<br />
w glebie jest skała macierzysta, ale znaczne ilości tego pierwiastka trafiają do niej ze źródeł<br />
antropogenicznych. Znaczne ilości chromu są wprowadzane do gleby również z nawozami<br />
oraz z innymi materiałami odpadowymi, wykorzystywanymi w nawożeniu. Zawierają<br />
one chrom w zmiennych ilościach, np. nawozy fosforowe – od 6 do 190 mg Cr/kg [Górecki<br />
1990, Kabata-Pendias, Pendias 1999], a nawozy wapniowe – od ilości śladowych do 350<br />
mg Cr/kg [Fotyma 1991]. Zachodzi zatem potrzeba ograniczenia wpływu chromu na gleby<br />
i rośliny, np. przez aplikację różnych substancji [Wyszkowski, Radziemska 2009a, 2009b,<br />
2010, Wyszkowski, Ziółkowska 2007, 2008, 2009, 2011].<br />
Celem niniejszych badań było określenie wpływu dodatku kompostu, zeolitu i tlenku<br />
wapnia wprowadzonych do gleby zanieczyszczonej Cr (III) i Cr (VI) na kwasowość i inne<br />
wybrane właściwości gleby.<br />
2. Materiały i metody badań<br />
Prezentowane wyniki pochodzą z doświadczenia wazonowego przeprowadzonego<br />
w hali wegetacyjnej Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. Przedmiotem badań<br />
było określenie wartości odczynu (pH), kwasowości hydrolitycznej i właściwości sorpcyjnych<br />
gleby zanieczyszczonej chromem trój- i sześciowartościowym. Wykorzystaną w doświadczeniu<br />
glebę o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego charakteryzowały<br />
następujące właściwości: pH KCl<br />
– 5,0, kwasowość hydrolityczna (Hh) – 26,6 mmol(H<br />
+ )/kg gleby, suma wymiennych kationów zasadowych (S) – 100,0 mmol/kg, pojemność<br />
wymienna kationów (T) – 126,6 mmol/kg, wysycenie kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi<br />
(V) – 79,0%, zawartość C org<br />
– 7,87 g/kg, zawartość przyswajalnych: fosforu –<br />
90,2 mg/kg, potasu – 37,9 mg/kg i magnezu – 77,0 mg/kg. W warunkach naturalnych była<br />
to gleba o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego (zawierająca frakcje w mm:<br />
Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />
cych ilościach w mg/kg gleby: N – 110 [CO(NH 2<br />
) 2<br />
+ (NH 4<br />
) 6<br />
Mo 7<br />
O 24 · 4H 2<br />
O + (NH 4<br />
) 2<br />
HPO 4<br />
], P<br />
– 50 [(NH 4<br />
) 2<br />
HPO 4<br />
]; K – 110 [KCl + KCr(SO 4<br />
) . 2<br />
12H 2<br />
O + K 2<br />
Cr 2<br />
O 7<br />
], Mg – 50 [MgSO 4<br />
· 7H 2<br />
O],<br />
Mn – 5 [MnCl 2<br />
· 4H 2<br />
O], Mo – 5 [(NH 4<br />
) 6<br />
Mo 7<br />
O 24 · 4H 2<br />
O], B – 0,33 [H 3<br />
BO 3<br />
], a także jako dodatki<br />
kompost i zeolit w ilości 3% w stosunku do masy gleby oraz tlenek wapnia w ilości równoważnej<br />
1 kwasowości hydrolitycznej (Hh).<br />
Rośliną uprawną był owies (Avena sativa L.) odmiany Kasztan, w obsadzie 25 roślin<br />
w wazonie. W czasie wegetacji utrzymywano stałą wilgotność na poziomie 60% kapilarnej<br />
pojemności wodnej. Zbiór części nadziemnych (słomy i ziarna) oraz podziemnych (korzeni)<br />
wykonano w fazie dojrzałości pełnej.<br />
Glebę poddano analizie chemicznej, oznaczając: odczyn (pH) gleby – metodą potencjometryczną<br />
w wodnym roztworze KCl o stężeniu 1 mol/dm 3 , kwasowość hydrolityczną<br />
(Hh) i sumę wymiennych kationów zasadowych (S) – metodą Kappena [Lityński i in. 1976].<br />
Na podstawie kwasowości hydrolitycznej (Hh) i sumy wymiennych kationów zasadowych<br />
(S) obliczono całkowitą pojemność wymienną gleby (T) i stopień wysycenia gleby kationami<br />
zasadowymi (V) według następujących wzorów: T = S + Hh; V = S/T · 100. Otrzymane<br />
wyniki badań poddano analizie wariancji trójczynnikowej ANOVA programem STATISTI-<br />
CA [2008].<br />
3. Omówienie i dyskusja wyników<br />
Parametrami, które kształtują i regulują procesy wymywania z gleby substancji chemicznych,<br />
takich jak składniki pokarmowe, jest zawartość kationów zasadowych oraz właściwości<br />
sorpcyjne [Hartmann i in. 1998]. Obecne w glebach metale ciężkie są wymiennie<br />
sorbowane przez kompleks sorpcyjny gleby, mogą również ulegać wytrąceniu w postaci<br />
związków nierozpuszczalnych, co może prowadzić do zmniejszenia zawartości ich wolnych<br />
form [Łabętowicz, Rutkowska 2001]. W prezentowanych badaniach na wartość odczynu,<br />
kwasowość hydrolityczną i właściwości sorpcyjne gleby, na której uprawiano owies,<br />
miały wpływ zarówno rodzaj, jak i dawka zanieczyszczenia oraz użyty kompost, zeolit i tlenek<br />
wapnia (tab.1–2). Odczyn jako jeden z głównych czynników wpływających na formę,<br />
w jakiej metale ciężkie występują w środowisku glebowym, decyduje o ich dostępności dla<br />
roślin.<br />
Zwiększenie zawartości dostępnych form metali ciężkich w roztworze glebowym występuje<br />
w razie zmiany odczynu gleby do lekko kwaśnego i kwaśnego [Gębski 1998]. Wyższe<br />
wartości pH gleby w obiektach bez dodatków neutralizujących, charakteryzowały glebę<br />
zanieczyszczoną chromem sześciowartościowym (tab.1). W glebie tej zaobserwowano istnienie<br />
dodatniej korelacji (r = 0,947) między wartością pH a wzrastającym zanieczyszczeniem<br />
gleby chromem. Odwrotna zależność wystąpiła w przypadku chromu trójwartościowego<br />
– (III), gdzie dawka 150 mg/kg gleby spowodowała obniżenie wartości pH (r = -0,596),<br />
jakkolwiek dawki mniejsze sprzyjały niewielkiemu wzrostowi wartości pH gleby.<br />
568
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane właściwości gleby zanieczyszczonej...<br />
Tabela 1. pH i kwasowość hydrolityczna gleby<br />
Table 1. pH and hydrolitic acidity of soil<br />
Rodzaj zanieczyszczenia<br />
chrom (III)<br />
chrom (VI)<br />
Dawka chromu<br />
w mg/kg gleby<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
zeolit<br />
rodzaj substancji łagodzącej działanie chromu<br />
CaO<br />
średnia<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
zeolit<br />
CaO<br />
średnia<br />
pH KCl<br />
0 4,39 4,88 4,53 6,61 – 4,39 4,88 4,53 6,61 –<br />
25 4,70 5,01 4,<strong>49</strong> 6,92 – 4,91 5,30 4,94 7,09 –<br />
50 4,64 5,07 4,53 6,20 – 5,02 5,30 5,01 7,02 –<br />
100 4,50 4,73 4,27 5,90 – 5,57 5,74 5,45 7,17 –<br />
150 4,19 4,41 4,20 6,19 – 5,64 5,90 6,03 7,47 –<br />
r -0,596 -0,838 ** -0,940 ** -0,692 * – 0,947 ** 0,963 ** 0,990 ** 0,902 ** –<br />
kwasowość hydrolityczna w mmol(H + )/kg s.m.<br />
0 24,1 24,8 25,3 15,5 22,4 24,1 24,8 25,3 15,5 22,4<br />
25 23,7 23,7 25,6 17,5 22,6 24,8 23,6 27,1 14,3 22,5<br />
50 23,6 24,2 26,7 18,5 23,3 21,3 21,8 22,7 14,2 20,0<br />
100 24,5 26,3 26,9 20,9 24,7 19,3 19,5 20,2 17,4 19,1<br />
150 26,8 30,2 27,2 21,5 26,4 17,9 19,5 16,1 12,5 16,5<br />
Średnia 24,5 25,8 26,3 18,7 23,8 21,4 21,8 22,2 14,7 20,1<br />
r 0,848** 0,896** 0,915** 0,964** 0,988** -0,9<strong>49</strong>** -0,943** -0,952** -0,270 -0,973**<br />
NIR a – 0,79**, b – n. i., c – 1,11**, a . b – 1,76**, a . c – n. i., b . c – 2,<strong>49</strong>, a . b . c – n. i.<br />
Objaśnienia:<br />
– nie obliczana; NIR dla: a – rodzaju zanieczyszczenia, b – dawki chromu, c – rodzaju substancji<br />
łagodzącej; NIR dla wspóldziałania: a . b (a – rodzaju zanieczyszczenia z b – dawką chromu), a . c (a –<br />
rodzaju zanieczyszczenia z c – rodzajem substancji łagodzącej), b . c (b – dawki chromu z c – rodzajem<br />
substancji łagodzącej), a . b . c (a – rodzaju zanieczyszczenia z b – dawką chromu i c – rodzajem<br />
substancji łagodzącej); n.i. – różnice nieistotne, ** – istotne dla p=0,01, * – istotne dla p=0,05; r – współczynnik<br />
korelacji.<br />
Wskaźnikiem zakwaszenia gleb jest także wartość kwasowości hydrolitycznej [Andrzejewski<br />
1993]. Na tę wartość w badaniach własnych wpływała dawka i forma chromu oraz<br />
569
Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />
użyte substancje łagodzące: kompost, zeolit i tlenek wapnia (tab.1). W serii bez aplikacji substancji<br />
neutralizujących większe średnie wartości kwasowości hydrolitycznej gleb po zbiorze<br />
roślin charakteryzowały obiekty z chromem trójwartościowym – Cr (III). Na kwasowość hydrolityczną<br />
gleb po zbiorze owsa, w serii bez dodatków neutralizujących, istotnie, choć w nieukierunkowany<br />
sposób, wpływała wysokość dawki Cr (III). W serii tej dawka 150 mg Cr (III)/<br />
kg gleby spowodowała zwiększenie wartości kwasowości hydrolitycznej o 11% (r = 0,848).<br />
Odwrotne zależności stwierdzono w obiektach zanieczyszczonych chromem sześciowartościowym<br />
– Cr (VI), ponieważ największa jego dawka wywołała obniżenie kwasowości hydrolitycznej<br />
w glebie o 26% (r = -0,9<strong>49</strong>).<br />
W serii bez dodatków w glebie, na której uprawiano owies, obiekty z chromem sześciowartościowym<br />
charakteryzowała odpowiednio o 24% i 15% większa średnia wartość<br />
sumy wymiennych kationów zasadowych (S) oraz całkowitej pojemności wymiennej<br />
gleb (T) niż wazony z chromem trójwartościowym (tab. 2). W serii bez dodatków<br />
neutralizujących chrom trójwartościowy spowodował sukcesywne zmniejszenie sumy<br />
wymiennych kationów zasadowych i całkowitej pojemności wymiennej w miarę wzrostu<br />
zanieczyszczenia gleby. W serii tej najwyższa dawka Cr (III) –150 mg/kg gleby – zmniejszyła<br />
odpowiednio o 35% (r = -0,8<strong>49</strong>) i 27% (r = -0,807) wartość omawianych wskaźników,<br />
w porównaniu do wartości tych wskaźników w obiekcie kontrolnym (bez zanieczyszczenia).<br />
Podobny rezultat zanotowano w serii z chromem sześciowartościowym<br />
pod wpływem jego najwyższej dawki, jednakże w tym wypadku mniejsze dawki sprzyjały<br />
zwiększeniu zarówno sumy wymiennych kationów zasadowych, jak i całkowitej pojemności<br />
wymiennej gleby. W serii bez dodatków neutralizujących stopień wysycenia kationami<br />
zasadowymi gleby po zbiorze owsa w obiektach zanieczyszczonych Cr (VI) nie<br />
