Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 48 - Instytut Ochrony ...

Ochrona 

Środowiska 

i zasobów 

naturalnych 

nr 48 

instytut ochrony środowiska 

państwowy instytut badawczy 

Warszawa 2011

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 48 

Warszawa 2011

Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska 

– Państwowego Instytutu Badawczego 

Jerzy Siepak – UAM w Poznaniu, przewodniczący 

Marzenna Dudzińska – Politechnika Lubelska 

Apolonia Ostrowska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Grażyna Porębska – IOŚ-PIB w Warszawie 

Opracowanie edytorskie i techniczne 

Iwona Ornoch, Leokadia Prędka, Marta Radwan-Röhrenschef, 

Monika Natunewicz, Maria Lackowska 

© Copyright by 

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA – Państwowy Instytut Badawczy 

Warszawa 2011 

Wydawca 

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ-PIB 

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

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

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

CZASOPISMO RECENZOWANE 

ISSN: 1230-7831-08-7 

Wersja pierwotna czasopisma: papierowa 

Przygotowanie do druku i druk 

Studio 2000 Robert Lipski 

www.studio2000.pl

RADA NAUKOWA: 

‣ Andrzej Bytnerowicz – University of Califonia, USA 

‣ Marek Degórski – PAN, Polska (przewodniczący) 

‣ Katalin Gruiz – Technical University of Budapest, Węgry 

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

‣ Yordan Uzonov – Bulgarian Academy of Sciences, Bułgaria 

Redaktor naczelny – Barbara Gworek, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor tematyczny – Maciej Sadowski, IOŚ-PIB, Polska 

Redaktor statystyczny – Wiesław Mądry, SGGW, Polska 

Redaktor językowy – Alicja Zobel, Trent University, Kanada 

RECENZENCI: 

‣ Jerzy Bartnicki – Norwegian Meteorological Institute, Norwegia 

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

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

Szwajcaria 

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

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

‣ Alina Maciejewska – Politechnika Warszawska, Polska 

‣ Michaił J. Nikiforow – Akademia Nauk Białorusi, Białoruś 

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

‣ Jerzy Paszkowski – University of Geneva, Szwajcaria 

‣ Stefan Pierzynowski – Lunds Universitet, Szwecja 

‣ Jerzy Puchalski – PAN Ogród Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności 

Biologicznej w Powsinie, Polska 

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

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

Risques, Francja 

‣ Marina Valentukeviciene – Vilnus Gediminas Technical University, Litwa 

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

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH zawarte są 

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

są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych elementach 

środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające zarówno 

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

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

regionalnym oraz lokalnym, w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju. 

Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

SPIS TREŚCI 

Joanna Cichocka, Martyna Śnioszek, Arkadiusz Telesiński, 

Helena Zakrzewska............................................................................................................15 

Kształtowanie się aktywności antyoksydacyjnej siewek 

cząbru ogrodowego (Satureja hortensis L.) w zależności od 

zawartości w podłożu związków fluoru i selenu 

Assessing of antioxidant activity of summer savory (Satureja 

hortensis L.) seedlings depending on fluoride and selenium 

content in medium 

Iwona Ledwożyw-Smoleń, Sylwester Smoleń, Stanisław Rożek.....................................22 

Wpływ zróżnicowanych sposobów aplikacji KIO 3 

na akumulację 

tego pierwiastka oraz jakość odżywczą sałaty uprawianej 

w systemie hydroponicznym 

Effect of various methods of KIO 3 

application on iodine 

accumulation and nutritional value of lettuce cultivated in 

hydroponics 

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Joanna Wierzbińska............................................31 

Wpływ nawożenia KI i KIO 3 

na efektywność pobierania jodu oraz 

zawartość składników pokarmowych w liściach i owocach 

roślin pomidora uprawianych w systemie hydroponicznym CKP 

The effect of KI and KIO 3 

fertilization on iodine uptake 

efficiency and content of mineral elements in leaves and fruits 

of tomato cultivated in hydroponics (NFT system) 

Sylwester Smoleń, Anna Kołton, Joanna Wierzbińska, 

Alina Wiszniewska.............................................................................................................40 


na wzrost wegetatywny roślin oraz 

metabolizm azotu i aktywność fotosyntetyczną liści pomidora 

uprawianych w systemie hydroponicznym CKP 


fertilization on vegetative growth as 

well as nitrogen metabolism and photosynthetic activity in 

leaves of tomato grown in hydroponics (NFT system) 

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw-Smoleń...................................................................49 

Wpływ koncentratu substancji humusowych na efektywność 

biofortyfikacji w jod oraz na jakość biologiczną roślin 

szpinaku 

The effect of humic acid concentrate on the effectiveness of 

iodine biofortification and biological quality of spinach plants

Sylwester Smoleń, Joanna Wierzbińska, Marta Liszka-Skoczylas, Roksana Rakoczy....59 

Wpływ formy jodu na plonowanie oraz jakość owoców 

pomidora uprawianego w systemie hydroponicznym CKP 

The effect of iodine form on yield quantity and biological 

quality of tomato cultivated in hydroponics system NFT 

Jolanta Domańska, Tadeusz Filipek...................................................................................67 

AKUMULACJA CYNKU W KUPKÓWCE POSPOLITEJ W ZALEŻNOŚCI OD 

RODZAJU GLEBY, pH ORAZ ZANIECZYSZCZENIA Cd LUB Pb 

ZINC accumulation IN COOKSFOOT IN DEPENDENCE ON KIND OF SOIL, 

pH, AND Cd OR Pb SOIL CONTAMINATION 

Jolanta Domańska, Tadeusz Filipek...................................................................................74 

KSZTAŁTOWANIE SIĘ ZAWartości Cu ZWIĄZANEJ Z FRAKCJAMI GLEBY 

W ZALEŻNOŚCI OD pH I ZAWartości MATERII ORGANICZNEJ 

CONTENT OF Cu BOUND to SOIL FRACTIONS AS AFFECTED BY SOIL pH 

AND ORGANIC MATTER CONTENT 

Ewelina Sadowska, Paweł Radzikowski.............................................................................80 

Akumulacja Zn i K w porostach występujących w wybranym 

regionie województwa mazowieckiego 

The acumulation of Zn and K in lichens present in chosen region 

of the Voivodeship of Mazovia 

Anna Grzesiuk, Iwona Czułowska, Waldemar Kowalczyk, 

Marcin Horbowicz..............................................................................................................86 

WPŁYW JONÓW OŁOWIU NA ZAWartość NIEKTÓRYCH METABOLITÓW 

I WZROST SIEWEK GRYKI ZWYCZAJNEJ (FAGOPYRUM ESCULENTUM 

MOENCH) 

EFFECT OF LEAD IONS ON CONTENT OF SOME METABOLITES AND 

GROWTH OF SEEDLINGS OF COMMON BUCKWHEAT (Fagopyrum 

esculentum Moench) 

Helena Kubicka, Natalia Jaroń............................................................................................96 

Działanie jonów miedzi na wzrost siewek linii wsobnych żyta 

(Secale cereale L.) 

The action of copper ions on the growth of inbred lines of rye 

seedlings (Secale cereale L.)

Mirosława Słaba, Milena A. Piątek, Jerzy Długoński.......................................................104 

DEGRADACJA ALACHLORU PRZEZ MIKROSKOPOWY GRZYB STRZĘPKOWY 

PAECILOMYCES MARQUANDII W WARUNKACH NIEDOBORU TLENU 

I ZRÓŻNICOWANEGO ZASOLENIA 

ALACHLOR DEGRADATION BY MICROSCOPIC FILAMENTOUS FUNGUS 

PAECILOMYCES MARQUANDII IN THE CONDITIONS OF OXYGEN LIMITATION 

AND DIFFERENTIAL SALINITY 

Anna Jasińska , Katarzyna Paraszkiewicz........................................................................112 

CHARAKTERYSTYKA PROCESU SORPCJI ZIELENI MALACHITOWEJ 

ORAZ JONÓW KADMU, CYNKU I OŁOWIU PRZEZ ODPADOWY MAKUCH 

RZEPAKOWY 

CHARACTERISTIC OF MALACHITE GREEN AND Cd, Zn, Pb IONS SORPTION 

BY AUTOCLAVED RAPESEED OIL CAKE WASTE 

Maciej Niedzielski, Konrad Woliński.................................................................................123 

Ocena możliwości hartowania pąków spoczynkowych grusz 

dla wzrostu odporności na zamrażanie w ciekłym azocie 

Assessment of putative effect of pear dormant bud hardening 

on increase of resistance to liquid nitrogen freezing 

Janette Musilová, Diana Jónášová, Zuzana Poláková....................................................131 

Variety as one of the factors affecting the accumulation 

of risk elements of potato tubers 

ZMIENNOŚĆ JAKO JEDEN Z CZYNNIKÓW WPŁYWAJĄCYCH NA KUMULACJĘ 

ZWIĄZKÓW POWODUJĄCYCH RYZYKO W BULWACH ZIEMNIAKA 

Elżbieta Kondera................................................................................................................143 

Wpływ kadmu i miedzi na aktywność krwiotwórczą nerki 

głowowej karpia 

The effect of cadmium and copper on hematopoietic activity 

of carp head kidney 

Hanna Lutnicka, Agnieszka Ludwikowska.......................................................................151 

ZMIANY HISTOPATOLOGICZNE W NERCE TUŁOWIOWEJ KARPIA (CYPRINUS 

CARPIO L.) EKSPONOWANEGO NA WYBRANE PYRETROIDY 

HISTOPATHOLOGICAL CHANGES IN POSTERIOR KIDNEY OF CARP 

(CYPRINUS CARPIO L.) EXPOSED TO THE PYRETHROIDS

Ewa Drąg-Kozak, Ewa Łuszczek-Trojnar, Włodzimierz Popek.......................................161 

Koncentracja metali ciężkich w tkankach i organach pstrąga 

tęczowego (Oncorhynchus mykiss) w zależności od wieku 

i sezonu 

Heavy metals in some tissues and organs of rainbow trout 

(Oncorhynchus mykiss) fish species in relation 

to age and season 

Katarzyna Ługowska, Justyna Kubik...............................................................................170 

Malformations of barbel (Barbus barbus) larvae induced by 

copper and cadmium 

Deformacje larw brzany (Barbus barbus) pod wpływem miedzi 

i kadmu 

Andrzej Grosicki.................................................................................................................179 

INFLUENCE OF BENTONITE ON ABSORPTION OF ZINC SUPPLEMENTS IN 

RATS 

WPŁYW BENTONITU NA WCHŁANIANIE U SZCZURÓW ZWIĘKSZONYCH 

ILOŚCI CYNKU W DIECIE 

Ewa M. Skibniewska, Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla.............................................184 

Zawartość miedzi w sierści kotów wolno żyjących i domowych 

z terenu Warszawy 

Copper content in hair of free living and domestic cats from 

the region of Warsaw 

Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska, Michał Skibniewski, 

Grażyna Urbańska-Słomka..............................................................................................191 

ZAWARTOŚĆ KOBALTU I NIKLU W RACICACH I MIĘŚNIACH ŻUBRÓW WOLNO 

ŻYJĄCYCH 

COBALT AND NICKEL CONTENT IN THE HOOVES AND MUSCLES OF FREE 

RANGING EUROPEAN BISONS 

Hanna Jaworska, Agata Bartkowiak.................................................................................197 

ZAWARTOŚĆ CYNKU W POZIOMACH POWIERZCHNIOWYCH GLEB 

O NATURALNEJ I ANTROPOGENICZNIE PODWYŻSZONEJ ZAWARTOŚCI 

WĘGLANU WAPNIA 

THE CONTENT OF ZINC IN SURFACE HORIZONS OF SOILS WITH NATURAL 

AND ANTHROPOLOGICALY INCREASED CONCENTRATION OF CALCIUM 

CARBONATES

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Roman Pieprzka.................................204 

ZAWARTOŚĆ CHROMU W POZIOMACH GLEBY ORGANICZNEJ W REJONIE 

LEGNICY 

THE CONTENT OF CHROMIUM IN ORGANIC SOIL HORIZONS IN LEGNICA 

REGION 

Justyna Szymczak, Dariusz Kłódka, Beata Smolik, Marta Pawlica...............................210 

Wpływ soli kadmu na aktywność enzymów stresu 

oksydacyjnego w glebie i kukurydzy (Zea mays var. Saccharata) 

Effect of cadmium salt on the activity of oxidative stress 

enzymes in soil and maize (Zea mays var. Saccharata) 

Arkadiusz Telesiński, Maciej Chruściel, Justyna Szymczak..........................................216 

Aktywność oksydazy o-difenolowej w glebie zanieczyszczonej 

kadmem, ołowiem i miedzią 

Activity of o-diphenol oxidase in coil contaminated with 

cadmium, lead and copper 

Marcin J. Małuszyński, Ilona Małuszyńska......................................................................223 

Mobilność wanadu w glebach narażonych na zanieczyszczenie 

substancjami ropopochodnymi 

Vanadium mobility in soils exposed for polluting with 

petroleum-derived substances 

Elżbieta Malinowska, Dorota Kalembasa.........................................................................230 

WPŁYW WAPNOWANIA I DAWEK OSADU ŚCIEKOWEGO NA SPECJACJĘ 

OŁOWIU W GLEBIE, W DOŚWIADCZENIU WAZONOWYM 

THE INFLUENCE OF LIMING AND SEWAGE SLUDGE RATES ON THE 

FRACTIONS LEAD IN SOIL, IN POT EXPERIMENT 

Krzysztof Pakuła.................................................................................................................240 

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH PIERWIASTKÓW W GLEBACH WOKÓŁ 

SKŁADOWISKA ODPADÓW KOMUNALNYCH 

THE CONTENT OF SOME ELEMENTS IN SOILS AROUND THE MUNICIPAL 

WASTE DUMP 

Artur Szwalec, Paweł Mundała, Dawid Bedla..................................................................250 

Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach w sąsiedztwie składowisk 

odpadów komunalnych w Słopnicach Szlacheckich i Jaśle 

Content of Cd, Pb, Zn and Cu in soil of farmland in vicinity of 

municipal waste landfills in Słopnice Szlacheckie and Jasło

Judita Bystrická, Alena Vollmannová, Janette Musilová, Dana Urminská....................259 

THE RELATIONSHIP OF HEAVY METALS (Cd, Pb) CONTENT IN SOIL TO THEIR 

CONTENT IN AMARANTH SEEDS 

ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ METALI CIĘŻKICH 

(Cd, Pb) W GLEBIE I ZAWARTOŚCIĄ TYCH METALI W NASIONACH SZARŁATU 

Daniel Ochman, Dorota Kawałko, Jarosław Kaszubkiewicz, Paweł Jezierski..............266 

ZAWARTOŚĆ ROZPUSZCZALNYCH KATIONÓW I ANIONÓW W WYCIĄGACH 

WODNYCH Z GLEB ZASALANYCH WODAMI POFLOTACYJNYMI 

INFILTRUJĄCYMI ZE SKŁADOWISKA „ŻELAZNY MOST” 

CONTENT OF SOLUBLE CATIONS AND ANIONS IN THE WATER EXTRACTS 

FROM THE SALINE SOILS SUPPLIED WITH FLOTATION WATER INFILTRATING 

FROM TAILINGS IMPOUNDMENT „ŻELAZNY MOST” 

Paweł Jezierski, Dorota Kawałko, Jarosław Kaszubkiewicz, Daniel Ochman..............276 

PORÓWNANIE ZAWARTOŚCI RTĘCI W GLEBACH UŻYTKÓW ROLNYCH 

POWIATU JELENIOGÓRSKIEGO I ZĄBKOWICKIEGO 

COMPARISON OF MERCURY CONCENTRATION IN THE ARABLE LANDS OF 

JELENIOGÓRSKI AND ZĄBKOWICKI DISTRICT 

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk...............................................................................287 

Zawartość żelaza i glinu w profilach gleb rdzawych różnie 

użytkowanych 

Content of iron and aluminium in the profiles of variously 

utilized rusty soils 

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska..........................................................................297 

Monitorning stopnia zanieczyszczenia wód zbiornika małej 

retencji w Sokółce 

The monitoring of water pollution level in low-retention 

reservoirs in Sokółka 

Ludwina Jarzynowska, Agnieszka Rożek, Dorota Wolicka............................................307 

Mikroorganizmy halofilne w wodach złożowych 

Halophilic microorganisms in petroleum produced waters 

Ewa Jurkiewicz-Karnkowska.............................................................................................316 

Accumulation of heavy metals in selected gastropod species – 

lower Bug River and its floodplain water bodies 

Kumulacja metali ciężkich w wybranych gatunkach ślmaków – 

dolny Bug i zbiorniki jego terenów zalewowych

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk..........................................................................324 

Kształtowanie się stężeń związków biogennych w wodach 

zbiornika Czapielówka 

Evolution of the concentrations of biogenic compounds 

in Czapielówka low-retention reservoir 

Stanisław Niewolak, Wiesława Rodziewicz, Radosław Czajka, Wojciech Rodziewicz.....334 

BAKTERIOLOGICZNE WSKAŹNIKI STOPNIA ZANIECZYSZCZENIA 

I STANU SANITARNEGO DROBNYCH ZBIORNIKÓW ŚRÓDLEŚNYCH 

W OKOLICY OLSZTYNA 

BACTERIOLOGICAL INDICATORS OF POLLUTION AND SANITARY STATE 

OF MID-FOREST WETLANDS NEAR OLSZTYN 

Elżbieta Królak, Małgorzata Korycińska, Katarzyna Diadik, Sylwia Godziuk...............343 

Czy lokalne oczyszczalnie ścieków wpływają na jakość wód 

w ich odbiornikach? 

Do local sewage treatment plants influence the quality 

of water in sewage receiving rivers? 