ulegał znaczącym zmianom. W analogicznej serii w obiektach z chromem trójwartościowym<br />
wystąpiła ujemna korelacja (r = -0,969) między zwiększającym się zanieczyszczeniem<br />
gleby Cr (III) a stopniem jej wysycenia kationami zasadowymi. Wartość omawianego<br />
parametru uległa zmniejszeniu o 9% w porównaniu do obiektu kontrolnego (bez<br />
zanieczyszczenia).<br />
Dodane w celu neutralizacji zanieczyszczenia gleby chromem (III) i chromem (VI)<br />
substancje w sposób istotny modyfikowały jej właściwości (tab.1). W przeprowadzonym<br />
doświadczeniu wazonowym kompost i szczególnie tlenek wapnia w glebie z aplikacją<br />
Cr (III) przyczyniały się do zwiększenia pH gleby, w porównaniu do pH w serii bez dodatków.<br />
Podobny, lecz znacznie większy wpływ zaobserwowano w kombinacjach z chromem<br />
Cr (VI). W badaniach własnych w obiektach z chromem (III) i chromem (VI) tlenek<br />
wapnia najskuteczniej wpływał na zmniejszenie kwasowości hydrolitycznej gleby, na której<br />
uprawiano owies, w porównaniu do obiektów, w których nie zastosowano substancji neutralizujących.<br />
570
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane właściwości gleby zanieczyszczonej...<br />
Tabela 2. Suma wymiennych kationów zasadowych (S), całkowita pojemność wymienna (T)<br />
i stopień wysycenia gleby kationami zasadowymi (V)<br />
Table 2. Exchangeable base cations (EBC), cation exchange capacity (CEC) and base saturation<br />
(BS) in soil<br />
Rodzaj zanieczyszczenia<br />
chrom (III)<br />
chrom (VI)<br />
Dawka chromu<br />
w mg/kg gleby<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
zeolit<br />
Rodzaj substancji łagodzącej działanie chromu<br />
CaO<br />
średnia<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
zeolit<br />
CaO<br />
średnia<br />
suma wymiennych kationów zasadowych w mmol(+)/kg s.m.<br />
0 110,0 94,0 90,0 102,0 99,0 110,0 94,0 94,0 102,0 100,0<br />
25 86,0 76,0 98,0 96,0 89,0 108,0 122,0 122,0 86,0 109,5<br />
50 82,0 82,0 120,0 92,0 94,0 102,0 106,0 106,0 84,0 99,5<br />
100 74,0 86,0 112,0 98,0 92,5 100,0 102,0 102,0 88,0 98,0<br />
150 72,0 62,0 106,0 104,0 86,0 104,0 90,0 90,0 70,0 88,5<br />
Średnia 84,8 80,0 105,2 98,4 92,1 104,8 102,8 102,8 86,0 99,1<br />
r -0,8<strong>49</strong>** -0,727* 0,482 0,365 -0,719* -0,661* -0,453 -0,453 -0,838** -0,790**<br />
NIR a – 1,14**, b – 1,81**, c – 1,61**, a . b – 2,55**, a . c – 2,28**, b . c – 3,61**, a . b . c – 5,11**<br />
całkowita pojemność wymienna w mmol(+)/kg s.m<br />
0 134,1 118,8 115,3 117,5 121,4 134,1 118,8 119,3 117,5 122,4<br />
25 109,7 99,7 123,6 113,5 111,6 132,8 145,6 1<strong>49</strong>,1 100,3 132,0<br />
50 105,6 106,2 146,7 110,5 117,3 123,3 127,8 128,7 98,2 119,5<br />
100 98,5 112,3 138,9 118,9 117,2 119,3 121,5 122,2 105,4 117,1<br />
150 98,8 92,2 133,2 125,5 112,4 122,0 109,5 106,1 82,5 105,0<br />
Średnia 109,3 105,8 131,5 117,1 115,9 126,3 124,6 125,0 100,7 119,2<br />
r -0,807** -0,612* 0,519 0,724* -0,477 -0,830** -0,586 -0,620* -0,794** -0,855**<br />
NIR a – 1,43**, b – 2,27**, c – 2,03**, a . b – 3,21**, a . c – 2,87**, b . c – 4,54**, a . b . c – 6,42**<br />
stopień wysycenia gleby kationami zasadowymi w %<br />
0 82,0 79,2 78,1 86,9 81,5 82,0 79,2 78,8 86,9 81,7<br />
25 78,4 76,2 79,3 84,6 79,6 81,3 83,8 81,8 85,7 83,2<br />
c.d. tab. 2 na str. 572<br />
571
Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />
c.d. tab. 2 ze str. 571<br />
50 77,7 77,3 81,8 83,2 80,0 82,7 83,0 82,4 85,5 83,4<br />
100 75,1 76,6 80,6 82,5 78,7 83,8 83,9 83,5 83,9 83,8<br />
150 72,9 67,3 79,6 82,9 75,7 85,4 82,2 84,8 84,8 84,3<br />
Średnia 77,2 75,3 79,8 84,0 79,1 83,0 82,4 82,2 85,3 83,2<br />
r -0,969** -0,858** 0,329 -0,806** -0,952** 0,951** 0,391 0,923** - 0,802** 0,892**<br />
NIR a – 0,64**, b – 1,01, c – 0,90**, a . b – 1,42**, a . c – 1,27**, b . c – 2,01**, a . b . c – 2,85*<br />
Objaśnienia: jak pod tabelą 1.<br />
Zastosowane w celu neutralizacji zanieczyszczenia gleby związkami chromu tróji<br />
sześciowartościowego (Cr III i Cr VI) dodatki łagodzące: kompost, zeolit i tlenek wapnia,<br />
istotnie modyfikowały sumę wymiennych kationów zasadowych, całkowitą pojemność wymienną<br />
i stopień wysycenia gleby kationami zasadowymi po zbiorze uprawianych roślin<br />
(tab.2). W obiektach z chromem Cr (VI) wszystkie z użytych substancji neutralizujących,<br />
kształtowały ujemnie, ale w małym stopniu, średnią wartość sumy wymiennych kationów<br />
zasadowych w glebie, przy czym szczególnie niekorzystnie oddziaływał dodatek tlenku<br />
wapnia. Dodatnio na zawartość omawianego parametru w glebie z Cr (III) wpływała aplikacja<br />
zeolitu i w mniejszym stopniu tlenku wapnia, w odniesieniu do serii kontrolnej (bez<br />
dodatków). Zastosowanie substancji neutralizujących modyfikowało wartość całkowitej pojemności<br />
wymiennej gleby, przy czym korzystny wpływ na wartość omawianego parametru<br />
miał dodatek zeolitu i kompostu, ale tylko w obiektach z Cr (III). Kompost, zeolit i tlenek<br />
wapnia w obiektach zanieczyszczonych wysokimi dawkami Cr VI działały ujemnie na<br />
średnią wartość pojemności wymiennej gleby. W serii z Cr (III) na średni stopień wysycenia<br />
gleby kationami zasadowymi najkorzystniej wpływał dodatek tlenku wapnia i w mniejszym<br />
stopniu zeolitu.<br />
Zeolity wprowadzane do gleby mogą zwiększyć pojemność sorpcyjną gleby oraz<br />
zmniejszyć ilość fitoprzyswajalnych form metali ciężkich w glebie [Gworek 1992], a wapnowanie<br />
gleby poprawia w istotny sposób jakość próchnicy glebowej [Andrzejewski<br />
1993]. Wprowadzana do gleby substancja organiczna przyczynia się do ograniczenia<br />
ilości dostępnych dla roślin form metali ciężkich [Gawęda 1995]. W badaniach Ruszkowskiej<br />
i in. [1996], Strączyńskiej [1998] i Gondka [2009] wapnowanie spowodowało<br />
istotne zwiększenie wartości pH gleby. Substancja organiczna wprowadzona do gleby<br />
wpływa na siłę, z jaką kwasowość wpływa na rozpuszczalność metali ciężkich w glebie<br />
[Mercik, Kubik 1995]. Chrom jest, w porównaniu z innymi metalami ciężkimi, najsilniej<br />
związany z frakcją organiczną gleby [Karathanasis, Pils 2005]. W badaniach Kwiatkowskiej<br />
i Maciejewskiej [2008] wprowadzenie do gleby substancji organicznej zwiększyło<br />
pojemność sorpcyjną, zawartość kationów zasadowych oraz stopień wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego kationami zasadowymi, zmniejszyło kwasowość hydrolityczną oraz<br />
572
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane właściwości gleby zanieczyszczonej...<br />
zwiększyło pH gleby. Mazur i Sądej [2002] w doświadczeniu z nawożeniem organicznym<br />
zaobserwowali zmniejszenie zakwaszenia badanej gleby. Zmniejszenie kwasowości<br />
hydrolitycznej w doświadczeniu Barana i in. [1998] wystąpiło pod wpływem dodatku<br />
do gleby osadu komunalnego.<br />
4. Wnioski<br />
1. Zanieczyszczenie gleby chromem oraz dodatek kompostu, zeolitu i tlenku wapnia istotnie<br />
wpływały na pH, kwasowość hydrolityczną i właściwości sorpcyjne gleby zanieczyszczonej<br />
chromem trójwartościowym – Cr (III) oraz sześciowartościowym – Cr (VI).<br />
2. Aplikacja chromu trójwartościowego spowodowała zwiększenie odczynu gleby i obniżenie<br />
sumy wymiennych kationów zasadowych, całkowitej pojemności wymiennej<br />
i stopnia wysycenia gleby kationami zasadowymi.<br />
3. W glebie z dodatkiem chromu sześciowartościowego wystąpiło zwiększenie wartości<br />
odczynu gleby i obniżenie kwasowości hydrolitycznej, sumy wymiennych kationów<br />
zasadowych i całkowitej pojemności wymiennej.<br />
4. Dodatek do gleby tlenku wapnia spowodował zwiększenie wartości pH i obniżenie kwasowości<br />
hydrolitycznej w obiektach z chromem trój- i sześciowartościowym oraz sumy<br />
wymiennych kationów zasadowych i całkowitej pojemności wymiennej w glebie z chromem<br />
sześciowartościowym. Zeolit i CaO korzystnie wpłynęły na sumę wymiennych kationów<br />
zasadowych, całkowitą pojemność wymienną i stopień wysycenia gleby kationami<br />
zasadowymi, ale tylko w obiektach z chromem trójwartościowym.<br />
Badania wykonane w ramach projektu MNiSW <strong>nr</strong> N N305 1059 33.<br />
Piśmiennictwo<br />
Andrzejewski M. 1993. Znaczenie próchnicy dla żyzności gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk.<br />
Roln. 411: 11–22.<br />
Baran S., Bielińska J., Wiśniewski J. 1998. Wpływ stosowania niekonwencjonalnych<br />
nawozów wieloskładnikowych na wybrane właściwości gleby lekkiej. Zesz. Nauk. AR<br />
w Szczecinie, Rol. 190(72): 11–20.<br />
Łabętowicz J., Rutkowska B. 2001. Czynniki determinujące stężenie mikroelementów<br />
w roztworze glebowym. Post. Nauk Rol. 6: 75–85.<br />
Fotyma M. 1991. Nawozy, gleba, roślina. IUNG.<br />
Gawęda M. 1995. The effect of organic matter in soil on the lead level in edible parts of lettuce<br />
and carrot. Acta Hort. 379: 221–228.<br />
Gębski M. 1998. Czynniki glebowe oraz nawozowe wpływające na przyswajanie metali<br />
ciężkich przez rośliny. Post. Nauk Rol. 5: 3–16.<br />
573
Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />
Gondek K. 2009. Wpływ nawożenia na zawartość mobilnych form wybranych makroelementów<br />
w glebie oraz ich wymywanie w doświadczeniu wazonowym. Acta Agroph.<br />
13(1): 89–101.<br />
Gworek B. 1992. Wpływ zeolitów na pobieranie kadmu przez rośliny. Arch. Och. Środ.<br />
3-4: 1<strong>49</strong>–156.<br />
Górecki H. 1990. Metale ciężkie w nawozach fosforowych i wieloskładnikowych. Przem.<br />
Chem. 69(1): 5–9.<br />
Hartmann A., Gräsle W., Horn R. 1998. Cation exchange processes in structured<br />
soils at various hydraulic properties. Soil Till. Res. 47: 67–72.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />
Nauk. PWN, Warszawa.<br />
KABATA-PENDIAS A., MOTOWICKA-TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WI-<br />
TEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />
IUNG, Puławy.<br />
Karathanasis A.D., Pils J.R.V. 2005. Solid-phase fractionation of selected trace metals<br />
in some northern Kentucky soils. J. Soil Sediment Contam. 14: 293–308.<br />
Kwiatkowska J., Maciejewska A. 2008. Wpływ rodzajów substancji organicznej na właściwości<br />
fizykochemiczne gleby i zawartość węgla organicznego. Rocz. Gleboz. 59: 128–<br />
133.<br />
Lautenschläger K.H., Schröter W., Wanninger A. 2007. Nowoczesne kompendium<br />
chemii. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa: 540–543.<br />
Leita L., Margon A., Pastrello A., Arcon I., Contin M., Mosseti D. 2009. Soil<br />
humic acids may favour the persistence of hexavalent chromium in soil. Environ. Poll.<br />
157: 1862–1866.<br />
Lityński T., Jurkowska H., Gorlach E. 1976. Analiza chemiczno-rolnicza. Wydawnictwo<br />
PWN: 129–132.<br />
Mazur T., Sądej W. 2002. Porównanie stanu zakwaszenia gleb w wyniku wieloletniego<br />
nawożenia gnojowicą, obornikiem i nawozami mineralnymi. Zesz. Probl. Post. Nauk.<br />
Roln. 482: 375–383.<br />
Mercik S., Kubik I. 1995. Chelatowanie metali ciężkich przez kwasy humusowe oraz<br />
wpływ torfu na pobieranie Zn, Pb, Cd przez rośliny. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 422:<br />
19–30.<br />
Ruszkowska M., Kusio M., Sykut S., Motowiecka-Terelak T. 1996. Zmiany zawartości<br />
pierwiastków śladowych w glebach w warunkach doświadczenia lizymetrycznego.<br />
Roczn. Gleboz. XLVII (1/2): 23–32.<br />
Shupack S.I. 1991. The chemistry of chromium and some resulting analitycal problems.<br />
Environ. Health Perspect. 92: 7–11.<br />
Statistica (data analysis software system), version 8.0. www.statsoft.com. 2008.<br />
StatSoft, Inc<br />
574
Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na wybrane właściwości gleby zanieczyszczonej...<br />
Strączyńska S. 1998. Zmiany odczynu i właściwości sorpcyjnych gleb piaszczystych<br />
pod wpływem wieloletniego nawożenia mineralnego, organicznego i organiczno-mineralnego.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 456: 165–168.<br />
Wyszkowski M., Radziemska M. 2009a. The effect of chromium content in soil on<br />
the concentration of some mineral elements in plants. Fresenius Environ. Bull. 18(7):<br />
1039–1045.<br />
Wyszkowski M., Radziemska M. 2009b. Content of nitrogen compounds in soil polluted<br />
with chromium (III), chromium (VI) after application of compost, bentonite and calcium<br />
oxide. Ecol. Chem. Eng. A 16(8): 1039–1046.<br />
Wyszkowski M., Radziemska M. 2010. The effect of chromium (III) and chromium<br />
(VI) on the yield and content of nitrogen compounds in plants. Journal Toxicol. Environ.<br />
Heal. A 73(17): 1274–1282.<br />
Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2007. Content of organic carbon and mineral components<br />
in soil contaminated with petroleum-derived substances. Proceedings of SECO-<br />
TOX Conference and the International Conference on Environmental Management, Engineering,<br />
Planning and Economics (eds. Kungolos A. et al.) 1: 77–82.<br />
Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2008. Effect of petrol and diesel oil on content of organic<br />
carbon and mineral components in soil. Am.-Eurasian Journal Sustain. Agric. 2<br />
(1): 54–60.<br />
Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2009. Role of compost, bentonite and calcium oxide<br />
in restricting the effect of soil contamination with petrol and diesel oil on plants. Chemosphere<br />
74: 860–865.<br />
WYSZKOWSKI M., ZIÓŁKOWSKA A. 2011. The importance of relieving substances in restricting<br />
the effect of soil contamination with oil derivatives on plants. Fresenius Environ.<br />
Bull. 20(3a): 711–719.<br />
575
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Robert Woźniak*<br />
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska<br />
gruntowo-wodnego na lotniskach wojskowych:<br />
zabezpieczenie, ochrona, minimalizacja skutków<br />
Environmental risk management system for<br />
contaminated soil and groundwater at military airbases<br />
in Poland: security, protection, minimisation of impacts<br />
Słowa kluczowe: tereny zdegradowane, lotnisko wojskowe, zarządzanie ryzykiem.<br />
Key words: degraded areas, military airport, risk management.<br />
An integrated system was developed for environmental risk management at the military airbases,<br />
with special attention to contaminated soil and groundwater. The criteria system and<br />
set of activities required for running such a system was discussed. The activities related to<br />
preparing, adjusting and verifying integrated management programmes were based on the<br />
classical structure of the Deming’s cycle. The control-decision system for reduction/elimination<br />
of risk was demonstrated for groundwater contaminated with oil hydrocarbons that was<br />
applied at selected military airbases in Poland.<br />
1. Wprowadzenie<br />
Lotniska wojskowe ze względu na charakter funkcjonalny stanowią zagrożenie dla środowiska,<br />
zwłaszcza gruntowo-wodnego (g-w) z powodu zanieczyszczenia substancjami ropopochodnymi<br />
(SR).<br />
Pierwsze badania stopnia skażenia środowiska g-w substancjami ropopochodnymi<br />
obiektów wojskowych na terytorium Polski przeprowadzono na zlecenie Państwowej Inspekcji<br />
<strong>Ochrony</strong> Środowiska w latach 1992–1993 na terenach stacjonowania byłej Armii Radzieckiej.<br />
Ich wynikiem było opracowanie „Raportu...”, w którym stwierdzono występowanie szkód<br />
ekologicznych oraz określono udział poszczególnych rodzajów zanieczyszczeń w globalnej<br />
* Płk dr inż. Robert Woźniak – Dowództwo Sił Powietrznych; e-mail: robert.wozniak68@op.pl<br />
576
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego na lotniskach...<br />
wycenie [Kamieński 1994]. Podobne badania przeprowadzono w latach następnych na lotniskach<br />
Wojsk Lotniczych i Obrony Powietrznej (obecnie Sił Powietrznych). Wykazały one,<br />
że zanieczyszczenia koncentrują się głównie wokół takich elementów infrastruktury lotnisk<br />
wojskowych, stanowiących potencjalne ogniska zanieczyszczeń, jak: magazyny materiałów<br />
pędnych i smarów (MPS), płaszczyzny postoju samolotów (PPS), hangary, warsztaty remontowe,<br />
rampy przeładunkowe paliwa, drogi startowe i drogi kołowania [Woźniak 2006].<br />
Przeprowadzone badania pokazały, że zarządzanie tego rodzaju terenami zdegradowanymi<br />
powinno być realizowane w sposób zintegrowany, tzn. z uwzględnieniem powiązań zachodzących<br />
między poszczególnymi elementami środowiska (grunt, woda, powietrze) oraz<br />
gospodarki: sposób wykorzystania terenu lotniska wojskowego, wartość terenu w razie przekazania<br />
go poza resort obrony narodowej, koszty rekultywacji (Malina i in. 2003),<br />
Program rządowy przyjęty przez Radę Ministrów w 2004 r., dotyczący zarządzania terenami<br />
zdegradowanymi, odnosi się przede wszystkim do terenów poprzemysłowych, definiując<br />
je jako: „zdegradowane, nie użytkowane lub nie w pełni wykorzystane tereny przeznaczone<br />
pierwotnie pod działalność gospodarczą, która została zakończona” i nie uwzględnia<br />
terenów wojskowych, a zwłaszcza lotnisk [Program Rządowy… 2004].<br />
Badania stopnia zanieczyszczenia lotnisk wojskowych pokazały, że są to tereny zdegradowane<br />
w stopniu ograniczającym możliwości rozwoju i/lub przywrócenia im funkcji gospodarczych<br />
czy rolnych. W celu przywrócenia im ww. funkcji niezbędne wydaje się opracowanie<br />
i wdrożenie specjalnego programu zarządzania terenami wojskowymi, ze szczególnym<br />
uwzględnieniem lotnisk. Jego realizacja powinna przebiegać w następujących obszarach,<br />
które powinny się wzajemnie uzupełniać: (i) identyfikacja zanieczyszczeń, (ii) inwentaryzacja<br />
ognisk zanieczyszczeń, (iii) ocena przewidywanych zagrożeń, (iv) określenie poziomu<br />
ryzyka zdrowotnego i środowiskowego możliwego do zaakceptowania [Woźniak 2006].<br />
Do realizacji takiego programu niezbędny jest system zarządzania lotniskami wojskowymi,<br />
kompatybilny z rejestrami prowadzonymi przez organy samorządu terytorialnego<br />
(starostowie) lub szczebla rządowego (wojewodowie). W obecnym stanie prawnym<br />
opartym na ustawie – Prawo ochrony środowiska (Dz.U. z 2001 r. Nr 62 poz. 627,<br />
z późn. zm.) odpowiednie organy prowadzą rejestry terenów zdegradowanych oparte<br />
na kryterium zanieczyszczenia gruntów, wyłącznie na obszarach przemysłowych<br />
i rolnych, dla których istnieje władający (art.10 ww. ustawy). Nie uwzględniają one specyfiki<br />
lotnisk wojskowych i dlatego tylko w niewielkim stopniu mogą być wykorzystane w zarządzaniu<br />
nimi. Konieczna jest zatem inwentaryzacja zagrożeń na terenach lotnisk wojskowych<br />
w skali kraju. Na jej podstawie możliwe będzie [Malina i in. 2003]: (i) opracowanie systemu<br />
informacji o terenach zdegradowanych, opartego na bazach danych współdziałających<br />
z systemami informacji geograficznej (GIS), umożliwiających wykorzystanie modelowania<br />
matematycznego, (ii) ustalenie priorytetów i kolejności zadań w zakresie remediacji/rekultywacji,<br />
na podstawie ustalonych uprzednio jednolitych kryteriów oceny ryzyka, a tym samym<br />
na planowanie i realizację efektywnej polityki ochrony powierzchni ziemi na tych terenach.<br />
577
Robert Woźniak<br />
System zarządzania terenami wojskowymi, w tym lotniskami, powinien zawierać informacje<br />
o planowaniu przestrzennym w gminie odnośnie do obszarów przeznaczonych do<br />
rewitalizacji. Efektywne zarządzanie wymaga także wprowadzenia pewnych zmian dotyczących<br />