Karol Korzekwa, Paweł Janyszko.....................................................................................353 

Genotyping of Escherichia coli strains isolated from 

bioaerosols and sewages on municipal wastewater treatment 

plant 

Genotypowanie szczepów Escherichia coli wyizolowanych 

z bioaerozoli i ścieków na terenie oczyszczalni ścieków 

komunalnych 

Ilona Małuszyńska, Bartosz Bielecki, Andrzej Wiktorowicz, Marcin J. Małuszyński......362 

Recykling pojazdów wycofanych z eksploatacji 

jako metoda ograniczająca ilość odpadów niebezpiecznych 

w środowisku 

Recycling of vehicles withdrawn from use as the method 

reducing the quantity of hazardous wastes 

in the environment 

Monika Załęska-Radziwiłł, Maria Łebkowska, Katarzyna Affek, Nina Chrzanowska...372 

OCENA RYZYKA WYWOŁANEGO OBECNOŚCIĄ WYBRANYCH 

FARMACEUTYKÓW W WODACH POWIERZCHNIOWYCH W STOSUNKU 

DO SINIC I ROŚLIN 

ENVIRONMENTAL RISK ASSESSMENT OF SELECTED PHARMACEUTICALS 

PRESENT IN SURFACE WATERS IN RELATION TO CYANOBACTERIA AND 

PLANTS

Edyta Chrzanowska, Radosław Kalinowski, Marek Brytan............................................383 

Ocena oddziaływania wojskowych odkażalników proszkowych 

na Lemna minor 

The assessment of impact of military skin decontaminants 

on Lemna minor 

Wojciech Dmuchowski, Dariusz Gozdowski, Aneta H. Baczewska, 

Paulina Brągoszewska....................................................................................................391 

EVALUATION OF THE ARSENIC ENVIRONMENTAL POLLUTION ON THE BASIS 

OF DIFFERENT BIOINDICATIVE METHODS 

OCENA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA ARSENEM za POMOCĄ 

RÓŻNYCH METOD BIOINDYKACYJNYCH 

Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska, Dorota Wolicka............................................403 

BIOLOGICZNE UTLENIANIE MONOPIERŚCIENIOWYCH WĘGLOWODORÓW 

AROMATYCZNYCH W ŚRODOWISKACH SPRZYJAJĄCYCH REDUKCJI 

SIARCZANÓW 

Biological oxidation of monoaromatic hydrocarbons 

in environments conductive to the reduction of sulphates 

Radosław Kalinowski, Edyta Chrzanowska, Marek Brytan............................................413 

Ocena ekotoksykologiczna wybranych bojowych środków 

trujących w stosunku do skorupiaków Daphnia magna 

Ecotoxicological assessment of selected chemical warfare 

agents towards crustacean Daphnia magna 

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski, Rafał Sołtysek................................................423 

Parafarmaceutyki niewiadomego pochodzenia 

a niebezpieczeństwo zatrucia rtęcią na przykładzie preparatu 

„Fufang Luhui Jiaonang” 

Parapharmaceutical products of unknown origin 

and the risk of mercury poisoning on the example 

of medicinal preparation „Fufang Luhui Jiaonang” 

Irena Burzyńska..................................................................................................................432 

OCENA ZWIĄZKU MIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ ROZPUSZCZALNEGO WĘGLA 

ORGANICZNEGO W GLEBIE A STĘŻENIEM MINERALNYCH FORM AZOTU 

W PŁYTKICH WODACH GRUNTOWYCH Z ZAGRODY I JEJ OTOCZENIA 

ASSESSMENT OF RELATIONSHIP BETWEEN THE CONTENT DISSOLVED 

ORGANIC CARBON IN THE SOIL AND MINERAL FORMS OF NITROGEN IN THE 

SHALLOW GROUD WATER FROM FARMSTEAD

Aleksandra Badora, Jolanta Kozłowska-Strawska.........................................................439 

WYBRANE WSKAŹNIKI JAKOŚCI ROŚLIN UPRAWNYCH 

SOME QUALITY INDICATORS OF ARABLE PLANTS 

Monika Bojanowska...........................................................................................................453 

Wielopierścieniowe węglowodory AROMATYCZNE 

I POZOSTAŁOŚCI ŚRODKÓW CHEMICZNYCH W TŁUSZCZACH JADALNYCH 

POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS AND RESIDUES 

OF CHEMICALS IN EDIBLE FATS 

Renata Czeczko..................................................................................................................462 

ZASTOSOWANIE METOD CHROMATOGRAFICZNYCH DO OZNACZANIA 

POZOSTAŁOŚCI PESTYCYDÓW W OWOCACH I WARZYWACH 

APPLICATION OF CHROMATOGRAPHIC METHODS TO DETERMINATE FOR 

RESIDUES OF PESTICIDES IN FRUITS AND VEGETABLES 

Aneta Brodziak, Anna Litwińczuk, Monika Kędzierska-Matysek, Jolanta Król............467 

Zawartość wybranych makro- i mikroelementów w mleku krów 

różnych ras i serwatce podpuszczkowej 

Content of selected macro- and microelements in milk 

of different cows breeds and rennet whey 

Józef Szkoda, Agnieszka Nawrocka, Mirosława Kmiecik, Jan Żmudzki.......................475 

BADANIA KONTROLNE PIERWIASTKÓW TOKSYCZNYCH W ŻYWNOŚCI 

POCHODZENIA ZWIERZĘCEGO 

MONITORING STUDY OF TOXIC ELEMENTS IN FOOD OF ANIMAL ORIGIN 

Katarzyna Czepiel-Mil, Danuta Kowalczyk-Pecka...........................................................485 

Próba oceny wpływu polutantów w urbicenozach na podstawie 

obecności wciornastków (Insecta: Thysanoptera) zebranych 

w Lublinie 

Attempt to assess the impact of pollutants in the urban 

environment on the basis of the presence of thrips (Insecta: 

Thysanoptera) collected in Lublin 

Aleksandra Bielicka-Giełdoń, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska........................................492 

OCENA ZAWARTOŚCI PIERWIASTKÓW METALICZNYCH W ZIOŁACH 

I PRZYPRAWACH DOSTĘPNYCH NA POLSKIM RYNKU 

EVALUATION OF METALS CONTENT IN HERBS AND SPICES AVAILABLE 

ON THE POLISH MARKET

Wojciech Kwasowski, Lidia Oktaba..................................................................................498 

OCENA ZAWARTOŚCI OŁOWIU I CYNKU W WYBRANYCH ORGANACH 

PSZENICY (Triticum aestivum) UPRAWIANEJ 

PRZY TRASIE SZYBKIEGO RUCHU WARSZAWA–POZNAŃ 

EVALUATION OF ZINC AND LEAD CONTENT IN SELECTED ORGANS OF 

WHEAT GROWING IN VICINITY OF THE MAIN ROAD WARSZAWA–POZNAŃ 

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Izabela Mijalska-Szewczak..............................................508 

ZAWARTOŚĆ MANGANU I ŻELAZA W PASIE ZIELENI PRZYDROŻNEJ 

CONCENTRATION OF MANGANESE AND IRON 

IN THE GREEN BELT ROADSIDE 

Barbara Poniedziałek, Piotr Rzymski, Mikołaj Kokociński, Lubomira Burchardt, 

Krzysztof Wiktorowicz.....................................................................................................513 

ZMIANY FLUORESCENCJI CHLOROFILU CYLINDROSPERMOPSIS 

RACIBORSKII I APHANIZOMENON FLOS-AQUAE POD WPŁYWEM SOLI 

OŁOWIU 

CHANGES OF CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII AND APHANIZOMENON 

FLOS-AQUAE CHLOROPHYLL FLUORESCENCE UNDER THE INFLUENCE 

OF LEAD 

Grzegorz Zając, Joanna Szyszlak-Bargłowicz.................................................................520 

OCENA ZAWARTOŚCI WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH W MĄKACH 

CHLEBOWYCH 

ESTIMATION OF SELECTED HEAVY METALS CONTENT IN BREAD FLOURS

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 48, 2011 r. 

Joanna Cichocka*, Martyna Śnioszek*, Arkadiusz Telesiński*, 

Helena Zakrzewska* 

Kształtowanie się aktywności antyoksydacyjnej 

siewek cząbru ogrodowego (Satureja hortensis L.) 

w zależności od zawartości w podłożu związków fluoru 

i selenu 

Assessing of antioxidant activity of summer savory 

(Satureja hortensis L.) seedlings depending on fluoride 

and selenium content in medium 

Słowa kluczowe: cząber ogrodowy, fluor, selen, polifenole, flawonoidy, pojemność antyoksydacyjna. 

Key words: summer savory, fluorine, selenium, polyphenols, flavonoids, antioxidant capacity. 

The aim of study was to determine how the radical scavenging activity is as summer savory 

depending on the content of fluorine compounds in the soil and selenium. The experiment 

was conducted in water culture with Hoagland solution with a pH = 5.8 (control) supplement 

containing selenium in oxidation state + IV (H 2 

SeO 3 

) and + VI(H 2 

SeO 4 

) at a dose of 0.05 

mM·dm -3 , and sodium fluoride at 10 mM∙dm -3 . The control seedlings were grown in water 

culture without addition of selenium and fluoride. During the experiment the plants were illuminated 

by a sodium vapor lamp Son-T-Agro-400 W, Philips, the intensity of radiation at 

the level of medium 90 μE∙m 2 ∙s -1 PAR. Photoperiodism has been set for 12 hours day and 

night. After one month, seedlings were harvested. The content of total flavonoids content, 

total polyphenols content and antioxidant capacity was determined in methanol extracts. 

Obtained results showed that the addition of both fluoride and selenium (in both oxidation 

state) to soil caused a significant increase in total flavonoid content in seedlings of summer 

* Mgr inż. Joanna Cichocka, mgr inż. Martyna Śnioszek, dr inż. Arkadiusz Telesiński, 

dr hab. inż. Helena Zakrzewska, prof. nadzw. – Zakład Biochemii, Zachodniopomorski 

Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17, 71-434 Szczecin; 

tel.: 91 449 62 84; e-mail: joanna.cichocka@zut.edu.pl 

15

Joanna Cichocka i in. 

savory. Selenium in oxidation state +VI also caused a decrease of polyphenols content, 

while selenium in oxidation state +IV caused an increase. Fluoride did not influence statistically 

the concentration of these compounds. 

1. WPROWADZENIE 

Cząber ogrodowy (Satureja hortensis L.) jest jedną z najstarszych aromatycznych roślin 

zielarskich. Zioło uprawiano i doceniono już w starożytności. Posiada ono szerokie zastosowanie 

zarówno w medycynie, jak i aromaterapii i kosmetyce, jednakże najczęściej i najdłużej, 

bo od ponad 2000 lat, jest stosowany jako zioło kulinarne [Bown 1999; Martyniak-Przybyszewska, 

Majkowska-Gadomska 2006]. Surowcem zielarskim są kwitnące wierzchołki 

pędów i liście [Dzida, Jarosz 2006], świeże lub wysuszone [Strzelecka, Kowalski 2000]. Najcenniejszą 

częścią rośliny są liście tuż przed kwitnieniem ponieważ w tym okresie posiadają 

najwięcej olejków o najlepszym składzie [Clark, Menary 1979]. Z doniesień piśmiennictwa 

wiadomo, że zioło to posiada oprócz olejków eterycznych szereg związków fenolowych i flawonoidów, 

które wpływają na aktywność antyoksydacyjną surowca [Balcerek 2007]. 

Zarówno selen, jak i fluor należą do pierwiastków o wąskim zakresie bezpieczeństwa 

i ich obecność w podłożu może wpływać na skład jakościowy i ilościowy surowców roślinnych. 

Pierwiastki te są niezbędne do prawidłowego funkcjonowania organizmów, a ich niedobór, 

tak jak ich nadmiar w produktach roślinnych, może powodować objawy chorobowe 

u zwierząt i ludzi. Pozytywna biologiczna rola selenu jest związana przede wszystkim z jego 

występowaniem w centrum aktywnym peroksydazy glutationowej, jednego z enzymów 

uczestniczących w procesie obrony przed stresem oksydacyjnym [Jendryczko, Grzeszczak 

1995]. Fluor natomiast działa stymulująco na aktywność peroksydazy niespecyficznej, która 

również chroni komórki przed reaktywnymi formami tlenu [Chlubek i in. 2001]. 

W ostatnich latach znacząco wzrosło zainteresowanie konsumentów związkami biologicznie 

aktywnymi zawartymi w surowcach zielarskich. Przynajmniej częściowo można to 

wytłumaczyć wzrostem świadomości społeczeństwa na temat korzystnego wpływu roślinnych 

składników bioaktywnych na zdrowie człowieka. Wiadomo, że dieta bogata w przeciwutleniacze 

pomaga w zmniejszeniu ryzyka zachorowalności na chorobę wieńcową serca, 

niektóre nowotwory czy choroby neurodegeneracyjne [Kahkonen i in. 1999; Wartanowicz, 

Ziemlański 1999; Mitek, Kalisz 2003; Chun i in. 2005]. Zawartość tych związków, a zwłaszcza 

polifenoli, wpływa na poziom ogólnej aktywności antyoksydacyjnej produktów roślinnych 

i ekstraktów ziołowych [Zheng, Wang 2001]. 

2. CEL I METODY BADAŃ 

Celem badań było określenie jak kształtuje się aktywność przeciwutleniająca siewek 

cząbru ogrodowego w zależności od zawartości w podłożu związków fluoru i selenu. Do- 

16

Kształtowanie się aktywności antyoksydacyjnej siewek cząbru ogrodowego... 

świadczenie przeprowadzono w kulturach wodnych, wypełnionych pełną pożywką Hoaglanda, 

o pH = 5,8 (kontrola), zawierającą dodatek selenu na stopniu utlenienia +IV (H 2 

SeO 3 

) oraz 

+VI (H 2 

SeO 4 

), w dawce 0,05 mM·dm -3 oraz jonów fluorkowych (F - ), w dawce 10 mM·dm -3 . 

Próbę kontrolną stanowiły siewki rosnące w pożywkach bez dodatku selenu lub fluoru. 

W trakcie doświadczenia rośliny były oświetlane lampą sodową Son-T-Agro-400 W, firmy 

Philips, o natężeniu promieniowania na poziomie pożywki 90 µE·m 2·s-1 PAR. Fotoperiodyzm 

został ustalony na 12 godzin dnia i nocy. 

Po miesiącu zebrano siewki, wykonano z nich wyciągi metanolowe i oznaczono zawartość 

flawonoidów i polifenoli ogółem oraz pojemność antyoksydacyjną. Wyciągi metanolowe 

oraz analizy zawartości flawonoidów ogółem wykonano metodą Kumaran, Karumakaran 

[2007], pojemność antyoksydacyjną oznaczono według Prieto i in. [1999], a zawartość 

polifenoli ogółem metodą Yu i in. [2002]. 

Wyniki opracowano statystycznie za pomocą jednoczynnikowej analizy wariancji. Najmniejsze 

istotne różnice (NIR) obliczono przy poziomie istotności α = 0,05, za pomocą testu 

Tukey’a. 

3. WYNIKI I DYSKUSJA 

Zawartość flawonoidów i fenoli ogółem oraz pojemność antyoksydacyjną siewek cząbru 

ogrodowego rosnących w pożywkach z dodatkiem selenu lub fluoru przedstawiono 

w postaci wykresów słupkowych na rysunkach 1–3. 

Rys. 1. Zawartość Rys. 1. fenoli Zawartość ogółem fenoli w siewkach ogółem w cząbru siewkach ogrodowego cząbru ogrodowego rosnących rosnących w pożywkach w pożywkach z dodatkiem z do-selendatkiem selenu i fluoru 

i 

fluoru 

Fig. 1. Total phenol content in summer savory seedlings growing in medium with selenium and 

Fig. 1. Total phenol content in summer savory seedlings growing in medium with selenium and fluoride 

fluoride 

Zawartość flawonoidów ogółem w siewkach kontrolnych cząbru ogrodowego wynosiła 17 

78,73±4,49 mg galusanu · kg -1 s.m. roślin (rys. 1), flawonoidów ogółem – 2,41±0,20 mg

78,73±4,49 mg galusanu · kg -1 s.m. roślin (rys. 1), flawonoidów ogółem – 2,41±0,20 mg 


kwercetyny · kg -1 s.m. roślin (rys. 2), natomiast pojemność antyoksydacyjna wynosiła – 

148,06±3,12 mg askorbinianu · kg -1 s.m. roślin (rys. 3). Güllüce i in. [2003], a także Gontaru i 

Zawartość flawonoidów ogółem w siewkach kontrolnych cząbru ogrodowego wynosiła 

in. [2008] podają, że rośliny cząbru ogrodowego charakteryzuje wysoka aktywność 

przeciwutleniająca. 

78,73±4,49 mg galusanu ∙ kg -1 s.m. roślin (rys. 1), flawonoidów ogółem – 2,41±0,20 mg kwercetyny 

∙ kg -1 s.m. roślin (rys. 2), pojemność antyoksydacyjna natomiast wynosiła 148,06±3,12 mg 

askorbinianu · kg -1 s.m. roślin (rys. 3). Güllüce i in. [2003], a także Gontaru i in. [2008], podają, 

że rośliny cząbru ogrodowego charakteryzuje wysoka aktywność przeciwutleniająca. 

Rys. 2. Zawartość Rys. 2. flawonoidów Zawartość flawonoidów ogółem w siewkach ogółem w cząbru siewkach ogrodowego cząbru ogrodowego rosnących rosnących w pożywkach w pożywkach 

z dodatkiem selenu i fluoru 

z dodatkiem 

selenu i fluoru 

Fig. 2. Total flavonoid content in summer savory seedlings growing in medium with selenium and 

Fig. 2. Total flavonoid content in summer savory seedlings growing in medium with selenium and fluoride 

fluoride 

Rys. 3. Pojemność Rys. 3. Pojemność antyoksydacyjna antyoksydacyjna siewek cząbru siewek ogrodowego cząbru ogrodowego rosnących rosnących w pożywkach w pożywkach z dodatkiem z dodatkiem 

selenu i fluoru 

selenu i 

fluoru 

Fig. 3. Antioxidant capacity of summer savory seedlings growing in medium with selenium and 

Fig. 3. Antioxidant capacity of summer savory seedlings growing in medium with selenium and fluoride 

fluoride 

Na 18podstawie obliczonych wartości NIR 0,05 stwierdzono, że obecność w podłożu fluoru 

oraz selenu istotnie zmieniała koncentrację flawonoidów i fenoli ogółem w siewkach cząbru.


Na podstawie obliczonych wartości NIR 0,05 

stwierdzono, że obecność w podłożu fluoru 

oraz selenu istotnie zmieniała koncentrację flawonoidów i fenoli ogółem w siewkach cząbru. 

Nie wpływała natomiast istotnie na pojemność antyoksydacyjną roślin. 

W celu lepszego zobrazowania wpływu selenu i fluoru na oznaczane parametry potencjału 

przeciwutleniającego zawartość fenoli i flawonoidów ogółem oraz pojemność antyoksydacyjną 

przeliczono w stosunku do siewek kontrolnych i przedstawiono jako procent kontroli 

na rysunku 4. 

Obecność w podłożu selenu na stopniu utlenienia +IV spowodowała zwiększenie koncentracji 

fenoli ogółem o około 20% oraz zmniejszenie zawartości flawonoidów ogółem 

o około 55%. Dodatek do pożywki selenu na stopniu utlenienia +VI wywołał natomiast spadek 

koncentracji zarówno flawonoidów, jak i fenoli ogółem, odpowiednio o 46 i 24%. Kłódka 

i in. [2009] zaobserwowali natomiast zwiększenie zawartości fenoli i flawonoidów w siewkach 

różnych gatunków roślin jednoliściennych. Podobną zależność odnotowali Telesiński 

i in. [2009] w siewkach roślin dwuliściennych. 

Również wprowadzenie do podłoża fluoru zmniejszyło o 45% zawartość flawonoidów 

ogółem w siewkach cząbru ogrodowego. Nie spowodowało jednak istotnych zmian koncentracji 

fenoli ogółem. Śnioszek i in. [2009] natomiast zaobserwowali zmniejszenie zawartości 

fenoli ogółem w roślinach pszenicy oraz grochu siewnego. 

Rys. 4. Procentowe Rys. 4. Procentowe zmiany zawartości zmiany zawartości fenoli i flawonoidów fenoli i flawonoidów ogółem ogółem oraz pojemności oraz pojemności antyoksydacyjnej antyoksydacyjnej 

rosnących siewek w pożywkach cząbru ogrodowego z dodatkiem rosnących selenu w i pożywkach fluoru z dodatkiem selenu i fluoru 

siewek 

cząbru ogrodowego 

Fig. 4. Percentage changes of total phenol and flavonoid content and antioxidant capacity of 

Fig. 4. Percentage changes of total phenol and flavonoid content and antioxidant capacity of summer savory 

summer savory seedlings growing in medium with selenium and fluoride 

seedlings growing in medium with selenium and fluoride 

4. PODSUMOWANIE 

19 

Wprowadzenie do gleby zarówno fluoru, jak i selenu na obu stopniach utlenienia



Wprowadzenie do gleby zarówno fluoru, jak i selenu, na obu stopniach utlenienia, spowodowało 

znaczne zmniejszenie zawartości flawonoidów ogółem w siewkach cząbru ogrodowego. 

Dodatek selenu na stopniu utlenienia +VI również wywołał zmniejszenie zawartości 

polifenoli, selen natomiast na stopniu utlenienia +IV podwyższył koncentrację tych 

związków, a fluor nie wpłynął statystycznie na ich stężenie. Zmiany zawartości polifenoli 

i flawonoidów ogółem nie mają jednak odbicia w pojemności antyoksydacyjnej siewek. 

PIŚMIENNICTWO 

BALCEREK M., MODNICKI D. 2007. Cząber ogrodowy – nowe właściwości w świetle aktualnych 

doniesień. Panacea 2: 19. 

BOWN D. 1999. Wielka encyklopedia ziół. Wyd. MUZA, Warszawa. 

CHLUBEK D., STACHOWSKA E., BOBER J. 2001. Udział fluorków w reakcjach wolnorodnikowych 

i ich wpływ na aktywność enzymów antyoksydacyjnych. Bromat. Chem. 

Toksykol. 34(3): 263–266. 

CHUN O.K., KIM D.-O., SMITH N., SCHROEDER D., HAN J.T., LEE C.Y. 2005. Daily consumption 

of phenolics and total antioxidant capacity from fruit and vegetables in the 

American diet. J. Sci. Food Agric. 85: 1715–1724. 

CLARK R.J., MENARY R.C. 1979. The importance of harvest, date and plant density on 

yield and quality of Tassmanian peppermint oil. J. Amer. Soc. Hort Sci. 104(5): 703– 

706. 

DZIDA K., JAROSZ Z. 2006. Wpływ nawożenia azotowo-potasowego na plon i skład chemiczny 

cząbru ogrodowego (Satureja hortensis L.). Acta Agrophis. 7(4): 879–884. 

Gontaru L., Plander S., Simandi B. 2008. Investigation of Satureja hortensis L. as 

a possible source of natural antioxidants. Hung. J. Indust. Chem. 36(1–2): 39–42. 

GÜLLÜCE M., SÖKMEN M., DAFERERA D., AGAR G., ÖZKAN H., KARTAL N., POLIS- 

SIOU M., SÖKMEN A., SAHIN F. 2003. In vitro antibacterial, antifungal, and antioxidant 

activities of essentials oil and methanol extracts of herbal parts and callus cultures 

of Satureja hortensis L. J. Agric Food Chem. 51: 3958–3965. 

JENDRYCZKO A., GRZESZCZAK W. 1995. Glutathione peroxidase activities in erythrocytes 

and their relationship to cholesterol in lipoproteins of medical school students. 

Appl. Biol. Comm. 5(1–2): 37–43. 

KAHKONEN M.P., HOPIA A.I., VUORELA H.J., RAUHA J.P., PIHLAJA K., KUJALA T.S., 

HEINONEN M. 1999. Antioxidant activity of plant extracts containing phenolic compounds. 

J. Agric. Food Chem. 47: 3954–3962. 

KŁÓDKA D., TELESIŃSKI A., MROCZEK J., KOMSTA A. 2009. Zmiany zawartości kwasu 

askorbinowego, glutationu, flawonoidów i związków fenolowych w różnych gatunkach 

20


roślin w zależności od stopnia utlenienia selenu dodanego do podłoża. Część I. Rośliny 

jednoliścienne. Ochr. Środ. Zas. Nat. 40: 293–300. 

KUMARAN A., KARUNAKARAN R.J. 2007. In vitro antioxidant activities of metanol extracts 

of five Phyllanthus species from India. Elsevier. 40: 344–352. 

MARTYNIAK-PRZYBYSZEWSKA B., MAJKOWSKA-GADOMSKA J. 2006. Wpływ wybranych 

czynników agrotechnicznych na plon cząbru ogrodowego (Satureja hortensis 

L.) i lebiodki pospolitej (Origanum vulgare L.). Ann. UMCS, Sectio EEE 16: 113–117. 

MITEK M., KALISZ S. 2003. Współczesne poglądy na właściwości przeciwutleniające soków 

owocowych i warzywnych. Przem. Spoż. 49(5): 37–39. 

PRIETO P., PINEDA M., AGUILAR M. 1999. Spectrophotometric quantitation of antioxidant 

capacity through the formation of a phosphomolybdenum complex: Specific application 

to the determination of vitamin E. Anal Biochem. 269: 337–341. 

STRZELECKA H., KOWALSKI J. 2000. Encyklopedia zielarstwa i ziołolecznictwa. PWN, 

Warszawa. 

ŚNIOSZEK M., TELESIŃSKI A., SMOLIK B., ZAKRZEWSKA H. 2009. Possibilities of using 

clay minerals to reduce fluorine effects on activity of phenolic metabolism selected 

enzymes in soil and pea and spring wheat plants. w: Pierwiastki, środowisko i życie 

człowieka [Pasternak K. (red.)], Wyd. System-Graf, Lublin: 344–356. 

TELESIŃSKI A., KŁÓDKA D., KOMSTA A., MROCZEK J. 2009. Zmiany zawartości kwasu 

askorbinowego, glutationu, flawonoidów i związków fenolowych w różnych gatunkach 

roślin w zależności od stopnia utlenienia selenu dodanego do podłoża. Część II. Rośliny 

dwuliścienne. Ochr. Środ. Zas. Nat. 40: 372–379. 

WARTANOWICZ M., ZIEMLAŃSKI S. 1999. Stres oksydacyjny oraz mechanizmy obronne. 

Żyw. Człow. Met. 1: 67–80. 

YU L., HALEY S., PERRET J., HARRIS M., WILSON J., QIAN M. 2002. Free radical scavenging 

properties of wheat extracts. J. Agric. Food Chem. 50: 1619–1624. 

ZHENG W., WANG S.Y. 2001. Antioxidant activity and phenolic compounds in selected 

herbs. J. Agric. Food Chem. 49: 5165–5170. 

21


Iwona Ledwożyw-Smoleń*, Sylwester Smoleń**, Stanisław Rożek* 


na 

akumulację tego pierwiastka oraz jakość odżywczą 

sałaty uprawianej w systemie hydroponicznym 

Effect of various methods of KIO 3 

application on 

iodine accumulation and nutritional value of lettuce 

cultivated in hydroponics 

Słowa kluczowe: jod, sałata, biofortyfikacja, jakość odżywcza, uprawa hydroponiczna. 

Key words: iodine, lettuce, biofortification, nutritional quality, hydroponics. 

The aim of the study was to evaluate the effect of iodate application (IO 3- 

) on the effectiveness 

of iodine biofortification and nutritional value of lettuce (Lactuca sativa L.) ‘Melodion’ 

cv. grown in hydroponics. A one-year study was conducted in a foil-tunnel in a two-factor design 

including sub-blocks without foliar application of iodine and with two-time foliar spraying 

with 0,05% solution of KIO 3 

. In each sub-block, combinations with 0, 1 and 10 mg I∙dm -3 

concentration of KIO 3 

in nutrient solution were distinguished. Increased iodine content in lettuce 

heads (the effect of biofortification) was found in all tested combinations with I application 

– to a greater extent by foliar spraying rather than its introduction to nutrient solution. 

The highest accumulation of this element was noted in lettuce grown in the solution with 

10 mg I∙dm -3 and sprayed with iodine. However, these plants contained the lowest level of 

free amino acids among all tested combinations. Depending on KIO 3 

concentration in nutrient 

solution, a diverse effect of foliar nutrition with iodine was found with reference to the 

content of: dry matter, soluble sugars, ascorbic acid and free amino acids in lettuce heads. 

A significant increase in the level of phenolic compounds was obtained in lettuce grown in 

nutrient solution containing 10 mg I∙dm -3 . 

* Mgr inż. Iwona Ledwożyw-Smoleń, prof. dr hab. Stanisław Rożek – Katedra Botaniki 

i Fizjologii Roślin, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 

54, 31-425 Kraków; tel.: 12 662 52 10; e-mail: iwona_ledwozyw@gazeta.pl 

** Dr inż. Sylwester Smoleń – Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych, 

Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; 

tel.: 12 662 52 39; e-mail: s.smolen@ogr.ur.krakow.pl 

22


na akumulację tego pierwiastka oraz... 

Foliar application of KIO 3 

led to diminished content of: dry matter, soluble sugars, ascorbic 

acid and free amino acids in lettuce cultivated in the solution with addition of 1 and 10 mg 

I∙dm -3 - 

. Foliar nutrition with IO 3 

did not affect the level of these compounds in lettuce grown 

in the control solution (without I) – except of reducing ascorbic acid content. 

1. Wprowadzenie 

Jod jest ważnym mikroskładnikiem pokarmowym niezbędnym do prawidłowego wzrostu 

i rozwoju człowieka oraz zwierząt (zwłaszcza ssaków). Kluczowa rola tego pierwiastka 

przejawia się w funkcjonowaniu tarczycy – jod jest składnikiem hormonów: tyroksyny (T4) 

i trójjodotyroniny (T3), produkowanych przez ten gruczoł. Niedobór jodu prowadzi do wielu 

zaburzeń w organizmie, spośród których należy wymienić dysfunkcję tarczycy (zwiększenie 

ryzyka nowotworów, powstawanie wola) oraz nieprawidłowy rozwój cewy nerwowej i mózgu 

w okresie prenatalnym i niemowlęcym. 

Około 1,9 miliarda ludzi na świecie, w tym 285 mln dzieci, spożywa pokarm o zbyt niskiej 

zawartości jodu. Około 1 miliarda tych ludzi cierpi z powodu wola endemicznego. 

Częstość występowania niedoboru jodu jest najmniejsza w Ameryce – 10,1%, największa 

natomiast w Europie – 59,9% [de Benoist i in. 2003; Delange i in. 1997]. W celu ograniczenia 

niedoboru jodu w Polsce i wielu krajach prowadzi się suplementację diety w ten 

pierwiastek przez jodowanie soli kuchennej. Jest to skuteczny sposób introdukcji jodu do 

organizmu człowieka, zwłaszcza w krajach rozwiniętych z dostateczną podażą soli jodowanej. 

Należy jednak zwrócić uwagę, że zgodnie z zaleceniami Światowej Organizacji 

Zdrowia konieczne jest ograniczenie spożycia soli jako czynnika ryzyka nadciśnienia tętniczego, 

miażdżycy oraz niektórych chorób nowotworowych [WHO 2007]. Między innymi 

ze względu na wysokie koszty leczenia tych chorób WHO zaplanowała na lata 2008–2013 

realizację programu „Global Strategy on Diet, Physical Activity and Health”, obejmującego 

zagadnienia związane z ograniczeniem spożycia soli kuchennej, przy jednoczesnym poszukiwaniu 

alternatywnych sposobów wprowadzenia jodu do diety człowieka. Naturalnym 

sposobem zapewnienia odpowiedniego poziomu podaży tego pierwiastka w diecie człowieka 

może być biofortyfikacja (wzbogacanie) roślin w jod [Strzetelski 2005; White, Broadley 

2005; 2009; Yang i in. 2007]. 

Jod nie jest składnikiem pokarmowym roślin. Stosunkowo niewiele wiadomo na temat 

jego wpływu na przebieg procesów fizjologicznych i biochemicznych roślin. Z tego powodu 

wdrożenie agrotechnicznych zasad biofortyfikacji w ten pierwiastek wymaga przeprowadzenia 

kompleksowych badań, uwzględniających oddziaływanie jodu na wzrost, rozwój oraz 

procesy fizjologiczne i biochemiczne zachodzące w roślinach. 

Celem pracy było określenie wpływu zróżnicowanego stężenia i sposobów aplikacji 

jodu w formie jodanowej (IO 3- 

) na efektywność biofortyfikacji oraz wielkość i jakość biologiczną 

plonu sałaty. 

23

Iwona Ledwożyw-Smoleń, Sylwester Smoleń, Stanisław Rożek 

2. Materiał i metody badań 

Sałatę siewną (Lactuca sativa) ‘Melodion’ uprawiano w sezonie wiosennym roku 2010 

w systemie cienkowarstwowych kultur przepływowych (CKP) umieszczonych w nieogrzewanym 

tunelu foliowym. Nasiona wysiano w szklarni 1 marca 2010 r. Wysadzenie rozsady 

do rynien uprawowych, w rozstawie co 25 cm, przeprowadzono 30 marca 2010 r. Na każdy 

obiekt doświadczalny (jedną rynnę uprawową) przypadało 12 roślin sałaty. Uprawę prowadzono 

na pożywce standardowej o składzie (w mg∙dm -3 pożywki): N 150, P 50, K 200, Mg 

40, Ca 120, S 90, Cl 30. Mikroelementy wprowadzono do pożywki w postaci nawozu Pionier 

Mikro, w dawce 0,08 ml∙dm -3 . Odczyn pożywki do pH 6,0 doprowadzono za pomocą 65% 

HNO 3 

. EC pożywki (przewodność właściwa) wynosiła 1,6 mS∙cm -1 . 

Doświadczenie założono w układzie dwuczynnikowym, w którym wyróżniono dwa podbloki 

z dwukrotnym dokarmianiem dolistnym roślin roztworem KIO 3 

, o stężeniu jodu 0% (podblok 

bez dokarmiania dolistnego – oprysk wodą), i o stężeniu 0,05% jodu (podblok z dolistnym 

dokarmianiem jodem). Po osiągnięciu przez rośliny stadium rozety (10–12 liści 

właściwych) w każdym podbloku do pożywki wprowadzono jod w formie KIO 3 

w dawce 0; 

1,0 i 10 mg I∙dm -3 . Oprysk wodą (0% I) i roztworem 0,05% I przeprowadzono 28 kwietnia 

2010 r. (7 dni po wprowadzeniu jodu do pożywki) oraz 05 maja 2010 r. (6 dni przed zbiorem 

roślin). Wydatek cieczy roboczej wynosił około 100 ml∙m -2 . Zbiór roślin połączony z oceną 

plonowania przeprowadzono 11 maja 2010 r. Wyniki dotyczące plonowania będą przedmiotem 

osobnej publikacji. 

W główkach sałaty oznaczono zawartości: suchej masy metodą suszarkową w 105 °C, 

cukrów rozpuszczalnych metodą antronową [Yemm, Wills 1954], związków fenolowych z odczynnikiem 

Folina [Swain i Hillis 1959], kwasu askorbinowego metodą Tillmansa [Samotus 

i in. 1982] oraz wolnych aminokwasów w reakcji z ninhydryną [Korenman 1973]. Poziom jodu 

w sałacie oznaczono techniką ICP-OES, po inkubacji prób z 25% TMAH [PN-EN 15111 – 

2008], przy użyciu spektrometru wysokiej rozdzielczości – Prodigy Teledyne Leeman Labs. 

Obliczenia statystyczne uzyskanych wyników wykonywano przy użyciu modułu ANOVA 

programu STATISTICA 9.0 PL dla P < 0,05. Istotność różnic między obiektami oceniono za 

pomocą testu Duncana. Uzyskane wyniki przeprowadzonych badań przedstawiono w tabeli 1. 

3. Wyniki 

Interakcja pomiędzy czynnikami badań. Stwierdzono statystycznie istotną interakcję 

pomiędzy stężeniem jodu w pożywce a dokarmianiem dolistnym tym pierwiastkiem w zakresie 

zawartości jodu, suchej masy, cukrów rozpuszczalnych, kwasu askorbinowego i wolnych 

aminokwasów w sałacie. 

- 

W zakresie możliwości biofortyfikacji roślin w jod przez zastosowanie formy IO 3 

dokarmianie 

dolistne okazało się skuteczniejszym sposobem introdukcji tego pierwiastka do sa- 

24



łaty niż aplikacja poprzez pożywkę. Szczególnie wyraźnie uwidoczniło się to na przykładzie 

roślin kontrolnych w podbloku dokarmianym dolistnie, w których zawartość jodu była większa 

niż w główkach sałaty dokarmianej dolistnie i uprawianej na pożywce zawierającej 1 mg 

I∙dm -3 . Należy podkreślić, że procentowe zwiększenie zawartości jodu w sałacie wskutek 

dokarmiania dolistnego KIO 3 

wyniosło 31 075%, 1 248% i 187%, − odpowiednio w roślinach 

uprawianych na pożywkach zawierających 0; 1,0 i 10 mg I∙dm -3 pożywki. 

Tabela 1. Wpływ aplikacji KIO 3 

na efektywność biofortyfikacji roślin w jod oraz zawartość suchej 

masy, cukrów rozpuszczalnych, związków fenolowych, kwasu askorbinowego i związków 

fenolowych w główkach sałaty 

Table 1. Effect of KIO 3 

application on the effectiveness of iodine biofortification as well as the 

content of: dry mass, soluble sugars, phenolic compounds, ascorbic acid and free amino 

acids in lettuce heads 

Dokarmianie 

dolistne 

Pożywka 

Jod, 

mg I∙kg -1 

św.m. 

% s.m. 

Cukry 

rozpuszczalne 

Związki 

fenolowe 

Kwas 

askorbinowy 

mg·100g -1 św.m. 

Wolne 

aminokwasy 

Bez dokarmiania 

kontrola (0 mg I∙dm -3 ) 0,12 a 4,06 b 483,4 b 21,48 2,25 c 30,03 b 

KIO 3 

(1 mg I ·dm -3 ) 2,00 b 3,95 b 637,7 c 18,52 3,41 d 36,97 d 

KIO 3 

(10 mg I ·dm -3 ) 17,23 c 5,08 d 830,2 d 29,64 3,25 d 34,37 c 

0,05% KIO 3 

Kontrola (0 mg I ·dm -3 ) 37,41 e 4,03 b 427,4 ab 21,54 1,82 a 31,42 b 

KIO 3 

(1 mg I ·dm -3 ) 26,96 d 3,63 a 383,6 a 23,72 2,09 bc 33,91 c 

KIO 3 

(10 mg I ·dm -3 ) 49,64 f 4,95 c 608,0 c 29,58 1,87 ab 24,16 a 

Test F dla interakcji dokarmianie 

dolistne × pożywka 

* * * n.i. * * 

Średnie dla dokarmiania dolistnego 

Bez dokarmiania 6,45 a 4,36 b 650,5 b 23,21 2,97 b 33,79 b 

0,05% KIO 3 

38,00 b 4,20 a 473,0 a 24,95 1,93 a 29,83 a 

Test F dla dokarmiania dolistnego * * * n.i. * * 

Średnie dla stężenia jodu w pożywce 

Kontrola (0 mg I·dm -3 ) 18,77 b 4,04 b 455,4 a 21,51 a 2,04 a 30,72 a 

KIO 3 

(1 mg I·dm -3 ) 14,48 a 3,79 a 510,7 b 21,12 a 2,75 c 35,44 b 

KIO 3 

(10 mg I·dm -3 ) 33,43 c 5,02 c 719,1 c 29,61 b 2,56 b 29,27 a 

Test F dla pożywki * * * * * * 

Objaśnienia: 

* – średnie różnią się istotnie, n.i. – brak istotnego zróżnicowania; średnie oznaczonymi tymi samymi 

literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05. 