przede wszystkim zakresu i sposobu prowadzenia badań monitoringowych jakości<br />
gruntu i wody, zasad prowadzenia rejestru lotnisk zanieczyszczonych, uwzględnienia rezygnacji<br />
strony wojskowej z dalszego użytkowania lotniska oraz sposobu dalszego jego wykorzystania<br />
po zakończeniu procesu rekultywacji [Woźniak 2006].<br />
Celem podjętych badań było wskazanie potrzeby stosowania zintegrowanego systemu<br />
zarządzania terenami lotnisk wojskowych, opartego na analizie ryzyka środowiskowego,<br />
szczególnie w zakresie ochrony środowiska g-w, z uwzględnieniem: monitoringu jakości<br />
gruntu i wód podziemnych, sprawozdawczości, informacji dla urzędów, wyników badań naukowych<br />
oraz kryteriów i kolejności działań niezbędnych do realizacji takiego systemu zarządzania.<br />
Opracowany system kontrolno-decyzyjny uwzględniający ww. elementy zarządzania<br />
ryzykiem środowiskowym został zastosowany na wybranych lotniskach wojskowych.<br />
2. Wojskowe regulacje formalnoprawne w zakresie ochrony<br />
środowiska na terenach zanieczyszczonych<br />
Informacje uzyskane w wyniku badań stopnia zanieczyszczenia środowiska g-w na terenach<br />
stacjonowania Wojsk Federacji Rosyjskiej na obszarze Polski przyczyniły się do<br />
opracowania przez stronę wojskową harmonogramu działań remediacyjnych/rekultywacyjnych<br />
na terenach polskich lotnisk wojskowych. Podstawę stanowił Rozkaz Dowódcy Wojsk<br />
Lotniczych i Obrony Powietrznej (WLOP) <strong>nr</strong> 65 z 1995 r. Wytypowano w nim lotniska, na<br />
których należy przeprowadzić badania rozpoznawcze, rekultywacyjne oraz modernizacyjne<br />
elementów infrastruktury [Woźniak 1998]. W wyniku przyjętych we WLOP (obecnie Siły Powietrzne)<br />
rozwiązań formalnoprawnych, pogrupowano lotniska wojskowe w zależności od:<br />
(i) operacyjnego przeznaczenia, (ii) rodzaju statków powietrznych bazujących na danym<br />
lotnisku, (iii) przewidywanego wykorzystania. Następnie, dla poszczególnych grup lotnisk,<br />
przeprowadzono wstępne badania identyfikacyjne stopnia zanieczyszczenia gruntów, powietrza<br />
i wody. Dla siedmiu lotnisk interoperacyjnych (Powidz, Poznań-Krzesiny, Świdwin,<br />
Mirosławiec, Łask, Mińsk Maz., Malbork) przeprowadzono szczegółowe badania identyfikacyjne.<br />
Stwierdzono powszechne zanieczyszczenie środowiska g-w SR, w tym lekkimi<br />
cieczami organicznymi niemieszającymi się z wodą (LNAPL) i zalegającymi na zwierciadle<br />
wód podziemnych jako tzw. wolny produkt. W związku z tym, w pierwszej kolejności przystąpiono<br />
do remediacji zanieczyszczonego środowiska g-w, polegającej przede wszystkim<br />
na sczerpywaniu wolnego produktu z zastosowaniem aktywnych barier ochronnych. Dla<br />
pozostałych lotnisk wykonano badania rozpoznawcze i monitoringowe [Woźniak i in. 2003].<br />
Zainicjowane przez WLOP działania pozwoliły na opracowanie rozporządzenia Ministra<br />
Obrony Narodowej z dnia 26 kwietnia 2004 r. w sprawie określenia organów odpowia-<br />
578
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego na lotniskach...<br />
dających za nadzór nad przestrzeganiem przepisów o ochronie środowiska w jednostkach<br />
wojskowych i innych jednostkach organizacyjnych podporządkowanych Ministrowi Obrony<br />
Narodowej lub przez niego nadzorowanych (Dz.U. z 2004 r. Nr 94, poz. 917) , wydanego na<br />
podstawie art. 385 ust. 1 pkt 1, ust. 2 pkt 2 i 3 oraz ust. 3 ustawy z dnia 27 kwietnia 2001 r.<br />
– Prawo ochrony środowiska (Dz.U. Nr 62, poz. 627, z późn. zm.). Określono w nim:<br />
1) jednostki i komórki organizacyjne podległe lub nadzorowane przez MON, odpowiadające<br />
za nadzór nad przestrzeganiem przepisów o ochronie środowiska w Siłach Zbrojnych<br />
RP oraz ich obowiązki i kompetencje w tym zakresie;<br />
2) zakres odpowiedzialności innych jednostek i komórek niż wymienione w przywołanym<br />
rozporządzeniu, w sprawach organizowania ochrony środowiska w Siłach Zbrojnych;<br />
3) kompetencje dowódców, szefów, kierowników jednostek organizacyjnych Sił Zbrojnych<br />
w zakresie wykonywania zadań wynikających z przepisów o ochronie środowiska;<br />
4) zakres zagadnień o istotnym znaczeniu dla zapewnienia przestrzegania przepisów<br />
o ochronie środowiska, objętych obowiązkiem okresowej sprawozdawczości;<br />
5) kompetencje dowódców, kierowników jednostek wojskowych, dotyczące prowadzenia<br />
prac rekultywacyjnych na terenach zanieczyszczonych oraz modernizacji infrastruktury.<br />
Przepisy, opracowane i wdrożone, najpierw we WLOP, a potem w całych Siłach Zbrojnych<br />
RP, pozwoliły na wprowadzenie systemowych rozwiązań dotyczących zarządzania<br />
ryzykiem środowiskowym terenów wojskowych, opartych na strukturze tzw. koła Deminga,<br />
którego elementami są: (i) planowanie działań, (ii) realizacja planu, (iii) weryfikacja przeprowadzonych<br />
działań oraz (iv) korekta działań. Rozwiązania te stanowią elementy zintegrowanego<br />
systemu zarządzania ryzykiem środowiskowym na terenach użytkowanych przez<br />
jednostki wojskowe, zapewniające uporządkowany proces zarządzania środowiskiem, mający<br />
na celu osiągnięcie ciągłej poprawy jego stanu, w stopniu i zakresie określonym przez<br />
stronę wojskową, z uwzględnieniem ekonomicznych, operacyjnych i społecznych uwarunkowań.<br />
Ustanowienie i funkcjonowanie systemu zarządzania środowiskowego terenów wojskowych<br />
nie będzie, samo w sobie, koniecznie doprowadzało do natychmiastowej redukcji<br />
ryzyka i eliminacji zagrożeń. Należy sobie uświadomić, że system zarządzania środowiskowego<br />
jest narzędziem, które ma umożliwić użytkownikowi wojskowemu systematyczny nadzór<br />
nad poziomem działalności środowiskowej.<br />
3. Zintegrowany system zarządzania ryzykiem środowiskowym na<br />
lotniskach wojskowych<br />
Zintegrowany system zarządzania ryzykiem środowiskowym na lotniskach wojskowych<br />
powinien przebiegać zgodnie z zasadami postępowania przyjętymi w ogólnym Systemie<br />
Wspomagania Ryzyka i Decyzji [USEPA 1999, Pacholczyk 1996]. Zarządzanie lotniskami<br />
wojskowymi powinno uwzględniać [Malina 2006]: (i) aktualną ocenę stanu środowiska, (ii)<br />
rozpoznanie i ocenę ryzyka zdrowotnego (HRA – ang. health risk assessment) i środowi-<br />
579
Robert Woźniak<br />
skowego (ERA – ang. environmental risk assessment), (iii) wybór optymalnych technologii<br />
możliwych do zastosowania na lotnisku wojskowym, (iv) wpływ podejmowanych decyzji na<br />
dalsze wykorzystanie lotniska wojskowego, (v) założenia polityki krajowej i regionalnej dotyczące<br />
funkcjonowania lotniska na danym terenie.<br />
Podstawą efektywnego zarządzania lotniskami wojskowymi jest identyfikacja rodzaju<br />
zagrożenia. Powinna ona zostać zainicjowana na szczeblu jednostki wojskowej. Należy<br />
określić warunki terenowe, zidentyfikować elementy infrastruktury lotniska odpowiedzialne<br />
za powstawanie zanieczyszczeń, a także zdefiniować operacyjne przeznaczenie lotniska.<br />
Wymaga to zgromadzenia danych dotyczących budowy geologicznej i warunków hydrogeologicznych<br />
(charakterystyka rejonu), rodzaju, ładunku i lokalizacji (rozkład przestrzenny)<br />
zanieczyszczeń na terenie lotniska, a więc parametrów określających ogniska zanieczyszczeń<br />
oraz potencjalne drogi migracji zanieczyszczeń. Etap ten jest zwykle częścią wstępną<br />
prowadzonych prac identyfikacyjnych związanych z rozpoznaniem terenu i charakteru zanieczyszczeń.<br />
Określony zostaje: rodzaj substancji zanieczyszczających, ich ładunek i rozkład<br />
przestrzenny (zarówno w profilu, jak i płaszczyźnie poziomej) oraz kluczowe parametry<br />
migracji [Woźniak 2006].<br />
Po rozpoznaniu zagrożenia należy dokonać wyboru strategii działania. Powinna ona<br />
uwzględniać hierarchiczność podejścia, czyli w pierwszym rzędzie rekultywację terenów<br />
o znacznym zagrożeniu dla środowiska [Malina 2006]. Następnym etapem jest określenie,<br />
przez zarządzającego, celów działania, związanych z oszacowaniem przewidywanych zagrożeń.<br />
Zależnie od możliwości techniczno-organizacyjnych strony wojskowej może to być:<br />
(i) poziom minimalny – spełnienie wymogów środowiskowych dla danego lotniska wojskowego<br />
na poziomie podstawowym, (ii) poziom nominalny – spełnienie wymogów środowiskowych<br />
lotniska, takich jak dla terenów przyległych, (iii) poziom perspektywiczny – uzależniony<br />
od przyszłego wykorzystania lotniska wojskowego, najczęściej występujący w sytuacji<br />
przekazywania terenu do zagospodarowania poza resort obrony narodowej.<br />
W dalszej kolejności należy określić plany działania i cele szczegółowe uwzględniające<br />
szacunkową wycenę kosztów prowadzonych prac, precyzyjnie określić przeznaczenie terenu<br />
oraz możliwości zastosowania działań remediacyjnych i/lub techniczo-organizacyjnych.<br />
Istotnym czynnikiem planowanych działań systemu zarządzania środowiskowego na tym<br />
etapie jest określenie przewidywanego czasu zakończenia prowadzonych prac remediacyjnych/rekultywacyjnych.<br />
Określenie ww. czynników pozwala na realizację przyjętego planu<br />
działania. Końcowym etapem jest ocena i weryfikacja przeprowadzonych działań. Schemat<br />
zintegrowanego systemu zarządzania ryzykiem środowiskowym na lotniskach wojskowych<br />
przedstawia rysunek 1.<br />
580
na realizację przyjętego planu działania. Końcowym etapem jest ocena i<br />
weryfikacja przeprowadzonych działań. Schemat zintegrowanego systemu<br />
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego na lotniskach...<br />
zarządzania ryzykiem środowiskowym na lotniskach wojskowych<br />
przedstawia rysunek1.<br />
Zintegrowany system zarządzania ryzykiem<br />
środowiskowym na lotniskach wojskowych<br />