Warto zauważyć, że dolistna aplikacja jodu na roślinach kontrolnych (w stosunku do 

tych samych roślin niedokarmianych dolistnie) powodowała zmniejszenie zawartości kwasu 

askorbinowego, nie miała natomiast wpływu na zawartość suchej masy, cukrów rozpuszczalnych 

i wolnych aminokwasów w sałacie. Odmiennie rezultaty – pogarszające jakość 

biologiczną plonu – uzyskano przy dolistnym dokarmianiu jodem roślin uprawianych na po- 

25


żywce zawierającej 1,0 i 10 mg I∙dm -3 pożywki. W tych obiektach zabieg ten spowodował 

istotne zmniejszenie zawartości cukrów rozpuszczalnych, kwasu askorbinowego i wolnych 

aminokwasów w porównaniu do roślin w podbloku niedokarmianym dolistnie. Należy podkreślić, 

że dolistna aplikacja jodu spowodowała istotne zwiększenie zawartości suchej masy 

w roślinach uprawianych przy najwyższym stężeniu jodu w pożywce w stosunku do porównawczej 

kombinacji z podbloku bez dolistnej aplikacji jodu. 

Interesujące zależności obserwowano w podbloku bez dokarmiania dolistnego jodem. 

W porównaniu z kontrolą odnotowano istotne zwiększenie zawartości cukrów rozpuszczalnych, 

kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów w sałacie wskutek wprowadzenia jodu 

do pożywki w obu stężeniach. W tym podbloku największa zawartość suchej masy i cukrów 

rozpuszczalnych stwierdzono w główkach roślin uprawianych na pożywce zawierającej 10 

mg I∙dm -3 pożywki, a wolnych aminokwasów w liściach roślin rosnących na pożywce z mniejszą 

zawartością jodu. Rośliny sałaty bez dolistnego dokarmiania jodem uprawiane przy 1,0 

i 10 mg I∙dm -3 pożywki zawierały istotnie więcej kwasu askorbinowego niż rośliny kontrolne. 

Dokarmianie dolistne. Biorąc pod uwagę wpływ samego dokarmiania dolistnego jodem, 

niezależnie od stężenia tego składnika w pożywce, należy stwierdzić, że zabieg ten powodował 

istotny wzrost akumulacji jodu oraz zmniejszenie zawartości suchej masy, cukrów rozpuszczalnych, 

kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów w sałacie. Nie stwierdzono natomiast 

wpływu dolistnej aplikacji jodu na zawartość związków fenolowych w główkach sałaty. 

Zawartość jodu w pożywce. Interesująco kształtują się wyniki badań uwzględniające 

wpływ aplikacji jodu poprzez pożywkę – przedstawione jako średnie arytmetyczne z obydwu 

podbloków dla określonego stężenia jodu w roztworach pożywki. W porównaniu do 

kontroli rośliny uprawiane przy stężeniu 1,0 mg I∙dm -3 w pożywce zawierały istotnie więcej 

cukrów rozpuszczalnych, kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów, mniej natomiast 

jodu i suchej masy. W roślinach rosnących przy większym stężeniu jodu w pożywce (10 mg 

I∙dm -3 ) stwierdzono istotnie większą zawartość jodu, suchej masy, cukrów rozpuszczalnych 

i kwasu askorbinowego oraz niższy poziom związków fenolowych w stosunku do kontroli. 

Przedstawione zależności nie odzwierciedlają jednak pełnego oddziaływania jodu w formie 

IO 3- 

, aplikowanego poprzez pożywkę na rośliny sałaty, ponieważ uzyskane dane w dużym 

stopniu były modyfikowane przez dolistną aplikację tej formy jodu, omówioną uprzednio 

interakcją obydwu badanych czynników. 

4. Dyskusja 

Nawożenie roślin wysokimi dawkami jodu może powodować uszkodzenia roślin w wyniku 

toksycznego działania tego pierwiastka. Stosowanie zbyt dużych dawek jodu wpływa 

na zmniejszenie biomasy, pojawienie się chloroz liści, a przy przekroczeniu toksycznych 

stężeń – zmian nekrotycznych liści lub zamierania całych roślin [Hong i in. 2009; Mackowiak; 

Grossl 1999; Mackowiak i in. 2005, Smith; Middleton 1982]. 

26



Badania licznych autorów [Gonda i in. 2007; Mackowiak; Grossl 1999; Zhu i in. 2003] 

- 

wykazały, że forma IO 3 

jest mniej szkodliwa (toksyczna) dla roślin niż forma jodkowa I - . 

W naszych badaniach istotne zmniejszenie masy główek sałaty stwierdzono tylko w roślinach 

rosnących na pożywce zawierającej 10 mg I∙dm -3 . Rośliny te nie wykazywały jednak 

opisanych wyżej symptomów toksycznego oddziaływania jodu (dane nieprezentowane). 

Należy wspomnieć, że równolegle z badaniami przedstawionymi w niniejszej pracy 

przeprowadzono doświadczenie wegetacyjne w podobnym układzie czynników, lecz z zastosowaniem 

KI jako źródła jodu [Ledwożyw-Smoleń i in. 2011]. W tych badaniach nawożenie 

jodem poprzez pożywkę w zdecydowanie silniejszym stopniu wpłynęło na zahamowanie 

wzrostu roślin.Wraz ze zwiększeniem zawartości w pożywce jodu w formie I - (0; 1,0 i 10 mg 

I∙dm -3 ) odnotowano obniżenie masy główek sałaty, a rośliny rosnące na pożywce z najwyższą 

zawartością tego pierwiastka były w znaczącym stopniu uszkodzone przez jod. 

Wyraźnie większą efektywność biofortyfikacji liści sałaty w jod przez dwukrotną dolistną 

- 

aplikację tego pierwiastka w formie IO 3 

niż przez jego introdukcję do pożywki w fazie rozety 

można tłumaczyć małą zdolnością roślin do pobierania jonów jodanowych przez korzenie. 

Zasadniczo większość gatunków roślin zdecydowanie łatwiej pobiera przez system korzeniowy 

(z gleby lub pożywek w uprawach hydroponicznych) jod w formie I - niż IO 3- 

. Zależności 

te stwierdzono w badaniach z uprawą gryki, lnu, jęczmienia, owsa, życicy trwałej, białej 

koniczyny, gorczycy, pomidorów, szpinaku, kalarepy i buraków [Borst-Pauwels 1961], traw 

[Smith i in. 1999], ryżu [Mackowiak, Grossl 1999], pomidora i szpinaku [Gonda i in. 2007], 

szpinaku [Zhu i in. 2003]. Nieliczni autorzy [Böszörményi i Cseh 1960] wskazują, że mniejsze 

tempo pobierania jodu w formie IO 3 

- 

niż I - powodowane jest redukcją jodanu do jodku 

przed pobraniem tego pierwiastka przez korzenie. Należy zaznaczyć, że w badaniach autorów 

ograniczono się jedynie do oznaczenia całkowitej zawartości jodu w główkach roślin. 

Nie badano natomiast pożywek i prób materiału roślinnego (liści i korzeni) pod względem 

ewentualnych specjacyjnych przemian zastosowanej jodanowej formy jodu - potencjalnej 

- 

redukcji IO 3 

do I - . Z tego powodu nie można stwierdzić na ile wykazane zwiększenie zawartości 

jodu w główkach sałaty nawożonej KIO 3 

przez pożywkę (w podbloku niedokarmianym 

- 

dolistnie) wynikało z bezpośredniego pobrania IO 3 

przez korzenie (następnie transportowania 

jodu do liści), czy też z wcześniejszej redukcji tego jonu do I - w pożywce i/lub korzeniach 

sałaty. W tym kontekście należy wspomnieć, że istnieją wyniki badań wskazujące na 

- 

hipotetyczny udział reduktazy azotanowej (NR – enzymu redukującego NO 3 

do NO 2- 

) w redukcji 

IO 3 

- 

do I - [Hung i in. 2005; Tsugonai i Sase 1969; Wong, Hung 2001]. Badania te przeprowadzono 

na mikroorganizmach i glonach morskich. Aktualnie brak jest jednoznacznych 

naukowych dowodów wskazujących na bezpośrednie zaangażowanie NR w redukcję jodanu 

do jodku w roślinach wyższych. Przyczynkowe wyniki badań Sekimoto [2009] wykazały, 

- 

że grupa roślin wyższych ma zdolność redukcji IO 3 

do I - , ale mechanizm tego procesu nie 

- 

jest do końca poznany. Zatem teoretycznie rzecz ujmując, egzogenny IO 3 

może osłabiać 

metabolizm azotu w roślinach na etapie redukcji azotanów do azotynów, a w konsekwencji 

27


- 

wpływać na redukcję NO 2 

do NH 4+ 

. W dalszym etapie, poprzez inkorporację tego kationu 

do prostych związków organicznych w cyklu GS/GOGAT, może wpływać na ilość syntetyzowanych 

aminokwasów. 

W prezentowanych w niniejszym opracowaniu wynikach badań ta hipoteza znalazła 

w pewnym stopniu potwierdzenie w zakresie dolistnej aplikacji KIO 3 

roślinom sałaty uprawianych 

na pożywkach z dodatkiem jodu. Zwiększenie stężenia jodu (zwłaszcza formy IO 3 

- 

aplikowanej dolistnie) powodowało w tych roślinach znaczące zmniejszenie zawartości wolnych 

aminokwasów – w szczególny sposób dotyczyło to roślin uprawianych na pożywce 

zawierającej 10 mg I∙dm -3 pożywki. W tym kontekście trudno jest zinterpretować stosunkowo 

niewielkie zwiększenie zawartości wolnych aminokwasów w liściach roślin uprawianych 

na pożywkach zawierających jod w podbloku bez dolistnej aplikacji KIO 3 

. Być może wynika 

to ze złożoności oddziaływania niskich i wysokich stężeń jodu na fizjologiczne, biochemiczne 

i molekularne mechanizmy roślin odpowiedzialne za metabolizm jodu i azotu w roślinach. 

Uzyskane w prezentowanych w niniejszym opracowaniu badaniach wyniki pozwalają 

- 

przypuszczać, że przy wysokich stężeniach IO 3 

w pożywce bądź też przy dolistnej aplikacji 

jodanowa forma jodu może w pewnym stopniu ingerować w przebieg szlaków metabolicznych 

azotu. Wyniki badań wskazują, że zastosowanie jodanowej formy jodu w uprawie hydroponicznej 

poprzez dolistną aplikację w stężeniu 0,05% I (roślin nienawożonych I przez 

- 

pożywkę) lub introdukcję IO 3 

do pożywki w koncentracji 1 mg I∙dm -3 pożywki pozwala na 

wzbogacenie roślin sałaty w ten pierwiastek bez negatywnego wpływu na wielkość (dane 

niepublikowane) i jakość biologiczną plonu. Konfrontując wyniki badań przedstawionych 

w tym opracowaniu z rezultatami uzyskanymi we wspomnianym wcześniej doświadczeniu 

z zastosowaniem I - [Ledwożyw-Smoleń i in. 2011], można stwierdzić, że biofortyfikację 

sałaty uprawianej w hydroponice w jod przez zabieg dokarmiania dolistnego lub aplikację 

przez pożywkę korzystniej jest prowadzić przy zastosowaniu formy jodanowej niż jodkowej. 

5. Wnioski 

1. Stwierdzono statystycznie istotny wpływ interakcji dokarmiania dolistnego × stężenie 

jodu w pożywce na zawartość jodu, suchej masy, cukrów rozpuszczalnych, związków 

fenolowych, kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów w sałacie. 

2. Dwukrotna dolistna aplikacja IO 3- 

, zwłaszcza u roślin kontrolnych, była skuteczniejszym 

sposobem wzbogacania sałaty w jod niż wprowadzenie tej formy jodu do pożywki. 

Wzrost zawartości jodu w roślinach dokarmianych dolistnie KIO 3 

wyniósł odpowiednio 

dla roślin uprawianych na pożywkach zawierających 0, 1,0 i 10 mg I∙dm -3 pożywki: 

31075%, 1248% i 187%. 

3. Dokarmianie dolistne jodem roślin uprawianych na pożywce zawierającej 1,0 oraz 10 

mg I∙dm -3 spowodowało istotne zmniejszenie zawartości cukrów rozpuszczalnych, kwasu 

askorbinowego i wolnych aminokwasów w główkach roślin. 

28



4. W podbloku niedokarmianym dolistnie introdukcja jodu do pożywki (w stężeniach 1,0 

oraz 10 mg I∙dm -3 ) wpłynęła na istotne w porównaniu z kontrolą zwiększenie zawartości 

w sałacie cukrów rozpuszczalnych, kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów. 

5. Sam zabieg dokarmiania dolistnego, analizowany niezależnie od stężenia jodu w pożywce 

(porównanie średnich dla trzech obiektów z obydwu podbloków), powodował 

istotne zwiększenie akumulacji jodu oraz zmniejenie zawartości suchej masy, cukrów 

rozpuszczalnych, kwasu askorbinowego i wolnych aminokwasów w sałacie. 

6. Stwierdzono istotny wpływ stężeń jodu pożywce (analizowanych jako średnie arytmetyczne 

wyników z porównawczych obiektów w obydwu podblokach) na wszystkie 

uwzględnione w badaniach oznaczenia składu chemicznego roślin sałaty – jednak uzyskane 

dane w znacznym stopniu modyfikowane były dolistną aplikacją KIO 3 

. 

Badania finansowane ze środków uzyskanych w 2011 r. w ramach „Uczelnianego 

konkursu na projekty finansowane z dotacji celowej MNiSW na prowadzenie badań 

naukowych lub prac rozwojowych oraz zadań z nimi związanych, służących rozwojowi 

młodych naukowców oraz uczestników studiów doktoranckich”. 

Piśmiennictwo i akty prawne 

BORST-PAUWELS G.W.F.H. 1961. Iodine as a micronutrient for plants. Plant Soil 14 (4): 

377–392. 

BÖSZÖRMÉNYI Z., CSEH E. 1960. The uptake and reduction of iodate by wheat roots. 

Curr. Sci. 29: 340–341. 

De BENOIST B., ANDERSSON M., TAKKOUCHE B., EGLI I. 2003. Prevalence of iodine 

deficiency worldwide. Lancet 362: 1859–1860. 

DELANGE F., BENKER G., CARON P., EBER O., OTT W., PETER F., PODOBA J., SIMES- 

CU M., SZYBINSKY Z., VERTONGEN F., VITTI P., WIERSINGA W., ZAMRAZIL V. 

1997. Thyroid volume and urinary iodine in European schoolchildren: standardization 

of values for assessment of iodine deficiency. Eur. J. Endocrinol. 136: 180–187. 

GONDA K., YAMAGUCHI H., MARUO T., SHINOHARA Y. 2007. Effects of iodine on 

growth and iodine absorption of hydroponically grown tomato and spinach. Hort. Res. 

Japan 6 (2): 223–227. 

HONG C.-L., WENG H.-Z., YAN A.-L., ISLAM A.-U. 2009. The fate of exogenous iodine in 

pot soil cultivated with vegetables. Environ. Geochem. Health 31 (1): 99–108. 

HUNG C.-C., WONG G.T.F., DUNSTAN W.M. 2005. Iodate reduction activity in nitrate reductase 

extracts from marine phytoplankton. Bull. Mar. Sci. 76 (1): 61–72. 

KORENMAN S. 1973. Analiza fotometryczna. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne, Warszawa. 

MACKOWIAK C.L., GROSSL P.R. 1999. Iodate and iodine effects on iodine uptake and partitioning 

in rice (Oryza sativa L.) grown in solution culture. Plant and Soil 212: 135–143. 

29


MACKOWIAK C.L., GROSSL P.R., COOK K.L. 2005. Iodine toxicity in a plant – solution 

system with and without humic acid. Plant and Soil 269: 141–150. 

PN-EN 15111 – 2008. Artykuły żywnościowe – Oznaczanie pierwiastków śladowych 

– Oznaczanie zawartości jodu metodą ICP MS (spektrometria masowa z plazmą 

wzbudzoną indukcyjnie). Polski Komitet Normalizacyjny. 

SAMOTUS B., LEJA M., ŚCIGALSKI A. 1982. Porównanie czterech metod oznaczania 

kwasu askorbinowego w owocach i warzywach. Acta Agr. Silv. Ser. Agr. 21: 105–122. 

SEKIMOTO H. 2009. Higher plants have the ability to reduce iodate to iodide. UC Davis: 

The Proceedings of the International Plant Nutrition Colloquium XVI. Retrieved from: 

http://escholarship.org/uc/item/23r7j0kw. 

SMITH G.S., MIDDLETON K.R. 1982. Effect of sodium iodide on growth and chemical 

composition of lucerne and ryegrass. Fert. Res. 3: 25–36. 

SMITH L.C., MORTON J.D., CATTO W.D. 1999. The effects of fertiliser iodine application 

on herbage iodine concentration and animal blood levels. New Zealand J. Agric. Res. 

42: 433–440. 

STRZETELSKI P. 2005. Występowanie i przemieszczanie jodu w systemie gleba-roślina. 

Post. Nauk Roln. 6: 85–100. 

SWAIN T., HILLIS W.E. 1959. Phenolic constituents of Prunus domestica. I. Quantitative 

analysis of phenolic constituents. J. Sci. Food Agric. 10: 63–71. 

TSUNOGAI S., SASE T. 1969. Formation of iodide-iodine in the ocean. Deep-Sea Res. 

16: 489–496. 

WHITE P.J., BROADLEY M.R. 2005. Biofortifying crops with essential mineral elements. 

Trends Plant Sci. 10 (12): 586–593. 

WHITE P.J., BROADLEY M.R. 2009. Biofortification of crops with seven mineral elements 

often lacking in human diets – iron, zinc, copper, calcium, magnesium, selenium and 

iodine. New Phytol. 182 (1): 49–84. 

WHO. 2007. Reducing salt intake in populations. Report of a WHO Forum and Technical 

Meeting. Geneva, World Health Organization. 

WONG G.T.F., HUNG C.C. 2001. Speciation of dissolved iodine: integrating nitrate uptake 

over time in the oceans. Continental Shelf Res. 21: 113–128. 

YANG X-E., CHEN W-R., FENG Y. 2007. Improving human micronutrient nutrition through 

biofortification in the soil-plant system: China as a case study. Environ. Geochem. Heath. 

29 (5): 413–428. 

YEMM E.W., WILLIS A.J. 1954. The estimation of carbohydrates in plant extracts by antrone. 

Biochem. J. 57: 508–514. 

ZHU Y.-G., HUANG Y.-Z., HU Y., LIU Y.-X. 2003. Iodine uptake by spinach (Spinacia oleracea 

L.) plants grown in solution culture: effects of iodine species and solution concentrations. 

Environ. Int. 29: 33–37. 

30


Sylwester Smoleń*, Włodzimierz Sady*, Joanna Wierzbińska* 


na efektywność pobierania 

jodu oraz zawartość składników pokarmowych 

w liściach i owocach roślin pomidora uprawianych 

w systemie hydroponicznym CKP 


fertilization on iodine uptake 

efficiency and content of mineral elements in leaves and 

fruits of tomato cultivated in hydroponics (NFT system) 

Słowa kluczowe: jod, biofortyfikacja, skład mineralny roślin, pomidor. 