Identyfikacja rodzaju zagrożenia<br />
Rozpoznanie<br />
warunków<br />
terenowych<br />
Identyf.<br />
Infrastr.<br />
Przezn.<br />
lotniska<br />
Koordynacja<br />
systemu<br />
zarządzania<br />
Wybór strategii działania<br />
Określenie celów działania<br />
Minimalny Nominalny Perspektywiczny<br />
Określenie planów działania i celów szczegółowych<br />
Koszty<br />
Przezn.<br />
terenu<br />
Diałania<br />
Remediacyjne<br />
(możliwe do<br />
zastosowania)<br />
Działania<br />
Tech.-<br />
Organ.<br />
Czas<br />
real.<br />
Realizacja przyjętego planu działania<br />
Ocena i weryfikacja przeprowadzonych działań<br />
Rys. 1. Zintegrowany system zarządzania ryzykiem środowiskowym na lotniskach wojskowych<br />
Fig. 1. Integrated environmental risk management system at military airbases<br />
W zarządzanie ryzykiem środowiskowym lotnisk należy włączyć elementy decydujące<br />
o skali i skutkach zanieczyszczenia środowiska g-w, do których należy zaliczyć<br />
wszelkiego rodzaju zagrożenia, zarówno losowe, jak i cykliczne (systemowe) występujące<br />
na lotniskach wojskowych. Pierwszy z wymienionych rodzajów zagrożenia związany<br />
jest głównie z wystąpieniem niekontrolowanego wycieku SR w czasie transportu lub<br />
581
Robert Woźniak<br />
katastrofy, np. drogowej lub lotniczej. Drugi rodzaj zagrożenia wynika głównie z przestarzałych<br />
technologii dystrybucji paliw, braku zabezpieczeń na terenach frontów przeładunkowych,<br />
wadliwej gospodarki paliwami i innymi SR, nieodpowiedzialności personelu<br />
technicznego [Woźniak 2006]. Działania te prowadzą do oceny stopnia zagrożenia środowiska<br />
g-w oraz wskazania charakteru i zakresu niezbędnych czynności techniczno-organizacyjnych<br />
lub/i prac remediacyjnych, które należy podjąć, aby zminimalizować lub<br />
wyeliminować to zagrożenie.<br />
Efektem tak przeprowadzonej analizy w zakresie zarządzania ryzykiem środowiskowym<br />
na lotniskach wojskowych jest sprecyzowanie zaleceń odnośnie do [Woźniak 2006]:<br />
1) tych sposobów wykorzystania infrastruktury w bieżącej działalności jednostki wojskowej,<br />
które zapewnią jej optymalne wykorzystanie przy jednoczesnym minimalnym zakresie<br />
oddziaływania na środowisko g-w;<br />
2) korelacji działań modernizacyjnych infrastruktury lotniskowej z czynnościami organizacyjnymi<br />
w zakresie obsługi urządzeń dystrybucji paliw, zmierzającymi do wyeliminowania<br />
wycieków SR do gruntu;<br />
3) zasadności dalszego wykorzystywania obiektu do prowadzenia szkolenia lotniczego<br />
i ewentualnego przekazania do Agencji Mienia Wojskowego (AMW) w celu jego zbycia<br />
poza resort obrony narodowej.<br />
4. System kontrolno-decyzyjny likwidacji zagrożenia środowiska<br />
gruntowo-wodnego zanieczyszczonego SR na lotniskach<br />
wojskowych<br />
Do prawidłowej realizacji likwidacji zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego zanieczyszczonego<br />
SR zaproponowano system kontrolno-decyzyjny. System ten oparto na iteracyjnym<br />
procesie zarządzania środowiskiem i ryzykiem środowiskowym opartym na tzw.<br />
kole Deminga, uwzględniającym cztery etapy [Hamrol, Mantura 1998]. Planowanie polega<br />
na ustalaniu celów i założeń przedsięwzięcia, przygotowaniu procedury działania<br />
i niezbędnej dokumentacji, realizacja – na wykonaniu zaplanowanego wcześniej przedsięwzięcia<br />
i monitorowaniu procesu, weryfikacja – na porównaniu osiągniętych efektów<br />
z założeniami, korekta zaś – na określeniu niezgodności z planem i zdefiniowaniu działań<br />
korygujących.<br />
Ważnym elementem jest programowanie i planowanie procesu zarządzania. Programowanie<br />
polega na projektowaniu najbardziej pożądanych zdarzeń i stanów z punktu widzenia<br />
przyszłej sytuacji, planowanie zaś na rozpisaniu celów na zadania i opracowaniu<br />
organizacyjno-finansowych sposobów ich realizacji. Zasady te po raz pierwszy zostały<br />
wprowadzone w normach ISO serii 9000. Schemat proponowanego systemu kontrolno-<br />
-decyzyjnego wprowadzonego już na kilku lotniskach wojskowych przedstawia rysunek 2<br />
[Woźniak 2006].<br />
582
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego na lotniskach...<br />
POZIOM RYZYKA DO ZAAKCEPTOWANIA?<br />
M<br />
T<br />
N<br />
I poziom<br />
(OSZ)<br />
DTO<br />
DTO/DRem<br />
DZIAŁANIA PRZYNOSZĄ ZAŁOŻONY EFEKT?<br />
II poziom<br />
(BWD)<br />
T<br />
N<br />
DTO/DRem<br />
Koordynacja<br />
Systemu<br />
Zarządzania<br />
KSZ<br />
EFEKTY DZIAŁAŃ ZADOWALAJĄCE?<br />
III poziom<br />
(OLZ)<br />
T<br />
N<br />
WYMAGANE DOCZYSZCZANIE?<br />
T<br />
N<br />
IV poziom<br />
(ZP)<br />
MNA/ENA<br />
Pmin<br />
Objaśnienia: T/N (tak/nie) – odpowiedz na postawione pytanie na odpowiednim poziomie<br />
Objaśnienia: decyzyjnym, T/N (tak/nie) OSZ – ocena – odpowiedz stopnia zagrożenia na postawione środowiska pytanie gruntowo-wodnego, na odpowiednim M – poziomie decyzyjnym,<br />
OSZ – monitoring ocena stopnia stanu zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego, środowiska gruntowo-wodnego, DTO– działania techniczno-organizacyjne,<br />
M – monitoring stanu środowiska<br />
gruntowo-wodnego, DTO– działania techniczno-organizacyjne, DRem – działania remediacyjne, BWD<br />
– bieżąca weryfikacja działań podjętych w celu likwidacji/ograniczenia zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego,<br />
OLZ – ocena likwidacji zagrożenia, ZP – zalecenia porealizacyjne, MNA/ENA – analiza<br />
potrzeby zastosowania metod remediacji ekstensywnej (doczyszczanie) środowiska gruntowo-wodnego<br />
opartej na procesach kontrolowanego samooczyszczania, Pmin – program minimum, KSZ – koordynacja<br />
systemu zarządzania.<br />
Rys. 2. Schemat systemu kontrolno-decyzyjnego likwidacji zagrożenia środowiska gruntowo-<br />
-wodnego zanieczyszczonego SR na lotniskach wojskowych<br />
Fig. 2. Plan of the control-decision system for reduction of risk groundwater contaminated with<br />
oil hydrocarbons at military airbases<br />
583
Robert Woźniak<br />
I poziom decyzyjny (OSZ). Dotyczy odpowiedzi na pytanie związane z oceną stopnia<br />
zagrożenia środowiska g-w SR na terenie lotniska. Jeśli w wyniku przeprowadzonych działań<br />
(RT, RI, InOZ) zostanie stwierdzone, że poziom ryzyka (zdrowotnego i środowiskowego)<br />
jest możliwy do zaakceptowania, to dalsze działania ograniczać się powinny do ciągłej<br />
kontroli stanu środowiska g-w według opracowanego projektu monitoringu, z jednoczesnymi<br />
dalszymi działaniami techniczno-organizacyjnymi (DTO), z uwzględnieniem stosowania<br />
najlepszych dostępnych technologii (BAT) w celu ograniczenia do minimum niekontrolowanych<br />
wycieków SR. Jeśli stwierdzony stopień ryzyka nie jest możliwy do zaakceptowania,<br />
należy kontynuować działania związane z likwidacją zagrożenia według przyjętej koncepcji.<br />
II poziom decyzyjny (BWD). Jest związany z bieżącą weryfikacją działań podjętych<br />
w celu likwidacji/ograniczenia zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego. Na tym poziomie<br />
zarządzania ryzykiem należy – na podstawie bieżącego monitoringu postępu prowadzonych<br />
działań – zdecydować, czy zastosowane rozwiązania: techniczne (DT), organizacyjne<br />
(DO) i/lub działania remediacyjne (DRem) przynoszą założony efekt ekologiczny. W razie<br />
pozytywnej odpowiedzi na to pytanie należy kontynuować działania według przyjętej metodyki.<br />
Jeżeli zastosowane rozwiązania nie przynoszą określonych efektów, należy ustalić<br />
przyczyny i dokonać niezbędnych korekt przed prowadzeniem dalszych działań. Korekty<br />
te mogą dotyczyć: (i) wyboru i/lub sposobu realizacji określonych rozwiązań technicznych,<br />
organizacyjnych i/lub remediacyjnych albo (ii) modyfikacji oceny stopnia zagrożenia. Takie<br />
podejście umożliwia szybką reakcję na wszelkie niezgodności między uzyskiwanymi efektami<br />
a przyjętymi założeniami oraz pozwala na zaprzestanie prowadzenia nieefektywnych<br />
prac i zdefiniowanie działań korygujących.<br />
III poziom decyzyjny (OLZ). Jest związany z oceną efektów likwidacji/ograniczenia zagrożenia<br />
środowiska g-w zanieczyszczonego SR. Jeśli uzyskane wyniki wskazują, że dotychczasowe<br />
działania były właściwe, a w ich rezultacie: ograniczono rozprzestrzenianie się<br />
zanieczyszczeń, obniżono stężenia zanieczyszczeń w wodach i zawartości w gruncie, zmodernizowano<br />
infrastrukturę, usunięto LNAPL, podjęto działania organizacyjne w celu minimalizacji<br />
zagrożenia, można podjąć decyzję o zamknięciu etapu likwidacji zagrożenia oraz<br />
wskazać kierunek ewentualnych dalszych działań.<br />
IV poziom decyzyjny (ZP). Zakres i charakter zaleceń porealizacyjnych jest zależny<br />
przede wszystkim od stanu środowiska g-w (a tym samym uzyskanego stopnia redukcji zagrożenia)<br />
po wykonaniu prac. Niezależnie od tego można jednak wskazać na program minimum<br />
(Pmin), którego realizacja jest niezbędna do prawidłowego zarządzania środowiskiem<br />
(i ryzykiem środowiskowym) na terenie lotniska wojskowego. Jeśli analiza wyników dotychczasowych<br />
prac wskazuje na potrzebę doczyszczania, należy podjąć remediację ekstensywną<br />
opartą na procesach kontrolowanego, a w niezbędnych przypadkach wspomagane-<br />
584
Zarządzanie ryzykiem zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego na lotniskach...<br />
go samooczyszczania (MNA/ENA). W przeciwnym wypadku należy realizować Pmin, który<br />
powinien zawierać: prowadzenie monitoringu porealizacyjnego (MP) środowiska g-w na terenie<br />
lotniska i terenach przyległych, wdrożenie procedur dalszego ograniczania możliwości<br />
powstania zagrożenia (WPOZ), wdrożenia zintegrowanego systemu zarządzania ryzykiem<br />
środowiskowym (WERA), studium możliwości wykorzystania oczyszczonego terenu (WOT)<br />
(w razie np. decyzji o zamknięciu lotniska i przekazaniu terenu do AMW).<br />
5. Podsumowanie<br />
Podstawowym problemem zarządzania ryzykiem zanieczyszczenia środowiska g-w na<br />
terenach lotnisk wojskowych jest określenie wielkości zanieczyszczenia i ocena możliwości<br />
remediacji i/lub rekultywacji. Ocena ryzyka powinna być podstawowym elementem zintegrowanego<br />
systemu zarządzania, polegającym na świadomym i celowym łączeniu w całość<br />
działań związanych z naprawą i przywróceniem do ponownego wykorzystania środowiska<br />
gruntowo-wodnego zanieczyszczonego z powodu działalności wojska.<br />
Zintegrowany system zarządzania lotniskami wojskowymi wymaga zastosowania odpowiednio<br />
dobranych zintegrowanych rozwiązań techniczno-organizacyjnych dotyczących:<br />
(i) infrastruktury, (ii) ograniczenia rozprzestrzeniania zanieczyszczeń ropopochodnych oraz<br />
(iii) remediacji środowiska gruntowo-wodnego lotnisk wojskowych.<br />
Zaproponowany system kontrolno-decyzyjny realizacji likwidacji zagrożenia środowiska<br />
gruntowo-wodnego zanieczyszczeniem substancjami ropopochodnymi umożliwia powiązanie<br />
optymalnego efektu ekologicznego z możliwościami finansowo-eksploatacyjnymi<br />
użytkownika lotnisk oraz właściwe zarządzanie środowiskiem (i ryzykiem środowiskowym)<br />
na terenach lotnisk wojskowych Sił Powietrznych RP [Woźniak 2006].<br />
PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE<br />
Hamrol A., Mantura W. 1998. Zarządzania jakością. Teoria i Praktyka. PWN, Warszawa-Poznań.<br />
Kamieński Z. 1994. Identyfikacja i wycena szkód ekologicznych spowodowanych przez<br />
stacjonowanie w Polsce wojska Federacji Rosyjskiej, Raport końcowy GIOŚ, Warszawa;<br />
Wyd. ELWOD TRIO, Warszawa.<br />
Malina G. 2006. Zintegrowany system zarządzania jakością wód podziemnych na terenach<br />
poprzemysłowych. Rozdział w: „Rekultywacja i rewitalizacja terenów zdegradowanych”.<br />
Praca zbiorowa. Futura PZiTS Poznań: 45–57.<br />
Malina G., Korcz M., Strzelecki R. 2003.Określenie kierunków działań administracji<br />
publicznej i sektora gospodarczego w zakresie rekultywacji i zagospodarowania terenów<br />
poprzemysłowych. Opracowanie wykonane na zamówienie Ministra Środowiska<br />
(NFOŚiGW – temat 307/DO/03), Warszawa (maszynopis).<br />
585
Robert Woźniak<br />
Pacholczyk G. 1996. System wspomagania decyzji i szacowania ryzyka. Materiały seminaryjne<br />
nt. Transport i zachowanie się produktów naftowych w gruncie i wodach podziemnych<br />
oraz modelowanie procesów ich migracji, Szklarska Poręba: 1–11.<br />
Program Rządowy dla Terenów Poprzemysłowych. Ministerstwo Środowiska, Warszawa<br />
2004.<br />
Rozporządzenie Ministra Obrony Narodowej z dnia 26 kwietnia 2004r. w sprawie<br />
określenia organów odpowiadających za nadzór nad przestrzeganiem przepisów<br />
w ochronie środowiska w jednostkach wojskowych i innych jednostkach organizacyjnych<br />
podporządkowanych Ministrowi Obrony Narodowej lub przez niego<br />
nadzorowanych. Dz.U. z 2004 r. Nr 94, poz. 917.<br />
USEPA 1999. A Community Guide To Superfund Risk Assessment, EPA 540.<br />
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. – Prawo ochrony środowiska. Dz.U. Nr 62, poz. 627,<br />
z późn. zm.<br />
Woźniak R. 1998. Wpływ lotnisk wojskowych na skażenie środowiska g-w produktami ropopochodnymi<br />
na podstawie wybranych lotnisk: Malbork, Biała Podlaska i Piła. Podstawowe<br />
metody rekultywacji. Praca dyplomowa. Międzywydz. Studium Podypl. <strong>Ochrona</strong><br />
i Kształtowanie Środowiska, SGGW-AR, Warszawa.<br />
Woźniak R. 2006. Metodyka likwidacji zagrożenia środowiska gruntowo-wodnego zanieczyszczonego<br />
substancjami ropopochodnymi na lotniskach WLOP, Praca doktorska,<br />
WIiOŚ Polit. Częstochowskiej, Częstochowa (niepublikowane).<br />
Woźniak R., Calicki P., Kasela T. 2003. Contemporary remediation methods and technology<br />
from petroleum ground and groundwater contamination. Mat. II-mieżnarodna<br />
naukowo-prakticzna konfierencija riesursi prirodnich wod karpatskowo regionu (probliemi<br />
ochoroni ta racjionalnowo wikoristania). Lwów: 180–183.<br />
586
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
Marta Chudzicka-Popek*<br />
Uwarunkowania prawne w zarządzaniu populacjami<br />
zwierząt łownych<br />
Law regulations in management of free living hunting<br />
animals<br />
Słowa kluczowe: Prawo łowieckie, zwierzyna łowna, łowiectwo.<br />
Key words: hunting law, game, hunting.<br />
According to polish hunting law regulation (Dz.U. 147, poz.713) the hunting is an element of<br />
environmental protection. In this paper there is presented goals and assumptions of hunting<br />
management. The aspect of game health protection is also take into consideration – law<br />
regulation concerning diseases’ s control (Dz.U. 69, poz 625). The actual lists of hunting<br />
animals is also presented. In this paper the analysis of changes in this register in 50 years<br />
period is also done.<br />
W myśl ustawy z dnia 13 października 1995 r. „Prawo łowieckie” (Dz.U. 95.147, 713)<br />
łowiectwo jest elementem ochrony środowiska przyrodniczego. Jego celem jest ochrona<br />
zwierząt łownych i gospodarowanie ich populacjami, zgodnie z zasadami ekologii oraz racjonalnej<br />
gospodarki rolnej, leśnej i rybackiej. Ekologia w aspekcie łowiectwa odnosi się do<br />
praw przyrodniczych rządzących funkcjonowaniem populacji zwierząt w określonym środowisku<br />
[Krebs 1997]. Łowiectwo można więc określić jako „ekologię stosowaną” [Andrzejewski<br />
1971; Okarma i Tomek 2008].<br />
Normatywy prawne [Ustawa…1995] zakładają, że gospodarkę łowiecką prowadzi się<br />
w następujących celach:<br />
1) ochrony i zachowania różnorodności oraz gospodarowania populacjami zwierząt łownych;<br />
* Dr Marta Chudzicka-Popek – Zakład Higieny Zwierząt i Środowiska, Szkoła Główna<br />
Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 166, 02-787 Warszawa;<br />
e-mail: marta_chudzicka_popek@sggw.pl<br />
587
Marta Chudzicka-Popek<br />
2) ochrony i kształtowania środowiska przyrodniczego na rzecz poprawy warunków bytowania<br />
zwierzyny;<br />
3) uzyskiwania możliwie wysokiej kondycji osobniczej i jakości trofeów oraz właściwej liczebności<br />
populacji poszczególnych gatunków zwierzyny z jednoczesnym zachowaniem<br />
równowagi środowiska przyrodniczego;<br />
4) spełniania potrzeb społecznych w zakresie uprawiania myślistwa, kultywowania tradycji<br />
oraz krzewienia etyki i kultury łowieckiej.<br />
Ponadto określono, że w ramach ochrony zwierzyny należy zapewnić jej bezpieczne<br />
warunki bytowania. W ustawie „Prawo łowieckie” nakazuje się zwalczanie kłusownictwa,<br />
zabrania się płoszenia, chwytania, przetrzymywania, ranienia i zabijania zwierzyny oraz<br />
wybierania i posiadania jaj i piskląt, wyrabiania i posiadania wydmuszek oraz niszczenia legowisk,<br />
nor i gniazd ptasich.<br />
W artykule 11. określono zasady gospodarowania populacjami zwierzyny, które obejmują:<br />
1) tworzenie stałych i okresowych osłon dla zwierzyny (lasy, zadrzewienia, zakrzewienia,<br />
remizy, osłony miejsc lęgowych);<br />
2) wzbogacanie naturalnej bazy żerowej dla zwierzyny w lasach;<br />
3) zachowanie istniejących naturalnych zbiorników wodnych, rekonstrukcji i tworzenia nowych;<br />
4) racjonalne stosowanie środków chemicznych w rolnictwie i leśnictwie;<br />
5) stosowanie terminów i technik agrotechnicznych, niezagrażających bytowaniu zwierzyny<br />
na danym terenie;<br />
6) utrzymywanie korytarzy (ciągów) ekologicznych dla zwierzyny;<br />
7) utrzymywanie struktury wiekowej i płciowej oraz liczebności populacji zwierzyny, właściwych<br />
dla zapewnienia równowagi ekosystemów oraz realizacji głównych celów gospodarczych<br />
w rolnictwie, leśnictwie i rybactwie;<br />
8) ochronę zwierzyny przed zagrożeniem ruchu pojazdów samochodowych na drogach<br />
krajowych i wojewódzkich.<br />
Gospodarka łowiecka jest prowadzona w obwodach łowieckich, przez zarządców lub<br />
dzierżawców, na podstawie rocznych planów łowieckich i wieloletnich łowieckich planów<br />
hodowlanych. Powinny one brać pod uwagę zasadę optymalnego gospodarowania populacjami<br />
zwierząt łownych, a także uwzględniać ochronę lasu przed szkodami wyrządzanymi<br />
przez te zwierzęta. Decyzją Ministra Środowiska, po wcześniejszych uzgodnieniach<br />
z Polskim Związkiem Łowieckim, obwód łowiecki może zostać przekształcony w Ośrodek<br />
Hodowli Zwierzyny. Tutaj są realizowane dodatkowe założenia, związane między innymi z:<br />
1) prowadzeniem wzorcowych zagospodarowań łowisk, wdrażania nowych osiągnięć naukowych<br />
i praktycznych z zakresu łowiectwa;<br />
2) prowadzeniem badań naukowych;<br />
3) odtwarzaniem populacji zanikających gatunków zwierząt wolno żyjących;<br />
588
Uwarunkowania prawne w zarządzaniu populacjami zwierząt łownych<br />
4) hodowlą rodzimych gatunków zwierząt, w celu późniejszej ich reintrodukcji;<br />
5) prowadzeniem szkoleń z zakresu łowiectwa [Symonides 2007].<br />
Ważne w gospodarowaniu populacjami zwierząt łownych jest zapewnienie im dobrej<br />
kondycji i stanu zdrowia. Element ten został również uwzględniony w polskim prawie. W artykule<br />
14. ustawy „Prawo łowieckie” napisano: „Dzierżawcy i zarządcy obwodów łowieckich<br />
oraz właściciele, posiadacze i zarządcy gruntów są obowiązani zawiadomić właściwy organ<br />
Państwowej Inspekcji Weterynaryjnej lub urząd gminy albo najbliższy zakład leczniczy<br />
dla zwierząt o dostrzeżonych objawach chorób zwierząt żyjących wolno”. To bardzo ważne<br />
również z sanitarnego punktu widzenia. Najważniejszą ustawą regulującą ten problem<br />