Key words: iodine, biofortification. mineral composition of plants, tomato. 

Vegetables biofortified with iodine can become an alternative, to iodized salt, source of this 

element in human diet. Iodine is not considered a plant micronutrient. For that reason, development 

of agronomic principles of biofortification requires evaluation of iodine influence 

on plant mineral nutrition and thus nutritional quality of vegetables. The aim of the study was 

to determine the effect of iodine applied in the form of I - - 

and IO 3 

on the effectiveness of iodine 

uptake and the content of mineral nutrients in leaves and fruits of tomato (Lycopersicon 

esculentum Mill.) cv. ‘Rambozo F 1 

’. Tomato cultivation was conducted in 2010 in nutrient 

film technique (NFT) system located in a green house. 

The following treatments were used in the study: 

1) control; 

2) 1 mg I∙dm -3 introduced in the nutrient solution in the form of KI; 

3) 1 mg I∙dm -3 introduced in the nutrient solution as KIO 3 

. 

Iodine content in fruits of plants grown in solution containing KI was almost four-time higher 

than in the control and more than three times higher than in plants fertilized with KIO 3 

. 

In lower (the oldest) and upper (the youngest – located above 6 th cluster) leaves of tomato 

* Dr inż. Sylwester Smoleń, prof. dr hab. Włodzimierz Sady, mgr inż. Joanna Wierzbińska – 

Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet 

Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 662 52 39; 

e-mail: s.smolen@ogr.ur.krakow.pl 

31

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Joanna Wierzbińska 

plants treated with KI, respectively 8.3 and 2.1 times more iodine was noted than in corresponding 

parts of plants fertilized with KIO 3 

. Various effect of iodine application (depending 

on its chemical form) was found in respect to the level of P, K, Mg, Ca, S, Na, B, Cu, Fe, 

Mo, Mn and Zn in pinnate leaves, petioles (of the first leave above 3 rd cluster) and in tomato 

fruits from 3 rd cluster. 


Biofortyfikacja roślin w jod (lub inne pierwiastki biogenne) polega na takim zwiększeniu 

stężenia danego pierwiastka np. Fe, Zn, Ca, Mg, Cu, I czy Se w jadalnej części plonu roślin, 

aby w sposób efektywny wprowadzić te składniki do łańcucha pokarmowego. W efekcie ma 

to spowodować poprawienie stanu zdrowia konsumentów – ludzi i zwierząt hodowlanych. 

Wzbogacenie roślin w jod może stać się alternatywą dla obecnie obowiązującej w wielu krajach 

profilaktyki jodowej, polegającej na jodowaniu soli kuchennej [Strzetelski 2005; White 

i Broadley 2005, 2009; Yang i in. 2007; Zhao i McGrath 2009]. 

Blisko 38% populacji ludzi na świecie żyje na terenach cechujących się niedoborem 

jodu, w związku z czym narażonych na ryzyko chorób tarczycy. Dlatego też w wielu 

krajach prowadzi się profilaktykę jodową polegającą na wprowadzeniu do żywności jodu 

przez jodowanie soli kuchennej. Jednakże straty jodu z soli kuchennej podczas produkcji, 

przechowywania, transportu i gotowania wynoszą nawet do 90% [Weng i in. 2008]. 

Skuteczność tej drogi introdukcji jodu do diety człowieka jest związana przede wszystkim 

z nadmiernym spożyciem soli. W globalnej skali doprowadziło to do zwiększenia zachorowalności 

ludzi na choroby układu krążenia, w tym na nadciśnienie tętnicze oraz 

na niektóre choroby nowotworowe. Zgodnie z zaleceniami Światowej Organizacji Zdrowia 

(WHO) dąży się do ograniczenia o około połowę, dziennego spożycia soli kuchennej 

[Szponar, Ołtarzewski 2004]. W konsekwencji może doprowadzić to do znacznego pogorszenia 

podaży jodu w diecie [Szybiński 2005; He, MacGregor 2008; Wilmowska-Pietruszyńska 

2008]. 

Jod nie jest mikroskładnikiem pokarmowym roślin [Kabata-Pendias, Mukherjee 2007], 

dlatego też opracowanie agrotechnicznych zasad biofortyfikacji wymaga między innymi 

określenia wpływu tego pierwiastka na proces mineralnego żywienia roślin, a co za tym 

idzie na jakość biologiczną warzyw. 

Celem badań było określenie wpływu nawożenia jodem (w formie KI i KIO 3 

) poprzez pożywkę 

na efektywność pobierania tego pierwiastka oraz na zawartość składników pokarmowych 

w liściach i owocach roślin pomidora uprawianych w systemie hydroponicznym cienkowarstwowych 

kultur przepływowych (CKP). 

32


na efektywność pobierania jodu oraz zawartość składników... 


Rośliny pomidora (Lycopersicon esculentum Mill.) odmiany ‘Rambozo F 1 

’ uprawiano 

w szklarni w systemie hydroponicznym CKP, z recyrkulacją pożywki. Badania przeprowadzone 

w 2010 r. w szklarni Wydziału Ogrodniczego UR w Krakowie obejmowały następujące 

kombinacje: 

1) kontrola – standardowa pożywka bez jodu; 

2) pożywka standardowa wzbogacona w jod w stężeniu 1 mg I∙dm -3 w formie KI; 

3) pożywka standardowa wzbogacona w jod w stężeniu 1 mg I∙dm -3 w formie KIO 3 

. 

Jod do pożywki wprowadzano przez cały okres uprawy, począwszy od fazy pojawienia 

się zalążków kwiatów w pierwszym gronie. Pożywkę standardową (zawartość makro- i mikroskładników 

pokarmowych) dostosowaną do wymogów pomidora w poszczególnych fazach 

wzrostu [Wysocka-Owczarek 2001] przygotowano używając nawozów mineralnych. 

Doświadczenie prowadzone było w czterech powtórzeniach, z czego jedno powtórzenie 

obejmowało 15 roślin pomidora. Rośliny były prowadzone do szóstego grona, po czym 

zostały ogłowione. Analizy chemiczne roślin wykonywano w następujących terminach: 

1) przed ogłowieniem roślin – 01.06.2010 r.; w tym terminie wykonano analizę zawartości 

jodu w liściach dolnych (najstarszych) oraz w liściach najmłodszych – najbardziej wykształconych 

nad szóstym gronem; 

2) w fazie dojrzewania owoców w trzecim gronie – 07.07.2010 r.; w tym terminie wykonano 

analizę prób owoców z trzeciego grona oraz liści i ogonków liściowych z pierwszego liścia 

nad trzecim gronem; w próbach tych oznaczono zawartość jodu oraz P, K, Mg, Ca, 

S, Na, B, Cu, Fe, Mo, Mn i Zn. 

Zawartość jodu oraz P, K, Mg, Ca, S, Na, B, Cu, Fe, Mo, Mn i Zn w analizowanych próbach 

oznaczono przy użyciu wysokiej rozdzielczości spektrometru Prodigy Teledyne Leeman 

Labs USA. Zawartość jodu w liściach i ogonkach liściowych oznaczono po inkubacji 

prób z TMAH (wodorotlenku tetrametyloamonu) według [PN-EN 15111 – 2008], a jod 

w owocach pomidora oznaczono techniką generacji par według metody Vtorushina i in. 

[2009]. Zawartość P, K, Mg, Ca, S, Na, B, Cu, Fe, Mo, Mn i Zn w liściach i ogonkach liściowych 

roślin pomidora oznaczono po mikrofalowej mineralizacji prób w 65% super czystym 

HNO 3 

[Pasławski, Migaszewski 2006]. 



pomocą testu Duncana. 

3. Wyniki i dyskusja 

Największa zawartość jodu zarówno w liściach dolnych (najstarszych), jak i górnych 

(najmłodszych – nad szóstym gronem), odnotowano w roślinach uprawianych na pożywce 

33


z dodatkiem KI (rys. 1). W liściach dolnych i górnych roślin pomidora nawożonych jodkiem 

potasu stwierdzono odpowiednio 8,3 i 2,1 razy więcej jodu niż w liściach traktowanych KIO 3 

. 

Należy wspomnieć, że w liściach i ogonkach liściowych pomidora (zebranych z pierwszego 

liścia nad trzecim gronem w fazie dojrzewania owoców) nawożonych KI stwierdzono odpowiednio 

8,1 i 4,7 razy więcej jodu niż traktowanych KIO 3 

– wyniki opublikowane wcześniej 

[Wierzbińska i in. 2011]. 

Największą zawartość jodu w owocach pomidora w trzecim gronie stwierdzono w obiekcie 

z pożywką wzbogaconą w KI (rys. 2). Zawartość jodu w owocach tych roślin była prawie 

czterokrotnie większa niż w kontroli oraz ponad trzykrotnie większa niż w owocach roślin 

nawożonych KIO 3 

. 

Uzyskane wyniki wskazują, że w uprawie hydroponicznej pomidora – zarówno w fazie 

wzrostu wegetatywnego, jak i generatywnego – forma jodkowa (I - ) jest lepiej pobierana 

przez rośliny niż forma jodanowa (IO 3- 

). W zakresie preferencji roślin do pobierania jonu 

jodkowego i jodanowego uzyskane wyniki są zgodne z rezultatami badań Gondy i in. [2007] 

przeprowadzonych z uprawą pomidora i szpinaku. Podobne zależności uzyskali również 

Maćkowiak i Grossl w badaniach z uprawą ryżu [1999] oraz Borst-Pauwels [1961] w badaniach 

z uprawą m.in. jęczmienia, białej koniczyny, pomidorów, szpinaku czy też buraków. 

Również wyniki badań Bai i in. [2007] z hydroponiczną uprawą dwóch odmian sałaty ‘Red- 

-fire’ i ‘Rakuten’ wykazały, że rośliny traktowane KI zawierały więcej jodu w porównaniu do 

traktowanych KIO 3 

. 

600 

500 

c 

(A) 

30 

25 

b 

(B) 

mg l·kg -1 s.m. 

400 

300 

200 

100 

a 

b 


20 

15 

10 

5 

a 

ab 

0 

0 

Kontrola KI KIO 3 


Rys. 1. Zawartość jodu w liściach dolnych – najstarszych (A) oraz w liściach najmłodszych – najbardziej 

wykształconych nad szóstym gronem (B) 

Fig. 1. Iodine content in the lower – the oldest- (A) and the youngest leaves – the well formed 

leaves located above 6 th cluster (B) 

W porównaniu do kontroli aplikacja jodu w formie KI i KIO 3 

spowodowała istotne zwiększenie 

zawartości Mg, Na, B i Mn oraz zmniejszenie zawartości K, S, Cu, Fe, Mo i Zn w liściach 

nad 3 gronem (tab. 1). Nie stwierdzono statystycznie istotnego wpływu obydwu form 

jodu na zawartość P i Ca w tych liściach. 

34




1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

a 

b 

a 


Rys. 2. Zawartość jodu w owocach pomidora z trzeciego grona 

Fig. 2. Iodine content in tomato fruits from 3 rd cluster 

Stwierdzono zróżnicowane oddziaływanie jodu (w zależności od aplikowanej formy) na 

zawartość P, K, Mg, S, Na, B, Cu, Fe, Mo, Mn i Zn w ogonkach liściowych z pierwszego liścia 

nad trzecim gronem (tab. 1). Dodatek do pożywki jodu w formie I - - 

oraz IO 3 

nie wpłynął 

w istotny sposób na zawartość Ca w ogonkach liściowych. Jod w formie KI i KIO 3 

spowodował 

w stosunku do kontroli zmniejszenie zawartości K, S, Cu, Fe, Mo i Zn w ogonkach liściowych 

– przy czym w stosunku do S, Mo i Zn obie formy jodu w równy stopniu wpłynęły 

na obniżenie zawartości tych pierwiastków w ogonkach. Najmniejszą zawartość P, B, Fe, 

Mn i Zn w ogonkach odnotowano przy nawożeniu roślin pomidora KIO 3 

. Dodatek do pożywki 

jodku potasu spowodował zwiększenie zawartości Na i Mn oraz w największym stopniu 

zmniejszenie zawartości Cu w ogonkach liściowych. 

W owocach pomidora dodatek do pożywki KIO 3 

spowodował zmniejszenie zawartości 

P, K, Ca, S, Na, B, Cu i Fe w stosunku do kontroli i nawożenia roślin KI (tab. 1). 

Aplikacja jodku potasu do pożywki powodowała zwiększenie zawartości Na, B i Mn, 

a aplikacja jodanu potasu jej zmniejszenie w porównaniu do kontroli. Wprowadzenie KI do 

pożywki powodowało w stosunku do kontroli zmniejszenie zawartości molibdenu w owocach 

pomidora, a KIO 3 

jego podwyższenie. Największą zawartość Cu i Fe w owocach odnotowano 

w obiekcie kontrolnym. Nie stwierdzono statystycznie istotnego wpływu obydwu 

form jodu na zawartość Zn w owocach. 

Stosunkowo niewiele jest wyników badań dokumentujących wpływ egzogennego jodu 

na funkcjonowanie gospodarki mineralnej roślin. W pionierskich badaniach Hageman i in. 

[1942] odnotowali zwiększenie zawartości Mg, Ca, Cu i Mn, a zarazem zmniejszenie zawartości 

Fe w roślinach pomidora, wraz ze zwiększeniem dawki jodu aplikowanego doglebowo 

w formie KI. Smoleń i Sady [2011b] stwierdzili zmniejszenie zawartości Ca i zwiększenie zawartości 

Fe w szpinaku pod wpływem fertygacji KI oraz KIO 3 

. W odniesieniu do wyników zamieszczonych 

w cytowanych pracach należy stwierdzić, że przyczyny uzyskania w naszych 

badaniach innych zależności w zakresie oddziaływania jodu na pobieranie Ca i Fe należałoby 

szukać w różnicach gatunkowych oraz uprawie roślin w warunkach hydroponicznych 

z zastosowaniem innych dawek jodu. 

35


W badaniach Smolenia i Sady [2011a] oraz Smolenia i in. [2011] przeprowadzonych 

z uprawą szpinaku i sałaty forma KI powodowała zmniejszenie zawartości fosforu w tych 

warzywach liściowych. W naszych badaniach zmniejszenie zawartości fosforu w ogonkach 

i owocach pomidora dotyczyło tylko roślin uprawianych na pożywce wzbogaconej w KIO 3 

. 

Zmniejszenie zawartości miedzi zarówno w liściach, ogonkach liściowych, jak i owocach 

roślin pomidora uprawianych na pożywce wzbogacanej w KI oraz KIO 3 

(tab .1) znajduje 

potwierdzenie w wynikach badań Smolenia [2009] dotyczących wazonowej uprawy 

marchwi. Wykazały one, że doglebowa aplikacja KIO 3 

powodowała zmniejszenie zawartości 

Cu w marchwi. 

Tabela 1. Wpływ formy jodu na zawartość makro- i mikroskładników pokarmowych w pierwszym 

liściu nad trzecim gronem, w ogonkach liściowych z tego liścia oraz w owocach pomidora 

z trzeciego grona 

Table 1. Effect of chemical form of iodine on the content of macro- and micronutrients in first 

leaves above the 3rd cluster, petioles from these leaves and tomato fruits harvested 

from 3rd cluster 

Część 

rośliny 

Liście 

pierzaste 

z pierwszego 

liścia nad 

trzecim 

gronem – 

Ogonki 

liściowe 

z pierwszego 

liścia nad 

trzecim 

gronem 

P K Mg Ca S Na B Cu Fe Mo Mn Zn 

Obiekt 

% s.m. mg · kg -1 s.m. 

kontrola 1,32 5,6 bc 0,61 a 5,62 2,31 b 0,062 a 66,0 a 11,9 b 157,0 b 7,52 b 381,4 a 18,9 b 

KI 1,26 4,7 a 0,67 b 5,86 1,90 a 0,076 b 79,6 b 6,2 a 144,5 a 6,21 a 519,6 b 16,1 a 

KIO 3 

1,27 4,8 ab 0,67 b 5,88 1,89 a 0,077 b 79,8 b 6,0 a 142,2 a 6,22 a 520,7 b 16,0 a 

test F n.i. * * n.i. * * * * * * * * 

kontrola 1,20 b 9,26 c 0,99 ab 3,30 0,57 b 0,088 a 25,1 b 23,5 c 58,4 c 3,39 b 206,9 b 64,1 b 

KI 1,20 b 8,52 a 0,91 a 3,33 0,54 ab 0,106 b 26,6 b 8,9 a 47,7 b 2,98 a 280,9 c 62,4 ab 

KIO 3 

0,98 a 8,70 b 1,01 b 3,16 0,52 a 0,090 a 24,9 a 14,5 b 42,5 a 2,82 a 156,6 a 56,6 a 

test F * * * n.i. * * * * * * * * 

kontrola 0,71 b 4,48 b 0,19 a 0,20 b 0,22 b 0,026 b 10,4 b 7,38 c 53,7 c 1,40 b 23,9 b 22,7 

Owoce 

z trzeciego 

grona 

KI 0,73 b 4,50 b 0,21 b 0,21 b 0,22 b 0,031 c 11,7 c 5,76 a 46,6 b 1,34 a 31,0 c 21,5 

KIO 3 

0,58 a 4,04 a 0,19 a 0,17 a 0,18 a 0,023 a 9,1 a 6,20 b 44,7 ab 1,50 c 19,0 a 20,5 

test F * * * * * * * * * * * n/i. 

Objeśnienie: 

* – średnie różnią się istotnie, n.i. – brak istotnego zróżnicowania; średnie oznaczonymi tymi samymi 

literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05. 


36



W podsumowaniu należy stwierdzić, że wpływ jodu na gospodarkę mineralną roślin jest 

zróżnicowany i uzależniony od wielu czynników, między innymi od: 

1) formy i dawki jodu, 

2) sposobu jego aplikacji, 

3) warunków prowadzenia uprawy, 

a także 

4) cech genotypowych roślin. 

W prezentowanych w niniejszej pracy badaniach stwierdzono zróżnicowany wpływ 

jodku i jodanu potasu na zawartość poszczególnych składników pokarmowych w liściach, 

ogonkach liściowych i owocach pomidora. W pośredni sposób wskazuje to na istnienie odrębnych 

mechanizmów oddziaływania (interakcji) w transportowaniu i zaopatrywaniu części 

wegetatywnych i generatywnych roślin w jod oraz w makro- i mikroskładniki pokarmowe. 

Może to wynikać z oddziaływania jodu z tymi składnikami w pożywce (tworzenie specjacyjnych 

połączeń jodu ze składnikami pokarmowymi) lub z metabolizmu tego pierwiastka 

w korzeniach lub liściach – tworzenie organicznych związków z udziałem jodu (połączeń 

z aminokwasami, białkami, kwasami organicznymi). Związki te w różnym stopniu mogą być 

transportowane z korzeni do liści (owoców) lub z liści do owoców. Potwierdzenie tej hipotezy 

wymaga przeprowadzenia dalszych badań ukierunkowanych na zbadanie mechanizmów 

metabolizmu jodu oraz zawartości organicznych form jodu w roślinach. 

5. Wnioski 

1. Zawartość jodu w owocach roślin uprawianych na pożywce wzbogaconej w KI była prawie 

czterokrotnie większa niż w kontroli oraz ponad trzykrotnie większa niż w roślinach 

nawożonych KIO 3 

. 

2. W liściach dolnych (najstarszych) i górnych (najmłodszych – nad szóstym gronem) roślin 

pomidora nawożonych KI stwierdzono odpowiednio 8,3 i 2,1 razy więcej jodu niż 

traktowanych KIO 3 

. 

3. Stwierdzono zróżnicowane oddziaływanie jodu (w zależności od aplikowanej formy) na 

zawartość P, K, Mg, Ca, S, Na, B, Cu, Fe, Mo, Mn i Zn w liściach pierzastych i ogonkach 

liściowych (w pierwszym liściu nad trzecim gronem) oraz owocach pomidora 

z trzeciego grona. 

Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w roku 2010 jako projekt badawczy 

nr N N310 080238 grant MNiSW pt. Efektywność biofortyfikacji pomidora w jod 

w uprawie hydroponicznej z recyrkulacją pożywki. 

37



BAI G., NAKAHARA T., MURASE H., UENO D., AKAO S., SOMEYA T., INOUE K. 2007. 

Marking by introducing iodine into lettuce grown in hydroponics to certify the provenance. 

J. Sci. High Technol. Agric. 19 (3): 137–140. 


377–392. 



Japan 6 (2): 223–227. 

HAGEMAN R.H., HODGE E.S., MCHARGUE J.S. 1942. Effect of potassium iodide on the 

ascorbic acid content and growth of tomato plants. Plant Physiol. 17 (3): 465–72. 

HE F.J., MACGREGOR G.A. 2008. A comprehensive review on salt and health and current 

experience of worldwide salt reduction programmes. J. Human Hypertension 1–22. 

KABATA-PENDIAS A., MUKHERJEE A.B. 2007. Trace elements from soil to human. 

Springer. 

MACKOWIAK C.L., GROSSL P.R. 1999. Iodate and iodine effects on iodine uptake and partitioning 


PASŁAWSKI P., MIGASZEWSKI Z.M. 2006. The quality of element determinations in plant 

materials by instrumental methods. Polish J. Environ. Stud. 15 (2a): 154–164. 

PN-EN 15111 – 2008. Artykuły żywnościowe – Oznaczanie pierwiastków śladowych 

– Oznaczanie zawartości iodine metodą ICP MS (spektrometria masowa z plazmą 


SMOLEŃ S. 2009. Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi. Ochr. 

Środ. i Zas. Nat. 40: 270–277. 

SMOLEŃ S., SADY W. 2011a. Influence of iodine fertilization and soil application of sucrose 

on mineral composition of spinach plants. Acta Sci. Pol. Hort. Cult. (w druku) 

SMOLEŃ S., SADY W. 2011b. Influence of iodine form and application method on the effectiveness 

of iodine biofortification, nitrogen metabolism as well as the content of mineral 

nutrients and heavy metals in spinach plants (Spinacia oleracea L.). Scien. Hort. 

(w recenzji). 

SMOLEŃ S., ROŻEK S., LEDWOŻYW-SMOLEŃ I., STRZETELSKI P. 2011. Preliminary 

evaluation of the influence of soil fertilization and foliar nutrition with iodine on the 

efficiency of iodine biofortification and chemical composition of lettuce. J. Element. 

(w druku). 

STRZETELSKI P. 2005. Występowanie i przemieszczanie jodu w systemie gleba-roślina. 

Post. Nauk Roln. 6: 85–100. 

SZPONAR L., OŁTARZEWSKI M. 2004. Spożycie sodu wśród dzieci i młodzieży w Polsce 

czynnikiem ryzyka zagrożenia zdrowia. Pediatr. Pol. 2004: 79 (12): 983–992. 

38



SZYBIŃSKI Z. 2005. Niedobór jodu w ciąży – nadal aktualny problem zdrowia publicznego. 

Endokrynol. Pol. 56, 1: 65–71. 

VTORUSHINA E.A., SAPRYKIN A.I., KNAPP G. 2009. Use of Oxidation and Reduction 

Vapor Generation for Lowering the Detection Limits of Iodine in Biological Samples by 

Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spektrometry. J. Analyt. Chem. 64, 2, 

129–135. 

WENG H.X., YAN A.L., HONG C.L., QIN Y-C., PAN L. XIE L.L. 2008. Biogeochemical 

transfer and dynamics of iodine in a soil–plant system. Environ Geochem Heath. DOI 

10.1007/s10653-008-9193-6. 






WILMOWSKA-PIETRUSZYŃSKA A. 2008. System opieki zdrowotnej w Polsce a bezpieczeństwo 

zdrowotne ludności. W: A. Potrykowska, E. Orzełek (red.) Biuletyn Rządowej 

Rady Ludnościowej 53: 87–101. 

WIERZBIŃSKA J., SMOLEŃ S., SADY W. 2011. Wpływ formy jodu na efektywność pobierania 

tego pierwiastka, plonowanie oraz gospodarkę azotem roślin pomidora uprawianych 

w systemie CKP. Episteme (w druku). 

WYSOCKA-OWCZAREK M. 2001. Pomidory pod osłonami. Uprawa tradycyjna i nowoczesna. 

Wydanie III, Hortpress, Warszawa. 


biofortification in the soil-plant system: China as a case study. Environ. Geochem. 

Heath. 29 (5): 413–28. 

ZHAO F.-J., MCGRATH S.P. 2009. Biofortification and phytoremediation. Curr. Opin. Plant 

Biol. 12: 373–380. 

39


Sylwester Smoleń*, Anna Kołton**, Joanna Wierzbińska*, 

Alina Wiszniewska** 


na wzrost wegetatywny 

roślin oraz metabolizm azotu i aktywność 

fotosyntetyczną liści pomidora uprawianych 

w systemie hydroponicznym CKP 


fertilization on vegetative 

growth as well as nitrogen metabolism and 

photosynthetic activity in leaves of tomato grown in 

hydroponics (NFT system) 

Słowa kluczowe: jod, LAI, pomidor, azotany, azot, fotosynteza. 

Key words: iodine, LAI, tomato, nitrate, nitrogen, photosynthesis. 

Iodine is not an essential mineral nutrient for plants. The goal of the work was to evaluate 

the influence of iodine applied in the form of I - - 

and IO 3 

on vegetative growth as well as nitrogen 

metabolism and photosynthetic activity of plants. Cultivation of tomato cv. ‘Rambozo F 1 

’ 

was conducted in 2010 using nutrient film technique (NFT system) located in a greenhouse. 

The following combinations were distinguished within the study: 

1) control; 

2) 1 mg I∙dm -3 in solution applied as KI; 

3) 1 mg I∙dm -3 in solution applied as KIO 3 

. 

- 

A slightly negative effect of IO 3 

was noted on plant height and average area per leaf. Application 

of iodine (irrespective of its chemical form) reduced the total chlorophyll content 

in the oldest (the lowest) leaves – it did not however affect the efficiency of photosynthesis 

* Dr inż. Sylwester Smoleń, mgr inż. Joanna Wierzbińska – Katedra Uprawy Roli i Nawożenia 

Roślin Ogrodniczych, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, 

Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 662 52 39; e-mail: s.smolen@ogr.ur.krakow.pl 

** Dr inż. Anna Kołton, dr inż. Alina Wiszniewska – Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin, 

Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; 

tel.: 12 662 52 11; e-mail: a.kolton@ogr.ur.krakow.pl 

40


na wzrost wegetatywny roślin oraz metabolizm azotu... 

and chlorophyll a fluorescence (characterized by Fv/Fm, PI and Tfm parameters). Both iodine 

forms (I - and IO 3- 

) comparably increased the transpiration rate in these leaves. Introduction 

of iodine into the nutrient solution (as I - and IO 3- 

) had no influence on the content of 

photosynthetic pigments as well as the efficiency of photosynthesis and transpiration rate 

in the youngest leaves (located above 6 th cluster). An increase in parameters of chlorophyll 

a fluorescence (noted in Fv/Fm and PI values) was found in the youngest leaves of plants 

‐ 

fertilized with IO 3- 

. In comparison to the control, application of IO 3 

led to higher accumulation 

of nitrates(V) both in the youngest as well as the oldest leaves. Depending on leaf age, 

a diverse effect of I - - 

and IO 3 

was observed with reference to the following parameters of nitrogen 

metabolism: activity of nitrate (NR) and nitrite reductase (NiR) as well as the content 

- 

of NO 3 

and total nitrogen. 


Biofortyfikacja (wzbogacanie) warzyw w jod może być naturalnym uzupełnieniem, czy 

też w przyszłości zastąpieniem, obowiązującego modelu profilaktyki jodowej, polegającej 

na jodowaniu soli kuchennej. W wielu krajach nadmierne spożycie soli doprowadziło do 

wzrostu zachorowalności ludzi na choroby układu krążenia. Ze względu na wysokie koszty 

ich leczenia WHO zaplanowała na lata 2008–2013 realizację programu „Global Strategy on 

Diet, Physical Activity and Health”. Program ten między innymi obejmuje zagadnienia związane 

z ograniczeniem spożycia soli kuchennej, przy jednoczesnym poszukiwaniu alternatywnych 

sposobów wprowadzania jodu do diety człowieka. 

Jod nie jest uznawany za mikroskładnik pokarmowy roślin. Dlatego wdrożenie agrotechnicznych 

zasad biofortyfikacji roślin w ten pierwiastek wymaga przeprowadzenia kompleksowych 

badań uwzględniających oddziaływanie jodu na wzrost, rozwój oraz procesy fizjologiczne 

i biochemiczne zachodzące w roślinach. 

Istnieją merytoryczne przesłanki wskazujące, że jod może oddziaływać na metabolizm 

azotu w mikroorganizmach. Dotyczą one udziału reduktazy azotanowej (NR – redukującej 

- - 

NO 3 

do NO 2- 

) w redukcji IO 3 

do I - w ekstraktach pozyskanych z Eschericha coli [Tsugonai 

i Sase 1969]. Wyniki badań Wong i Hung [2001] oraz Hung i in. [2005], przeprowadzonych 

na glonach morskich i ekstraktach z nich pozyskanych, wskazują na zaangażowanie NR 

w redukcji jonów jodanowych do jodkowych. Stwierdzono, że rośliny wyższe mają zdolność 

- 

do redukcji IO 3 

do I - , ale mechanizm tego procesu nie jest do końca poznany [Sekimoto 

2009]. Analiza wyników badań różnych autorów dotyczących oddziaływania jodu na metabolizm 

azotu w roślinach wyższych dostarcza jednak rozbieżnych informacji na temat wpływu 

IO 3 

- 

na zawartość azotanów(V) i aktywność NR w roślinach [Blasco i in. 2010a; Gonda 

i in. 2007; Ledwożyw i in. 2009]. W roślinach istnieje ścisły związek metabolizmu azotu 

z procesem fotosyntezy. Toteż istotne jest rozpoznanie, czy i w jakim stopniu egzogenny jod 

wpływa na aktywność fotosyntetyczną roślin. 

41

Sylwester Smoleń i in. 



na efektywność pobierania tego pierwiastka oraz na zawartość składników pokarmowych 

w liściach i owocach roślin pomidora uprawianych w systemie hydroponicznym cienkowarstwowych 

kultur przepływowych (CKP). 



’ uprawiano 

w szklarni w systemie hydroponicznym CKP, z recyrkulacją pożywki. Badania przeprowadzone 

w roku 2010, w szklarni Wydziału Ogrodniczego Uniwersytetu Rolniczego w Krakowie 

obejmowały następujące kombinacje: 




. 



pokarmowych), dostosowaną do wymogów pomidora w poszczególnych fazach 

wzrostu [Wysocka-Owczarek 2001], przygotowano używając nawozów mineralnych. 

Doświadczenie prowadzone było w czterech powtórzeniach, z czego jedno powtórzenie 

stanowiło 15 roślin pomidora. Rośliny były prowadzone do szóstego grona, po czym zostały 

ogłowione. 

Podczas uprawy wykonywano następujące pomiary biometryczne: 

1) wysokość roślin przed ogłowieniem – pomiary te wykonano 25.05.2010 r. na wszystkich 

piętnastu roślinach w każdym powtórzeniu, 

2) pomiary liczby oraz powierzchni wszystkich liści na pięciu losowo wybranych roślinach 

z każdego badanego obiektu – 14.06.2010 r. 

Na podstawie wyników pomiarów biometrycznych obliczono współczynnik LAI (Leaf 

Area Index – Indeks Powierzchni Liści), tj. całkowitą powierzchnię asymilacyjną jednej rośliny 

(powierzchnia wszystkich liści na roślinie): powierzchnię zajmowaną przez jedną roślinę. 

Rośliny ogłowiono nad drugim wykształconym liściem nad szóstym gronem w dniu 

02.06.2010 r. 

Na przełomie maja i czerwca (31.05–01.06.2010r.) wykonano pomiary aktywności fotosyntetycznej 

i fluorescencji chlorofilu a (oznaczono parametry Fv/Fm, PI i Tfm) oraz analizy 

chemiczne liści pierzastych: 

1) z pierwszego najbardziej wykształconego liścia nad szóstym gronem to jest w ogławianej 

części górnej (liść górny nad szóstym gronem), 

2) z najniższego, najstarszego liścia na roślinach – pod pierwszym gronem (liść dolny). 

Pomiar aktywności fotosyntetycznej wykonano za pomocą przenośnego analizatora 

wymiany gazowej LCi Portable Photosynthetic System firmy ADC BioScientific Ltd. 

42



Pomiar fluorescencji chlorofilu a w liściach wykonano fluorymetrem Handy Pea firmy 

Hansatech Instruments. W liściach dolnych i górnych wykonano analizy chemiczne zawartości: 

azotanów(V) i jonów amonowych techniką FIA [PN-EN ISO 11732:2001, PN-EN ISO 

13395:2001], po ekstrakcji prób 2% kwasem octowym [Nowosielski 1988], azotu (N-ogółem) 

metodą Kiejdahla [Persson i Wennerholm 1999], barwników asymilacyjnych – chlorofilu 

a, chlorofilu b i karotenoidów po ekstrakcji 80% acetonem [Lichtenthaler, Wellburn 1983]. 

Aktywność reduktazy azotanowej (NR) oraz reduktazy azotynowej (NiR) oznaczono metodą 

in vitro [Buczek 1984]. 





Aplikacja jodu poprzez pożywkę w formie jodanowej (IO 3- 

) spowodowała obniżenie 

wysokości roślin oraz średniej powierzchni liści roślin pomidora w stosunkowo niewielkim 

stopniu (tab. 1). Należy jednak zaznaczyć, że wprowadzenie jodu do pożywki zarówno 

w formie KI jak i KIO 3 

nie miało istotnego wpływu zarówno na liczbę liści na roślinie, jak 

i na indeks powierzchni liści (LAI). Można przypuszczać, że potencjalna produktywność 

asymilacyjna roślin pomidora podczas uprawy (wynikająca z całkowitej powierzchni asymilacyjnej) 

wskutek traktowania jodem w formie jodkowej i jodanowej mogła być zbliżona 

do roślin kontrolnych. 

Sformułowanie powyższej hipotezy wydaje się być uzasadnione na podstawie wyników 

przeprowadzonych pomiarów aktywności fotosyntetycznej, fluorescencji chlorofilu 

a oraz zawartości barwników asymilacyjnych w liściach najmłodszych (górnych) i najstarszych, 

(dolnych) najniżej położonych na roślinach (tab. 2 i 3). Zawartość barwników asymilacyjnych 

oraz intensywność procesu fotosyntezy i transpiracji wody w liściach górnych 

roślin traktowanych I - - 

i IO 3 

były na podobnym poziomie jak w roślinach kontrolnych. Należy 

jednak zaznaczyć, iż w liściach najmłodszych roślin nawożonych IO 3 

- 

odnotowano 

podwyższenie poziomu parametrów fluorescencji chlorofilu a –Fv/Fm i PI. Wzrost tych 

parametrów pośrednio wskazuje na lepszą witalność aparatu fotosyntetycznego górnych 

(najmłodszych części) roślin traktowanych IO 3- 

. W tym aspekcie interesujące są wyniki 

pomiarów przeprowadzonych na liściach najstarszych – najniżej położonych, a przez to 

zacienionych. Jod zastosowany w obydwu formach powodował zmniejszenie zawartości 

sumy chlorofilu a i b – aplikacja KI powodowała przy tym zmniejszenie zawartości karotenoidów 

w liściach (tab. 3). Jednak nie miało to negatywnego wpływu na wydajność procesu 

fotosyntezy i poziom fluorescencji chlorofilu a (parametry Fv/Fm, PI i Tfm). W porównaniu 

z kontrolą obie formy jodu (I - i IO 3- 

) w równym stopniu wpłynęły na zwiększenie poziomu 

transpiracji wody w tych liściach. 

43


Warto nadmienić, że zawartość barwników asymilacyjnych w liściach najstarszych (najniżej 

położonych) była niższa niż liściach najmłodszych położonych nad szóstym gronem. 

Zmierzone wartości poziomu fluorescencji chlorofilu a (w liściach górnych i dolnych) mieszczą 

się w granicach obserwowanych przez innych autorów [He i in. 2009]. Wyniki badań 

wskazują zatem, że aplikacja jodu w formie I - - 

i IO 3 

(w zastosowanych stężeniach) nie miała 

negatywnego wpływu na potencjał asymilacyjny roślin, a przez to również na produktywność 

fotosyntetyczną roślin. 

Tabela 1. Wyniki pomiarów biometrycznych roślin pomidora 

Table 1. Results of the biometric measurements of tomato plants 

Obiekt 

Wysokość roślin, 

m 

Liczba liści na 

roślinie 

Średnia powierzchnia 

jednego 

liścia, 

cm 2 

Współczynnik LAI 

kontrola 2,50 b 29,1 1052,1 b 11,62 

KI 2,52 b 30,3 1061,6 b 13,01 

KIO 3 

2,28 a 29,6 913,9 a 11,40 

test F * n.i. * n.i. 

Objaśnienia: 

Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami (a lub b) nie różnią się istotnie dla P < 0,05. 

Test F: * – średnie różnią się istotnie, n.i. – brak istotnego zróżnicowania. 

W zależności od wieku (położenia, stadium rozwojowego) liści stwierdzono zróżnicowany 

wpływ KI i KIO 3 

na zawartość azotanów(V) i N-ogółem oraz na aktywność NR – nie 

stwierdzono jednak istotnego wpływu jodku i jodanu potasu na zawartość jonów amonowych 

w liściach dolnych i górnych (tab. 3). Na ogół w liściach rozwijających się w porównaniu 

do liści najstarszych (z zapoczątkowanymi procesami starzenia) procesy metaboliczne 

zachodzą ze znacznie większą intensywnością [González-Real i in. 2008]. Tym też można 

tłumaczyć fakt, że w naszych badaniach w liściach najmłodszych stwierdzono wyższy poziom 

aktywności reduktazy azotanowej (NR) oraz niższą zawartość NO 3 

- 

niż w liściach najstarszych. 

Synteza i regulacja aktywności tego enzymu podlega złożonym mechanizmom. Uzależniona 

jest między innymi od potencjału asymilacyjnego, obecności substratu oraz produktów 

jego działania – zredukowanych form azotu oraz zawartości aminokwasów [Campbell 

1999]. Niższy poziom zawartości N-ogółem w liściach dolnych (najstarszych) niż liściach 

najmłodszych najprawdopodobniej mógł być spowodowany reutylizacją tego składnika do 

wyżej położonych części roślin – młodych liści i rozwijających się owoców. 