jest ustawa z dnia 11 marca 2004 r. o ochronie zdrowia zwierząt oraz zwalczaniu chorób<br />
zakaźnych zwierząt (Dz.U. 04.69.625). Określono w niej zasady i tryb wykonywania nadzoru<br />
weterynaryjnego w różnych zakresach produkcji zwierzęcej, uwzględniając również<br />
zamknięte i otwarte hodowle zwierząt łownych. W załącznikach do tej ustawy zamieszczono<br />
listę chorób podlegających obowiązkowi zwalczania (załącznik 2.) i listę chorób podlegających<br />
obowiązkowi rejestracji (załącznik 3.). W obu tych grupach znajdują się jednostki<br />
chorobowe niebezpieczne także dla zwierząt wolno żyjących – np. w załączniku 2. znalazły<br />
się wścieklizna, wąglik, pryszczyca bruceloza czy krwotoczna choroba zwierzyny płowej,<br />
a w załączniku 3. uwzględniono, między innymi, paratuberkulozę, listeriozę, tularemię, włośnicę<br />
i myksomatozę.<br />
W rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 11 marca 2005 r. w sprawie ustalenia listy<br />
gatunków zwierząt łownych (Dz.U.05.45.433) znalazły się następujące gatunki:<br />
1) zwierzyna gruba: łoś (Alces alces), jeleń szlachetny (Cervus elaphus), jeleń sika (Cervus<br />
nippon), daniel (Dama dama), sama (Capreolus capreolus), dzik (Sus scrofa), muflon<br />
(Ovis aries musimon);<br />
2) zwierzyna drobna: lis (Vulpes vulpes), jenot (Nyctereutes procyonoides), borsuk (Meles<br />
meles), kuna leśna (Martes martes), kuna domowa (Martes foina), norka amerykańska<br />
(Mustela vison), tchórz zwyczajny (Mustela putorius), szop pracz (Procyon lotor),<br />
piżmak (Ondatra zibethicus), zając szarak (Lepus europaeus), dziki królik (Oryctolagus<br />
cuniculus), jarząbek (Tetrastes bonasia), bażant (Phasianus ssp.), kuropatwa (Perdix<br />
perdix), gęś gęgawa (Anser anser), gęś zbożowa (Anser fabalis), gęś biatoczelna (Anser<br />
albifrons), krzyżówka (Anas platyrhynchos), cyraneezka (Anas crecca), głowienka<br />
(Aythya ferina), czernica (Aythya fuligula), gołąb grzywacz (Columba palumbus), słonka<br />
(Scolopax rusticola), łyska (Fulica atra).<br />
W rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 16 marca 2005 r. (Dz.U.05.48.459) określono<br />
terminy polowań na zwierzęta łowne. Istotną informacją jest, że łosie objęte są całoroczną<br />
ochroną. Obecnie toczy się także dyskusja na temat statusu zająca szaraka, którego<br />
liczebność znacząco się zmniejsza [Symonides 2007].<br />
W latach wcześniejszych na liście gatunków łownych znajdowało się znacznie więcej<br />
zwierząt. Należy zaznaczyć, że do zmniejszenia, często wręcz drastycznego, liczebności<br />
589
Marta Chudzicka-Popek<br />
populacji niektórych gatunków przyczyniły się przede wszystkim zmiany i przekształcenia<br />
środowiska. W ostatnim pięćdziesięcioleciu XX wieku wprowadzono zakaz polowania na<br />
wiele gatunków zwierząt, a potem często przenoszono je z listy zwierząt łownych na listę<br />
gatunków prawnie chronionych [Andrzejewski i Pielowski 2003]<br />
W ustawie o hodowli, ochronie zwierząt łownych i prawie łowieckim z dnia 17 czerwca<br />
1959 r. na liście zwierząt łownych znajdowało się 57 gatunków. Jeśli porównamy to z aktami<br />
prawnymi z okresu przedwojennego – z rozporządzeniem Prezydenta Rzeczypospolitej<br />
z 3 grudnia 1927 r. okaże się, że dawniej polowano na sześćdziesiąt gatunków więcej. Do<br />
zwierząt łownych zaliczano wtedy żubry, kozice, bobry, świstaki, niedźwiedzie, żbiki, łasice,<br />
norki europejskie i liczne gatunki ptaków.<br />
W roku 1975 na liście zwierząt łownych, zgodnie z rozporządzeniem Ministra Leśnictwa<br />
i Przemysłu Drzewnego, pojawiły się cztery nowe gatunki (jeleń sika, łoś, kuna domowa<br />
i piżmak), lecz dwadzieścia lat później, w roku 1996, rozporządzeniem Ministra <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska, Zasobów <strong>Naturalnych</strong> i Leśnictwa z listy zwierząt łownych skreślono kilkanaście<br />
gatunków. Niektóre z nich trafiły bezpośrednio na listę gatunków chronionych – np. wydra,<br />
ryś, głuszec, cietrzew i inne. W 2001 r., na mocy rozporządzenia Ministra Środowiska<br />
z dnia 10 kwietnia w sprawie ustalenia gatunków zwierząt łownych, z listy wykreślono wilka<br />
i wciągnięto gatunki obce, które wcześniej nie miały żadnego statusu prawnego – jenota<br />
i norkę amerykańską.<br />
Jak widać z zestawienia przedstawionego w tabeli 1 z listy zwierząt łownych zniknęły<br />
duże drapieżniki i ptaki, głównie wodno-błotne.<br />
Tabela 1. Zestawienie zmian na listach gatunków zwierząt łownych w latach 1959–2001 [wg. Andrzejewski<br />
i Pielowski 2003].<br />
Table 1. Changes in lists of hunting animals in period 1959–2001 [acc. to Andrzejewski<br />
i Pielowski]<br />
Gatunek 1959 1975 1996 2001<br />
Jeleń szlachetny + + + +<br />
Jeleń sika - + + +<br />
Daniel + + + +<br />
Łoś - + + o<br />
Sarna + + + +<br />
Muflon + + + +<br />
Dzik + + + +<br />
Wilk + + + -<br />
Lis + + + +<br />
Ryś + + - -<br />
Jenot - - - +<br />
Tchórz + + + +<br />
Kuna leśna + + + +<br />
Kuna domowa - + + +<br />
590
Uwarunkowania prawne w zarządzaniu populacjami zwierząt łownych<br />
c.d. tab.1<br />
Borsuk + + + +<br />
Wydra + o - -<br />
Norka<br />
- - - +<br />
amerykańska<br />
Piżmak - + + +<br />
Zając szarak + + + +<br />
Dziki królik + + + +<br />
Wiewiórka + o - -<br />
Drop + o - -<br />
Głuszec + + - -<br />
Cietrzew + + - -<br />
Jarząbek + + + +<br />
Kuropatwa + + + +<br />
Przepiórka + o - -<br />
Grzywacz + + + +<br />
Dzikie kaczki 18 gat. 18 gat. 4 gat. 4 gat.<br />
Dzikie gęsi 6 gat. 6 gat. 3 gat. 3 gat.<br />
Czapla siwa + + + +<br />
Łyska + + + +<br />
Słonka + + + +<br />
Dubelt + + - -<br />
Kszyk + + - -<br />
Bekasik + + - -<br />
Derkacz + o - -<br />
Batalion + + - -<br />
Kwiczoł + + - -<br />
Paszkot + + - -<br />
Objaśnienia:<br />
+ gatunek łowny,<br />
- gatunek skreślony z wykazu zwierząt łownych,<br />
o gatunek łowny objęty całorocznym okresem ochronnym.<br />
Uwzględnione w tej pracy akty prawne związane z łowiectwem pokazują wyraźnie, że<br />
cała działalność łowiecka uwzględnia dzisiejsze wymagania związane z ochroną środowiska<br />
i ochroną przyrody. „Prawo łowieckie” to nie tylko eksploatacja zwierzyny, ale przede<br />
wszystkim prawo ochronne, które jest integralną częścią prawa ochrony środowiska [Stec<br />
2006]. Łowiectwo zajmuje się nie tylko pozyskiwaniem gatunków zwierząt łownych – w ramach<br />
działalności łowieckiej są również prowadzone badania naukowe, reintrodukcje,<br />
zasilanie łowisk niektórymi gatunkami zwierząt, zabezpieczanie terenów będących ostoją<br />
zwierzyny i miejscami lęgowymi ptaków, zakładane są remizy śródpolne i kształtowane<br />
korytarze ekologiczne, zagospodarowywane nieużytki rolne. Myśliwi często współpracują<br />
z przyrodnikami. W dzisiejszych czasach tylko kompleksowe działania z różnych dziedzin,<br />
nawet w najmniejszym stopniu związanych ze środowiskiem przyrodniczym, mogą pomóc<br />
zachować naszą rodzimą przyrodę.<br />
591
Marta Chudzicka-Popek<br />
Piśmiennictwo<br />
Andrzejewski R. 1971. Ekologia a łowiectwo. Wiadomości ekologiczne 17: 227–238.<br />
Andrzejewski R., Pielowski Z. 2003. Gospodarka łowiecka a różnorodność biologiczna.<br />
W: Andrzejewski R. Weigle A. (red.) Różnorodność biologiczna Polski. Narodowa<br />
Fundacja <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />
Krebs Ch. J. 1997. Ekologia – eksperymentalna analiza rozmieszczenia i liczebności.<br />
Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />
Okarma H., Tomek A. (red.) 2008. Łowiectwo. Wydawnictwo Edukacyjno-Naukowe H2O,<br />
Kraków.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 marca 2005 r. w sprawie ustalenia listy<br />
gatunków zwierząt łownych. Dz.U. 2005, <strong>nr</strong> 45, poz. 433.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 16 marca 2005 r. w sprawie określenia<br />
okresów polowań na zwierzęta łowne. Dz.U.2005, <strong>nr</strong> 48, poz. 459.<br />
Stec R. 2006. Łowiectwo w prawie europejskim. ASPRA–JR, Warszawa.<br />
Symonides E. 2007. <strong>Ochrona</strong> przyrody. Wydawnictwa Uniwersytetu Warszawskiego,<br />
Warszawa.<br />
Ustawa z dnia 11 marca 2004 r. o ochronie zdrowia zwierząt oraz zwalczaniu chorób<br />
zakaźnych zwierząt. Dz.U. 2004, Nr 69, poz. 625.<br />
Ustawa z dnia 13 października 1995 r. – Prawo łowieckie. Dz.U. 1995, <strong>nr</strong> 147, poz. 713.<br />
592
INDEks autorów<br />
A<br />
Arvay Julius 365<br />
Augustynowicz Joanna 61<br />
B<br />
Baczewska Aneta Helena 84<br />
Badora Aleksandra 443<br />
Bajčan Daniel 320<br />
Baran Agnieszka 61<br />
Bezak-Mazur Elżbieta 382<br />
Bogacz Adam 256<br />
Boroń Krzysztof 559<br />
Brągoszewska Paulina 84<br />
Bujanowicz-Haraś Barbara 472<br />
C<br />
Chomutowska Halina 374<br />
Chudzicka-Popek Marta 587<br />
Ciarkowska Krystyna 71<br />
Ciesielczuk Tomasz 219<br />
Czeczko Renata 521<br />
Czepiel-Mil Katarzyna 126<br />
D<br />
Dąbkowska-Naskręt Halina 193<br />
Dąbrowska Lidia 354<br />
Dmuchowski Wojciech 84<br />
Dzierżanowski Kajetan 52<br />
G<br />
Gałka Bernard 300<br />
Gawroński Stanisław W. 52<br />
Gozdowski Dariusz 84<br />
Gworek Barbara 209<br />
H<br />
Hadam Anna 15<br />
Hanus-Fajerska Ewa 71<br />
Harangozo Lubos 365<br />
Huma Szymon 96<br />
I<br />
Ismael Dalaram S. 320<br />
J<br />
Jarzynowska Ludwina 539<br />
Jeske Agnieszka 209<br />
Jezierski Paweł 268, 278<br />
K<br />
Kalembasa Stanisław 525<br />
Kalembasa Dorota 533<br />
Karaczun Zbigniew 15<br />
Karczewska Anna 513<br />
Karczewska Iga 71<br />
Kaszubkiewicz Jarosław 278<br />
Kawałko Dorota 278<br />
Kicińska Alicja 152<br />
Klatka Sławomir 559<br />
Klimaszyk Piotr 338<br />
Kobierski Mirosław 163<br />
Kołton Anna 61<br />