44



Tabela 2. Wpływ formy jodu na niektóre parametry wymiany gazowej i fluorescencję chlorofilu 

a w liściach 

Table 2. Effect of iodine form on some parameters of gas exchange and chlorophyll a fluorescence 

in tomato leaves 

Część rośliny 

Liść górny nad 

szóstym gronem** 

Liść dolny*** 

Liść górny nad 

szóstym gronem** 

Liść dolny*** 

Obiekt 

Intensywność 

transpiracji 

(mol H 2 

O∙m -2 ∙s -1 ) 

Przewodność 

szparkowa 

(mol H 2 

O∙m -2 ∙s -1 ) 

Intensywność 

fotosyntezy 

(μmol CO 2∙ 

m -2∙ s -1 ) 

kontrola 3,63 0,73 9,55 

KI 4,84 0,51 9,81 

KIO 3 

4,48 0,38 10,17 

test F n.i. n.i. n.i. 

kontrola 2,24 a 0,59 5,96 

KI 4,41 b 0,46 8,52 

KIO 3 

4,48 b 0,27 6,20 

test F * n.i. n.i. 

Fv/Fm PI Tfm 

kontrola 0,791 a 2,753 a 256,25 

KI 0,812 ab 3,992 ab 216,25 

KIO 3 

0,823 b 5,667 b 246,25 

test F * * n.i. 

kontrola 0,829 6,183 244,30 

KI 0,829 6,143 303,75 

KIO 3 

0,834 6,234 253,75 

test F n.i. n.i. n.i. 

Objaśnienia: 

Opisy jak w tabeli 1. 

**Liście pierzaste z pierwszego najbardziej wykształconego liścia nad szóstym gronem liścia – w ogławianej 

części górnej. 

***Liście pierzaste z najniższego, najstarszego liścia na roślinach – pod pierwszym gronem. 

Omawiając bezpośredni wpływ aplikowanych form jodu na metabolizm azotu w organach 

wegetatywnych pomidora należy zwrócić uwagę, że w porównaniu z kontrolą KI w liściach 

najmłodszych powodował zmniejszenie zawartości NO 3 

- 

(tab. 3). Spadek zawartości 

tych jonów prawdopodobnie wynikał ze zwiększenia aktywności NR. Interesującym jest 

jednak, że przy traktowaniu roślin KIO 3 

w liściach najmłodszych (górnych) w porównaniu 

z kontrolą stwierdzono istotne zwiększenie zarówno poziomu aktywności NR, jak i zawartości 

NO 3- 

. Interpretację tych zależności można oprzeć na przedstawionych we wstępie informacjach 

na temat zaangażowania reduktazy NR w redukcję IO 3 

- 

do I - [Hung i in. 2005, 

Sekimoto 2009, Tsugonai i Sase 1969, Wong, Hung 2001]. Z tego powodu tempo redukcji 

- - 

NO 3 

do NO 2 

przeprowadzanej przez ten enzym mogło być osłabione. Nie miało to jednak 

wpływu na stopień odżywienia tych liści w azot – zawartość N-ogółem. Obserwacje te wymagają 

jednak dalszych badań. 

45


Tabela 3. Wpływ formy jodu na zawartość azotanów(V), jonów amonowych, N-ogółem, aktywność 

reduktazy azotanowej (NR) i azotynowej (NiR) oraz barwników fotosyntetycznych 

w liściach pomidora 

Table 3. Effect of iodine form on nitrate(V), ammonium ions, N-total concentration, nitrate and 

nitrite reductase activity and content of photosynthetic pigments in tomato leaves 

Część 

rośliny 

Liść 

górny nad 

szóstym 

gronem** 

Liść 

dolny*** 

Obiekt 

Zawartość 

azotany(V) 

(NO 3- 

) 

jony 

amonowe 

(NH 4+ 

) 

mg∙kg -1 św.m. 

N-ogółem 

(N% 

s.m.) 

NR 

NiR 

μmole NO 2- 

∙g -1 

ś.m.∙h -1 

Chlorofil 

a 

Zawartość 

Chlorofil 

b 

Chlorofil 

a+b 

mg∙100 g -1 św.m. 

Karotenoidy 

kontrola 1232,3 b 15,7 5,54 1,87 a 1,89 1,63 0,50 2,13 0,51 

KI 1041,8 a 22,1 5,65 2,18 b 1,49 1,72 0,59 2,31 0,51 

KIO 3 

1422,8 c 28,0 5,53 2,53 c 1,50 1,82 0,49 2,31 0,54 

test F * n.i. n.i. * n.i. n.i. n.i. n.i. n.i. 

kontrola 4924,7 a 22,3 4,79 b 0,09 b 1,79 b 1,22 b 0,48 1,70 b 0,43 b 

KI 5440,8 b 18,2 4,69 a 0,12 c 2,14 c 1,05 a 0,45 1,50 a 0,39 a 

KIO 3 

5666,7 b 25,4 4,69 a 0,07 a 1,47 a 1,13 ab 0,46 1,59 a 0,42 b 

test F * n.i. * * * * n.i. * * 

Objaśnienia: 

Test F – opisy jak w tabeli 1. 

** – Opis jak w tabeli 2. 

*** – Opis jak w tabeli 2. 

a, b, c – jak w tabeli 1. 

W liściach dolnych (najstarszych) stwierdzono zasadniczo kilkukrotne większą zawartość 

azotanów(V) oraz niższy poziom aktywności enzymu NR niż w liściach górnych (najmłodszych). 

Mogło to mieć bezpośredni związek z położeniem tych liści – zacienieniem, 

a przez to stwierdzoną niższą wydajnością procesu fotosyntezy (tab. 2). Prawdopodobnie 

skutkowało to powstawaniem niedostatecznej ilości energii oraz asymilatów niezbędnych 

- + 

do redukcji NO 3 

do NH 4 

oraz inkorporacji tego kationu do związków organicznych w cyklu 

GS/GOGAT. Stwierdzono również w dolnych liściach mniejszą zawartość N-ogółem 

niż w liściach górnych. Mogło to mieć związek z reutylizacją tego składnika (przemieszczaniem 

się) do wyżej położonych (młodszych) części wegetatywnych oraz rozwijających 

się owoców w poszczególnych gronach. Należy zwrócić uwagę, że w liściach dolnych jod 

- 

w formie KI i KIO 3 

w zbliżonym stopniu spowodował zwiększenie zawartości NO 3 

oraz 

zmniejszenie zawartości N-ogółem. W porównaniu z kontrolą KI spowodował stosunkowo 

nieznaczny (lecz istotny statystycznie) wzrost, a KIO 3 

obniżenie aktywności enzymów 

NR i NiR. Być może spadek zawartości N-ogółem w liściach dolnych w skutek zastosowania 

jodku i jodanu potasu mógł być związany z oddziaływaniem jodu w obydwu formach 

na przyspieszenie procesów starzenia się liści. Świadczyć o tym może niższa zawartość 

46



chlorofilu a, sumy chlorofilu a+b oraz wyższy poziom intensywności transpiracji w tych liściach 

(tab. 2 i 3). Warto nadmienić, że w badaniach Gonda i in [2007] jod aplikowany 

- 

w formie IO 3 

w porównaniu do I ‐ powodował zwiększenie zawartości azotanów(V) oraz Ca 

w pomidorze i szpinaku uprawianym w systemie hydroponicznym. 

Pomimo postępu nauki, wiele aspektów oddziaływania jodu – różnych jego form – na 

procesy fizjologiczne i biochemiczne zachodzące w roślinach nie zostało rozpoznanych. 

Istotne luki informacyjne dotyczą między innymi funkcjonowania procesu fotosyntezy u roślin 

nawożonych tym pierwiastkiem. Z tego powodu wnikliwe przedyskutowanie uzyskanych 

wyników z rezultatami badań innych autorów jest utrudnione. 

4. Wnioski 

- 

1. Stwierdzono nieznaczny ujemny wpływ IO 3 

na wysokość roślin i średnią powierzchnię 

liści. 

2. Jod zastosowany w obydwu formach powodował zmniejszenie zawartości sumy chlorofili 

a+b w najstarszych (najniżej położonych) liściach – jednak nie miało to negatywnego 

wpływu na wydajność procesu fotosyntezy i poziom fluorescencji chlorofilu a (parametry 

Fv/Fm, PI i Tfm). 

‐ 

3. W porównaniu do kontroli aplikacja IO 3 

zarówno w liściach najmłodszych jak i najstarszych 

powodowała zwiększenie zawartości azotanów(V). 

4. W zależności od wieku liści stwierdzono zróżnicowany wpływ I - - 

i IO 3 

na oznaczane parametry 

metabolizmu azotu: aktywność reduktazy azotanowej (NR) i azotynowej (NiR) 

- 

oraz na zawartość NO 3 

i N-ogółem. 


nr N N310 080238 – grant MNiSW pt. „Efektywność biofortyfikacji pomidora w jod 

w uprawie hydroponicznej z recyrkulacją pożywki.” 

Piśmiennictwo i akty Prawne 

BLASCO B., RIOS J.J., CERVILLA L.M., SÁNCHEZ-RODRÍGUEZ E., RUBIO-WILHELMI 

M.M., ROSALES M.A., RUIZ J.M., ROMERO L. 2010a. Photorespiration process and 

nitrogen metabolism in lettuce plants (Lactuca sativa L.): induced changes in response 

to iodine biofortification. J. Plant Growth Reg. 29 (4): 477–486. 

BUCZEK J. 1984. The occurrence of nitrate reductase inactivating factor in extracts of Spirodela 

polyrrhiza. Acta Soc. Bot. Pol. 53: 411–417. 

CAMPBELL W.H. 1999. Nitrate reductase structure, function and regulation: Bridging the 

gap between biochemistry and physiology. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Bioi. 

50: 277–303. 

47




Japan 6 (2): 223–227. 

GONZÁLEZ-REAL M.M., BAILLE A., LIU H.Q. 2008. Influence of fruit load on dry matter 

and N-distribution in sweet pepper plants. Scien. Horticul. 117: 307–315. 

HE Y., ZHU Z., YANG J., NI X., ZHU B. 2009. Grafting increases the salt tolerance of tomato 

by improvement of photosynthesis and enhancement of antioxidant enzymes activity. 

Environ. Experim. Bot. 66: 270–278. 

HUNG C.-C., WONG G.T.F., DUNSTAN W.M. 2005. Iodate reduction activity in initrate reductase 


LEDWOŻYW I., SMOLEŃ S., STRZETELSKI S. 2009. Wpływ sposobów biofortyfikacji jodem 

na wielkość oraz jakość plonu sałaty gruntowej - badania wstępne. Wielokierunkowość 

badań w rolnictwie i leśnictwie. Tom 2. Monografia. Wydawnictwo Uniwersytetu 

Rolniczego w Krakowie: 457–463. 

LICHTENTHALER H.K., WELLBURN A.R. 1983. Determinations of total carotenoids and 

chlorophylls a and b of leaf extracts in different solvents. Biochem. Soc. Trans. 11: 

591–592. 

NOWOSIELSKI O. 1988. Zasady opracowywania zaleceń nawozowych w ogrodnictwie. 

PWRiL, Warszawa. 

PERSSON J.Å., WENNERHOLM M. 1999. Poradnik mineralizacji Kjeldahl’a – przegląd 

metody klasycznej z ulepszeniami dokonanymi przez firmę FOSS TECATOR. Labconsult, 

Warszawa. 

PN-EN ISO 11732:2001. Jakość wody – Oznaczanie azotu amonowego metodą analizy 

przepływowej (CFA i FIA) z detekcją spektrometryczną. 

PN-EN ISO 13395:2001. Jakość wody – Oznaczanie azotu azotynowego i azotanowego 

oraz ich sumy metodą analizy przepływowej (CFA i FIA) z detekcją spektrofotometryczną. 




TSUNOGAI S., SASE T. 1969. Formation of iodide-iodine in the ocean. Deep-Sea Res. 

16: 489–496. 



WYSOCKA-OWCZAREK M. 2001. Pomidory pod osłonami – Uprawa tradycyjna i nowoczesna. 

Wydanie III. Hortpress, Warszawa. 

48


Sylwester Smoleń*, Iwona Ledwożyw-Smoleń** 

Wpływ koncentratu substancji humusowych na 

efektywność biofortyfikacji w jod oraz na jakość 

biologiczną roślin szpinaku 

The effect of humic acid concentrate on the 

effectiveness of iodine biofortification and biological 

quality of spinach plants 

Słowa kluczowe: jod, biofortyfikacja, azotany, azot, skład mineralny, szpinak. 

Key words: iodine, biofortification, nitrate, nitrogen, mineral composition, spinach. 

Plant biofortification with iodine through soil fertilization is low-effective due to changes this 

element undergoes in soil environment. The aim of the work was to determine the influence 

of exogenous soil humic substances on yield, iodine biofortification and nutritional quality of 

spinach. In a two-year pot experiment, cultivation of spinach Spinacia oleracea L. ‘Olbrzym 

zimowy’ cv. was carried out on mineral soil. The study included treatments with pre-sowing 

application of Humistar (humic acid concentrate) in a dose of 0.2 ml per 1 dm -3 of soil and 

plant fertigation with 0.0004% I solution (iodine applied in the form of KIO 3 

). The following 

combinations were distinguished: 

1) control – without iodine and Humistar application, 

2) fertigation with KIO 3 

, 

3) application of Humistar, 

4) fertigation with KIO 3 

+Humistar. 

Fertigation with iodine was conducted while maintaining the same amount of water for plant 

watering in each combination. During spinach cultivation, approximately 1.1 mg I·dm -3 was introduced 

to soil by KIO 3 

fertigation. In comparison to the control, iodine content in plants fertilized 

with this element increased by 1181% and 1710% – for combinations with KIO 3 

fertiga- 

* Dr inż. Sylwester Smoleń – Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych, Wydział 

Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 

662 52 39; e-mail: s.smolen@ogr.ur.krakow.pl 

** Mgr inż. Iwona Ledwożyw-Smoleń – Katedra Botaniki i Fizjologii Roślin, Wydział 

Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 

662 52 10. 

49

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw-Smoleń 

tion and KIO 3 

fertigation+Humistar, respectively. No significant influence of tested treatments 

on spinach yield was observed. Plant fertigation with KIO 3 

(combination no. 2) significantly increased 

K and Fe level as well as reduced the content of: dry matter, free amino acids, NO 2- 

, 

NH 4+ 

, P, Ca, Na, Mo and Zn in spinach leaves when compared to the control. Simultaneous application 

of KIO 3 

and Humistar (in comparison to KIO 3 

fertigation) increased the content of: dry 

matter, free amino acids, NO 2- 

, N, Na and B as well as decreased Fe accumulation in spinach. 


Wzbogacanie (biofortyfikacja) roślin w jod może być naturalnym, alternatywnym do jodowania 

soli kuchennej, sposobem introdukcji tego pierwiastka do łańcucha pokarmowego, 

a przez to do diety człowieka. Idea wykorzystania roślin jako nośnika jodu do diety nie jest 

nowa – pierwsze badania z tego zakresu przeprowadzono w latach czterdziestych ubiegłego 

stulecia [Hageman i in. 1942]. W Polsce oraz wielu innych krajach (zwłaszcza rozwiniętych gospodarczo) 

aktualnie obowiązującym modelem suplementacji diety w ten pierwiastek jest jodowanie 

soli kuchennej. Pomimo skuteczności tej metody w celu przeciwdziałaniu niedoborom 

jodu w diecie, nadmierne spożycie soli kuchennej w globalnym wymiarze jest jedną z głównych 

przyczyn wzrostu zapadalności ludzi na choroby układu krążenia (nadciśnienie tętnicze, 

miażdżyca) oraz niektórych chorób nowotworowych. Z tego powodu WHO opracowała program 

„Global Strategy on Diet, Physical Activity and Health” zaplanowany na lata 2008–2013. 

Obejmuje on między innymi ograniczenie spożycia soli przy jednoczesnym poszukiwaniu alternatywnych 

(do jodowania soli kuchennej) sposobów wprowadzenia jodu do diety człowieka. 

Jod nie jest składnikiem pokarmowym roślin, dlatego przed powszechnym wdrożeniem 

do praktyki rolniczej agrotechnicznych zasad produkcji roślin ze zwiększoną zawartością 

tego składnika należy przeprowadzić kompleksowe badania, dokumentujące jego uboczny 

wpływ na fizjologiczne i biochemiczne procesy zachodzące w roślinach. 

Istotnym ograniczeniem w efektywności wzbogacania roślin w jod przez doglebowe nawożenie 

tym pierwiastkiem jest fakt, że po trzech dniach od wprowadzenia jodu do gleby 

około 95% tego składnika ulega on silnej sorpcji z półtoratlenkami Al i Fe [Muramatsu i in. 

1990, Yoshida i in. 1992]. Proces desorpcji tego pierwiastka jest bardzo powolny, co utrudnia 

jego pobieranie z gleby przez korzenie roślin [Fuge, Johnson 1986; Muramatsu i in. 1996;, 

Yamaguchi i in. 2005]. Desorpcja jodu zachodzi z większą intensywnością przy ujemnych 

wartościach potencjału oksydo-redukcyjnego gleby (Eh), które pojawiają się w warunkach 

beztlenowych powodowanych na przykład długotrwałym nadmiernym uwilgotnieniem gleb. 

Badania Yamaguchi i in. [2005] wykazały, że przy udziale kwasów humusowych w glebie 

następuje przekształcenie jodu w formie IO 3 

- 

do jodu cząsteczkowego I 2 

, który może 

ulatniać się do atmosfery lub też ulec wiązaniu z glebową materią organiczną. W ostatnich 

kilku latach w produkcji rolniczej coraz powszechniej stosowane są polepszacze glebowe 

zawierające skoncentrowane kwasy humusowe. Z tego powodu istotne jest sprawdzenie, 

50

Wpływ koncentratu substancji humusowych na efektywność biofortyfikacji w jod... 

czy i w jakim stopniu doglebowa aplikacja egzogennych kwasów próchnicznych wpłynie na 

proces biofortyfikacji roślin szpinaku w jod oraz ich jakość biologiczną. 

Badania Ujowundu i in. [2010] wskazały, że fertygacja roślin roztworami KIO 3 

może 

wpłynąć na usprawnienie pobierania jodu przez rośliny. Większa w stosunku do nawożenia 

przedsiewnego efektywność wzbogacenia roślin w jod przez fertygację może przyczynić się 

do obniżenia kosztów biofortyfikacji roślin w jod. Interesujące jest zatem sprawdzenie, czy 

i w jakim zakresie przedsiewna aplikacja egzogennych swoistych substancji humusowych 

wpłynie na proces pobierania jodu wprowadzanego na drodze fertygacji – nawadniania roztworem 

o niskiej zawartości jodu. 

- 

Celem badań było określenie wpływu fertygacji roślin roztworem jodu w formie IO 3 

oraz 

doglebowej przedsiewnej aplikacji egzogennych swoistych substancji próchnicznych (humusowych) 

na plon, efektywność biofortyfikacji w ten pierwiastek oraz jakość biologiczną szpinaku. 