Kondratowicz-Maciejewska Krystyna 163<br />
Kośla Tadeusz 135<br />
Kowalczyk-Pecka Danuta 126<br />
Kowalska Iwona 71<br />
Kozłowska-Strawska Jolanta 443<br />
Król Katarzyna 228, 240<br />
Krzyściak-Kosińska Renata 374<br />
Kubicka Helena 24, 34<br />
Kucharczak Ewa 178<br />
Kujovsky Michal 365<br />
Kusza Grzegorz 219<br />
Kwiatkowska-Malina Jolanta 43<br />
L<br />
Lewińska Karolina 513<br />
Lorenc-Plucińska Gabriela 417<br />
Ludwikowska Agnieszka 142<br />
Lutnicka Hanna 142<br />
Ł<br />
Łabaz Beata 256<br />
M<br />
Maciejewska Alina 43<br />
Majdecka Teresa 462<br />
593
Malec Magdalena 548<br />
Malowaniec Bartosz 309<br />
Małuszyńska Ilona 484<br />
Małuszyński Marcin J. 484<br />
Matusiewicz Marta 24, 34<br />
Mazur Agnieszka 382<br />
Michalik Piotr 452<br />
Modzelewska Katarzyna 452<br />
Moryl Andrzej 178<br />
Mundała Paweł 407<br />
Muszyński Paweł 288<br />
N<br />
Nawrot Barbara 52<br />
Nemś Anna 219<br />
Niedbała Mateusz 247<br />
Niedzielski Maciej 504<br />
Niesiobędzka Krystyna 309<br />
Niewęgłowska Grażyna <strong>49</strong>4<br />
O<br />
Ochman Daniel 268<br />
Orłowska Mirosława 374<br />
Ostrowska Halina 374<br />
P<br />
Pajor Elżbieta 389<br />
Petryk Agnieszka 407<br />
Pietrzykowski Marcin 96<br />
Popenda Agnieszka 484<br />
Puchalski Jerzy 504<br />
R<br />
Raczuk Jolanta 186<br />
Radziemska Maja 566<br />
Rauba Krystyna 398<br />
Rauba Ewa 328<br />
Rauba Małgorzata 328<br />
Rożek Agnieszka 539<br />
Różański Szymon 193<br />
Ruszkowska Anna 163<br />
Rutkowska-Narożniak Anna 389<br />
Ryczek Marek 559<br />
Rzymski Piotr 338<br />
Smolik Beata 202<br />
Smolińska Beata 228, 240, 247<br />
Staszak Ewa 163<br />
Symanowicz Barbara 525<br />
Szwalec Artur 407<br />
Szymczak Justyna 202<br />
Ś<br />
Śnioszek Martyna 345<br />
Środa Ewelina 345<br />
Świderski Adam 61<br />
T<br />
Telesiński Arkadiusz 202, 345<br />
Timoracká Mária 320<br />
Toth Juraj 365<br />
V<br />
Velazquez-Marti Borja 117<br />
Vollmannová Alena 320, 365<br />
W<br />
Wiśniewska Beata 533<br />
Wolicka Dorota 539<br />
Woliński Ko<strong>nr</strong>ad 504<br />
Woś Bartłomiej 96<br />
Wowkonowicz Paweł 309<br />
Woźniak Robert 576<br />
Wójcik Rafał 433<br />
Wrochna Mariola 15<br />
Wysokiński Andrzej 108<br />
Wyszkowski Mirosław 566<br />
Z<br />
Zakrzewska Helena 202<br />
Zawadzki Łukasz 433<br />
Zemleduch Agata 417<br />
Ż<br />
Żarska He<strong>nr</strong>yka 462<br />
Żarski Tadeusz P. 462<br />
S<br />
Sajdak Magdalena 117<br />
Skibniewska Ewa M. 135<br />
Skibniewski Michał 135<br />
Skrajna Teresa 24, 34<br />
594
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
WSKAZÓWKI DLA AUTORÓW PRACY ZGŁOSZONEJ DO DRUKU<br />
W RECENZOWANYM CZASOPIŚMIE „OCHRONA ŚRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW NATURALNYCH”<br />
1. Przekazywany do druku w czasopiśmie „<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów<br />
<strong>Naturalnych</strong>” artykuł powinien zawierać:<br />
• tytuł pracy w wersji polskiej i angielskiej,<br />
• tekst pracy przygotowany w programie WORD, czcionką TIMES NEW<br />
ROMAN CE, 12 pkt i przesłać na płycie CD; objętość całej pracy nie powinna<br />
przekraczać 10 stron formatu A-4, z zachowaniem następującego układu<br />
stron:<br />
- tekst akapitowy, z wcięciem na 4 znaki od lewego marginesu,<br />
- wszystkie marginesy o szerokości 2,5 cm,<br />
- odstępy między wierszami – 1,5 wiersza,<br />
- wewnątrz artykułu należy stosować dziesiętną numerację rozdziałów;<br />
• słowa kluczowe (6–10), charakteryzujące tematykę pracy, w języku polskim<br />
i angielskim;<br />
• streszczenia w języku polskim i angielskim o objętości ½ strony formatu A-4<br />
(każda wersja), opracowane graficznie w taki sam sposób jak tekst artykułu<br />
i umieszczone po słowach kluczowych;<br />
• przypisy złożone mniejszą czcionką niż tekst artykułu (8 pkt), numerowane<br />
kolejno w całej pracy i umieszczone u dołu strony, na której je powołano.<br />
2. Wzory matematyczne i fizyczne oraz symbole literowe:<br />
• powinny być pisane prostą, jasną czcionką;<br />
• po zwrocie „gdzie:” umieszczonym przy lewym marginesie należy podać<br />
znaczenie wszystkich symboli występujących we wzorze, a następnie<br />
jednostki, stosując jednolicie w obrębie artykułu jeden z następujących<br />
zapisów: mg/l lub mg∙l -1 , l/ha∙s lub l∙(ha∙s) -1 .<br />
Uwaga! Nie należy nawiasów okrągłych zastępować ukośnymi kreskami;<br />
przedziały wartości należy pisać w następujący sposób: 1,5–3,2.<br />
3. Ilustracje (rysunki, fotografie, schematy) jedynie czarno-białe:<br />
• należy numerować kolejno w obrębie artykułu;<br />
• należy objaśnić wszystkie zastosowane oznaczenia, a następnie podać ich<br />
jednostki miary, np.: %, cm, mg, µm;<br />
• pod każdym rysunkiem powinien być zamieszczony podpis w języku polskim<br />
i angielskim, złożony mniejszą czcionką niż tekst artykułu.<br />
4.<br />
595
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
5. Tabele:<br />
• należy numerować kolejno w obrębie artykułu, umieszczając po wyrazie<br />
„Tabela” numer poprzedzający tytuł tabeli;<br />
• tytuły tabel należy podać w języku polskim i angielskim;<br />
• tekst główki tabeli nie może być powtórzeniem tytułu tabeli;<br />
• wszystkie symbole użyte w tabelach należy objaśnić w przypisach do tabel;<br />
• forma tabel musi być jednolita w całej pracy;<br />
• w treści tabel nie mogą być pozostawione puste pola, w polach tych należy<br />
wpisać odpowiednie znaki, np.:<br />
- „–” zjawisko nie występuje,<br />
- „0” zjawisko istnieje, jednakże w ilościach mniejszych od liczb, które mogą<br />
być podane w tabeli, jeżeli np. produkcja jest wyrażona w tysiącach ton,<br />
znak 0 oznacza, że w tym wypadku nie osiąga 0,5 tys. ton,<br />
- „∙” zupełny brak informacji lub brak informacji wiarygodnych,<br />
- „x” wypełnienie rubryki ze względu na układ tablicy jest niemożliwe lub<br />
niecelowe,<br />
- wyrażenie „w tym” oznacza, że nie podaje się wszystkich składników<br />
sumy.<br />
6. Pod rysunkiem bądź tabelą należy wskazać ewentualne źródło<br />
prezentowanych danych mniejszą czcionką.<br />
7. Podsumowanie i wnioski: każdy artykuł powinien zawierać na końcu<br />
opracowania podsumowanie i wnioski.<br />
8. Piśmiennictwo:<br />
• piśmiennictwo w całej pracy musi być opracowane jednolicie;<br />
• na końcu pracy po wnioskach należy podać wykaz piśmiennictwa<br />
cytowanego w tekście pracy, w układzie alfabetycznym według nazwisk<br />
autorów, np.:<br />
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />
Warszawa.<br />
KOZAK J., KOWALSKI C. 1997. Stan środowiska w Albanii. IOŚ, Warszawa.<br />
MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich w różnych gatunkach<br />
roślin. Inżynieria i <strong>Ochrona</strong> Środowiska 5, 1: 45–54.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. w sprawie maksymalnych<br />
poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować<br />
się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych,<br />
substancjach pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności.<br />
Dz.U. Nr 37, poz. 326, zał.1.<br />
Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach ciekłych. Dz.U.<br />
Nr 169, poz. 1199.<br />
www.bip.jaworzno.pl;<br />
596
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
• w tekście artykułu piśmiennictwo należy cytować w następujący sposób:<br />
[Wojnar, Wisz 2006], [Ustawa... 2006], [Rozporządzenie…2003].<br />
Uwaga!<br />
• Do każdej pracy należy dołączyć oświadczenie (wg zamieszczonego dalej<br />
wzoru), że praca jest oryginalna, nigdzie wcześniej niepublikowana.<br />
• Każda praca powinna być autoryzowana i podpisana do druku przez autora<br />
wiodącego.<br />
• Autor publikowanej pracy jest obowiązany przenieść swe prawa autorskie na<br />
wydawcę.<br />
• Do artykułu należy dołączyć informację zawierającą: tytuł pracy,<br />
imię i nazwisko, tytuł naukowy autorów oraz miejsce ich zatrudnienia<br />
z dokładnym adresem, telefonem i e-mailem.<br />
• Autorzy pokrywają uzgodnione z Działem Wydawnictw koszty<br />
opublikowania pracy w czasopiśmie.<br />
Czasopismo „<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong>” jest dostępne<br />
pod adresem: http://www.ios.edu.pl/pol/ochrona.html<br />
Płyty CD z tekstem pracy i jej streszczeniem wraz z autoryzowanym przez<br />
Autora/Autorów wydrukiem z drukarki laserowej na papierze formatu A-4<br />
w 1 egz. oraz oświadczeniem, że praca jest oryginalna i nie była wcześniej<br />
publikowana, należy przekazać na adres:<br />
<strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska-Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy<br />
Dział Wydawnictw<br />
00-548 Warszawa<br />
ul. Krucza 5/11<br />
Tel.: 0-22-625-10-05 wew. 58<br />
e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />
597
<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong> <strong>nr</strong> <strong>49</strong>, 2011 r.<br />
OŚWIADCZENIE<br />
Tytuł pracy:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Autor/autorzy:<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
…………………………………………………………………………………………<br />
Oświadczam/oświadczamy, że złożona przeze mnie/nas praca jest oryginalna<br />
i dotychczas nigdzie niepublikowana.<br />
Prawa autorskie do wymienionej pracy przenoszę/przenosimy na wydawcę<br />
czasopisma ”<strong>Ochrona</strong> Środowiska i Zasobów <strong>Naturalnych</strong>”, tj. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong><br />
Środowiska-Państwowy <strong>Instytut</strong> Badawczy.<br />
Podpis/podpisy<br />
…………………………………………..<br />
………………………………………….<br />
………………………………………….<br />
Data .........................................<br />
………………………………………….<br />
598
Change language