W dwuletnim doświadczeniu wazonowym szpinak (Spinacia oleracea L.) – ‘Olbrzym zimowy’ 

był uprawiany w sezonie wiosennym w nieogrzewanym tunelu foliowym w pojemnikach 

o wymiarach 60 × 40 × 20 cm. Pojemniki były wypełnione glebą mineralną (sklasyfikowaną 

jako glina lekka pylasta o składzie granulometrycznym: 35% piasku, 28% pyłu i 37% iłu), 

ze średnią zawartością substancji organicznej na poziomie 2,76% oraz następującą zawartością 

dostępnych dla roślin form składników mineralnych ekstrahowanych za pomocą 0,03 

mol kwasu octowego: N (N-NO 3 

+N-NH 4 

) 58,7 mg, P 39,3 mg, K 73,3 mg, Mg 151,5 mg, Ca 

1245,2, S 17,2, Na 6,8 i Cl 0,0 mg w 1 dm 3 gleby. Odczyn gleby wynosił pH (H2O) 

6,97, potencjał 

oksydoredukcyjny (Eh) +326,7 mV, a ogólne stężenie soli w glebie (EC) 0,31 mS ∙ cm -1 . 

Zawartość dostępnych dla roślin form azotu, fosforu i potasu była uzupełniona w glebie przed 

siewem nasion do poziomu 100 mg N, 60 mg P i 160 mg K w 1 dm 3 gleby przy zastosowaniu 

saletry wapniowej, fosforanu monopotasowego i siarczanu potasu. Rośliny w pojemnikach 

(we wszystkich badanych kombinacjach) podlewano jednakową ilością wody wodociągowej. 

Badaniami objęto kombinacje z przedsiewną aplikacją preparatu Humistar (koncentrat 

glebowych kwasów humusowych), w dawce 0,2 ml·dm -3 gleby oraz fertygacją roślin jodem 

(w formie KIO 3 

), w stężeniu 0,0004% I. Wyróżniono następujące obiekty badań: 

1) kontrola bez aplikacji jodu i Humistaru, 

2) fertygacja KIO 3 

, 

3) Humistar, 

4) fertygacja KIO 3 

+Humistar. 

Każdorazowo fertygację jodem przeprowadzono z zachowaniem jednakowej dawki 

wody do podlewania we wszystkich kombinacjach. W obydwu latach prowadzenia badań 

w okresie uprawy wprowadzono wraz z fertygacją około 1,1 mg I·dm -3 gleby – 1,16 i 1,04 mg 

I·dm -3 gleby odpowiednio w pierwszym i drugim roku badań. 

51


Doświadczanie przeprowadzono metodą rozlosowaną w trzech powtórzeniach. Każde 

powtórzenie (jeden pojemnik) składało się z 4 rzędów po 10 roślin w rzędzie. Siew nasion 

po około 20 sztuk nasion w rzędzie wykonano 20 i 23 marca – odpowiednio w pierwszym 

i drugim roku badań. Po wschodach rośliny przerwano pozostawiając po 10 roślin w jednym 

rzędzie (40 szt. roślin na jeden pojemnik – powtórzenie). Zbiór szpinaku połączony z oceną 

plonowania oraz pobraniem prób liści do analiz wykonano odpowiednio 28 kwietnia oraz 

4 maja – w kolejnych latach badań. 

W liściach szpinaku oznaczono zawartość: 

1) suchej masy metodą suszarkową w 105°C, szczawianów rozpuszczalnych metodą 

miareczkową 0,02 mol KMnO4 [Wierzbicka 2004], 

2) cukrów rozpuszczalnych metodą antronową [Yemm i Wills 1954], 

3) związki fenolowe z odczynnikiem Folina [Swain i Hillis 1959], 

4) wolnych aminokwasów w reakcji z ninhydryną [Korenman 1973]. 

Po ekstrakcji prób przy użyciu 2% kwasu octowego [Nowosielski 1988] oznaczono zawartość 

azotanów(V), azotanów(III) i jonów amonowych techniką FIA [PN-EN ISO 11732:2001, 

PN-EN ISO 13395:2001] oraz chlorków metodą nefelometryczną [Breś i in. 2003]. 

Zawartość N-ogółem oznaczono metodą Kiejdahla [Persson i Wennerholm 1999]. Do 

oznaczenia jodu po inkubacji prób z 25% TMAH [PN-EN 15111 – 2008] oraz P, K, Mg, Ca, S, 

Na, B, Cu, Fe, Mn, Mo i Zn po mineralizacji prób 65% superczystym HNO 3 

[Pasławski, Migaszewski 

2006] wykorzystano technikę ICP-OES przy użyciu spektrometru wysokiej rozdzielczości 

Prodigy Teledyne Leeman Labs. 

W glebie przed uprawą oznaczono zawartość substancji organicznej metodą Tiurina. 

Zawartość N-mineralnego (N-NH 4 

, N-NO 3 

), P, K, Mg, Ca, S, Na i Cl oznaczono po ekstrakcji 

gleby 0,03 mol kwasem octowym [Nowosielski 1988]. Zawartość azotu w ekstraktach glebowych 

oznaczono techniką FIA [PN-EN ISO 11732:2001, PN-EN ISO 13395:2001], P, K, Mg, 

Ca, S i Na techniką ICP-OES, a chlorki metodą nefelometryczną [Breś i in. 2003]. 





3.1. Uzyskane wyniki badań 

Wszystkie uzyskane wyniki badań przedstawiono w tabeli 1. Stwierdzono statystycznie 

istotny wpływ badanych związków na zawartość: suchej masy, NO 3- 

, NO 2- 

, NH 4+ 

, Cl - , 

N-ogółem, P, K, Ca, Na, jodu, B, Fe, Mn, Mo, Zn i wolnych aminokwasów w szpinaku. 

W porównaniu z kontrolą, zarówno fertygacja KIO 3 

, przedsiewne stosowanie Humistaru, 

jak i fertygacja KIO 3 

+Humistar, nie miały istotnego wpływu na wielkość plonu, masę jed- 

52


nej rośliny oraz zawartość: Mg, S, Cu, szczawianów rozpuszczalnych, cukrów rozpuszczalnych 

i związków fenolowych w roślinach. Warto zauważyć, że we wszystkich badanych 

kombinacjach w stosunku do roślin kontrolnych w równym stopniu stwierdzono zwiększenie 

zawartości K oraz zmniejszenie zawartości NH 4 

+ 

i Mo w szpinaku. Jednakże w liściach 

roślin traktowanych przedsiewnie Humistarem obniżenie zawartości Mo nastąpiło w najmniejszym 

stopniu. 

Tabela 1. Wpływ formy fertygacji jodem i koncentratu kwasu humusowych na plon, efektywność 

biofortyfikacji w ten pierwiastek oraz skład chemiczny roślin szpinaku. 

Table 1. Effect of fertigation with iodine and humic acid concentrate on yield, effect of biofortification 

and chemical composition of spinach plants. 

Masa 

- - + 

Plon, 

sucha NO 3 

NO 2 

NH 4 

Cl - 

Obiekt 

jednej 

kg·m -2 

masa, % 

rośliny, g 

mg·kg -1 św.m. 

Kontrola 1,70 9,6 8,36 b 3823,8 b 0,36 b 14,3 b 731,2 a 

Fert. KIO 3 

1,69 10,3 7,96 a 3720,4 b 0,02 a 11,9 a 671,1 a 

Humistar 1,76 11,0 7,84 a 3476,1 a 0,21 b 12,2 a 881,0 b 

Fert. KIO 3 

+Humistar 1,80 10,2 8,26 b 3727,5 b 0,22 b 12,8 a 754,8 a 

Test F n.i. n.i. * * * * * 

% s.m. 

N P K Mg Ca S Na 

Kontrola 5,58 a 0,73 b 8,73 a 1,04 1,59 b 0,43 0,21 c 

Fert. KIO 3 

5,64 a 0,67 a 9,22 b 1,07 1,46 a 0,41 0,16 a 

Humistar 5,61 a 0,70 ab 9,03 b 1,05 1,54 b 0,42 0,20 c 

Fert. KIO 3 

+Humistar 5,78 b 0,69 a 9,24 b 1,06 1,40 a 0,43 0,18 b 

Test F * * * n.i. * n.i. * 

mg·kg -1 s.m. 

I B Cu Fe Mn Mo Zn 

Kontrola 4,9 a 22,9 a 9,22 227,3 a 39,7 a 0,21 b 136,3 c 

Fert. KIO 3 

62,8 b 23,2 a 8,85 310,3 c 41,0 ab 0,15 a 123,0 a 

Humistar 4,6 a 22,5 a 9,01 272,6 b 39,2 a 0,18 ab 131,9 bc 

Fert. KIO 3 

+Humistar 88,7 c 24,2 b 9,13 262,5 b 43,3 b 0,15 a 126,1 ab 

Test F * * n.i. * * * * 

mg·100 g -1 św.m. 

Szczawiany rozpuszczalne 

Cukry rozpuszczalne 

Związki fenolowe 

Wolne Aminokwasy 

Kontrola 870,6 488,8 82,3 22,7 c 

Fert. KIO 3 

877,0 400,0 84,6 20,3 b 

Humistar 863,7 372,6 82,9 18,4 a 

Fert. KIO 3 

+Humistar 810,7 455,6 83,5 24,6 d 

Test F n.i. n.i. n.i. * 

Objaśnienia: 

Średnie oznaczone tymi samymi literami (a, b, c) nie różnią się istotnie dla P < 0,05. Test F: * – średnie 

różnią się istotnie, n.i. – brak istotnego zróżnicowania. 

53


3.2. Wpływ jodu na rośliny 

W badaniach Ujowundu i in. [2010] stosowanie wodnych roztworów KIO 3 

(w stężeniu 

10, 40, 80 μg dm -3 ) w dwudniowych odstępach przez cztery tygodnie powodowało zwiększenie 

zawartości jodu w Telfairia occidentalis, Talinum fruticosum i Cucurbita pepo. W badaniach 

autorów tej pracy fertygacja roślin roztworem KIO 3 

powodowała zwiększenie zawartości 

jodu oraz K, Fe w szpinaku w porównaniu z kontrolą. W roślinach tych stwierdzono 

również zmniejszenie zawartości suchej masy, NO 2- 

, NH 4+ 

, P, Ca, Na, Mo, Zn i wolnych aminokwasów 

w liściach. 

Przesłanki merytoryczne wynikające z badań prowadzonych na mikroorganizmach 

i glonach morskich [Hung i in. 2005; Tsugonai i Sase 1969; Wong, Hung 2001] wskazują 

- 

na hipotetyczny udział reduktazy azotanowej (NR – enzymu redukującego NO 3 

do NO 2- 

) 

- 

w redukcji IO 3 

do I - . Aktualnie brak jest bezpośrednich dowodów potwierdzających istnienie 

takich zależności u roślin wyższych. Wstępne wyniki badań przeprowadzonych przez 

- 

Sekimoto [2009] wykazały jednak, że ta grupa roślin ma zdolność redukcji IO 3 

do I - , przy 

- 

czym mechanizm tego procesu nie jest poznany. Hipotetycznie aplikacja egzogennego IO 3 

może ingerować w metabolizmu azotu w roślinach poprzez osłabienie tempa redukcji azotanów 

do azotynów. W konsekwencji może mieć to wpływ na zmniejszenie puli redukowanego 

NO 2 

- 

do NH 4+ 

, a także obniżenie ilości syntetyzowanych aminokwasów w wyniku 

zmniejszenia poziomu włączania tego kationu do prostych związków organicznych w cyklu 

GS/GOGAT. W tym kontekście niezwykle trudnym do wytłumaczenia jest brak wpływu 

zastosowanego nawożenia IO 3 

- 

poprzez fertygację (ciągłego stosowania tej formy jodu 

w niskich dawkach) na zawartość azotanów(V) (NO 3- 

) i azotu ogółem przy jednoczesnym 

+ 

zmniejszeniu zawartości NO 2- 

, NH 4 

i wolnych aminokwasów w stosunku do roślin kontrolnych. 

Być może stężenie w glebie IO 3 

- 

aplikowanego przez fertygację była zbyt niska, by 

w sposób znaczący wpłynąć na metabolizm azotu w szpinaku. 

Fizjologiczne i biochemiczne mechanizmy oddziaływania jodu na pobieranie 

składników mineralnych przez rośliny. Wymienione mechanizmy oddziaływania jodu na 

pobieranie składników mineralnych przez rośliny nie jest rozpoznane. Wcześniejsze wyniki 

badań Smoleń i in. [2009]; Smoleń i Sady [2011] oraz Smoleń i in. [2011 a,b,c] wskazują, że 

jod może synergistycznie lub antagonistycznie wpływać na pobieranie składników pokarmowych 

przez rośliny. Jod stosowany przedsiewnie (w formie KI) w synergistyczny sposób 

wpłynął na pobieranie magnezu oraz ograniczył pobieranie miedzi – zależności te stwierdzono 

w uprawie wazonowej szpinaku oraz polowej uprawie sałaty i marchwi [Smoleń, 

Sady 2011; Smoleń i in. 2011 a,b]. Jod w formie KI powodował obniżenie zawartości fosforu 

w warzywach liściowych: szpinaku i sałacie [Smoleń i in. 2011a], zwiększał natomiast 

akumulację tego pierwiastka w korzeniach spichrzowych marchwi [Smoleń i in. 2011 b,c]. 

W tym kontekście warto przytoczyć wyniki badań Smoleń i Sady [2011] z wazonową uprawą 

szpinaku. Nawożenie jodem w formie KI w dawce 2 mg I ∙ dm -3 gleby, w porównaniu do 

54


nawożenia w dawce 1 mg I ∙ dm -3 gleby, powodowało zwiększenie zawartości Na, Fe, Zn i Al 

oraz obniżenie poziomu P, S, Cu i Ba w szpinaku. 

Podsumowując przedstawione wyniki badań oraz uwzględniając rezultaty wcześniejszych 

prac [Smoleń, Sady 2011; Smoleń i in. 2009, 2011 a,b,c], należy zauważyć, że oddziaływanie 

jodu na pobieranie makro- i mikroskładników pokarmowych (poza omówionymi P, Mg 

i Cu) oraz metali ciężkich i pierwiastków śladowych w roślinach może być uzależnione od wielu 

czynników, takich jak: fizykochemiczne właściwości gleby, oraz od formy, dawki i sposobu 

aplikacji jodu, warunków prowadzenia uprawy oraz różnic genotypowych (odmianowych) roślin 

w preferencji (zdolności) do pobierania poszczególnych składników mineralnych z gleby. 

Kwasy humusowe. Przedsiewna aplikacja egzogennych swoistych substancji humusowych 

w formie preparatu Humistar powodowała w porównaniu z roślinami kontrolnymi 

zwiększenie zawartości Cl ‐ - + 

, K i Fe oraz zmniejszenie zawartości suchej masy, NO 3 

i NH 4 

w szpinaku. 

Interakcja pomiędzy kwasami humusowymi i jodem. W kontekście omówionego 

oddziaływania osobno fertygacji KIO 3 

oraz przedsiewnej aplikacji Humistaru niezwykle interesująco 

przedstawiają się wyniki połączenia doglebowego zastosowania Humistaru z nawadnianiem 

roślin roztworem IO 3- 

. 

W porównaniu z kontrolą fertygacja KIO 3 

+Humistar powodowała zwiększenie zawartości 

N-ogółem, K, jodu, B, Fe, Mn i wolnych aminokwasów oraz zmniejszenie zawartości 

NH 4+ 

, P, Ca, Na, Mo i Zn w szpinaku. Natomiast w stosunku do irygacji roślin roztworem 

- 

KIO 3 

, połączenie fertygacji IO 3 

z przedsiewnym stosowaniem Humistaru (KIO 3 

+Humistar) 

powodowało istotne zwiększenie zawartości suchej masy, NO 2- 

, N-ogółem, Na, jodu, B, wolnych 

aminokwasów oraz zmniejszenie zawartości Fe w roślinach. 

Szczególnie interesujące jest podwyższenie akumulacji jodu w szpinaku w wyniku połączenia 

przedsiewnej aplikacji Humistaru z fertygacją KIO 3 

w stosunku do nawadniania roślin 

roztworem IO 3- 

. W tym zakresie wyniki badań wykazały specyficzną interakcję pomiędzy 

swoistymi substancjami próchnicznymi (kwasami fulwowymi i humusowymi) a jonami IO 3- 

. 

Najprawdopodobniej powodowana ona była reakcją któregoś ze związków zaliczanych do 

substancji próchnicznych z jodanem, wskutek czego mogły powstawać niskocząsteczkowe 

związki organiczne zawierające w swoim składzie ten pierwiastek. Chemiczne właściwości 

tych związków mogły usprawnić ich pobieranie przez korzenie w stosunku do wchłaniania 

wolnych jonów IO 3- 

. W tym kontekście interesujący jest fakt, że fertygacja KIO 3 

powodowała 

zwiększenie zawartości Fe w szpinaku w większym stopniu niż aplikacja Humistaru czy też 

łączne zastosowanie KIO 3 

+Humistar. Jest to tym bardziej zastanawiające, że jod po wprowadzeniu 

do gleby ulega sorpcji z półtoratlenkami Fe i Al [Muramatsu i in. 1990; Yoshida 

i in. 1992]. Do uzyskania niniejszych wyników mogły przyczynić się związki próchniczne, 

- 

które mogły wiązać pewną pulę Fe w glebie, ułatwiając tym samym pobieranie IO 3 

przez 

rośliny z roztworów stosowanych do podlewania. Te organiczne połączenia egzogennych 

swoistych substancji z żelazem ułatwiały pobieranie Fe przez rośliny (kombinacja z Humi- 

55


starem w porównaniu z kontrolą), lecz w mniejszym stopniu niż fertygacja KIO 3 

. Być może 

- 

w wyniku podlewania roślin roztworami o niskim stężeniu IO 3 

następowało w glebie formowanie 

specjacyjnych połączeń żelaza z jodem (jako wynik reakcji IO 3 

- 

z innymi formami Fe 

niż półtoratlenki), które mogły być łatwo pobierane przez rośliny. 

4. Wnioski 

1. Stwierdzono statystycznie istotny wpływ badanych kombinacji doglebowej przedsiewnej 

aplikacji Humstaru oraz fertygacji roślin roztworem KIO 3 

na zawartość: suchej masy, 

NO 3- 

, NO 2- 

, NH 4+ 

, Cl - , N-ogółem, P, K, Ca, Na, jodu, B, Fe, Mn, Mo, Zn i wolnych aminokwasów 

w szpinaku. 

2. Nie wykazano wpływu badanych czynników na wielkość plonu, masę jednej rośliny 

oraz zawartość: Mg, S, Cu, szczawianów rozpuszczalnych, cukrów rozpuszczalnych 

i związków fenolowych w liściach. 

3. W porównaniu z kontrolą zastosowanie samej irygacji roślin roztworem KIO 3 

powodowało 

zwiększenie zawartości jodu, K, Fe oraz obniżenie suchej masy, NO 2- 

, NH 4+ 

, P, 

Ca, Na, Mo, Zn i wolnych aminokwasów w szpinaku. 

4. Przedsiewne zastosowanie preparatu Humistar, w stosunku do roślin kontrolnych, 

wpłynęło na zwiększenie zawartości Cl ‐ , K i Fe oraz zmniejszenie zawartości suchej 

- + 

masy, NO 3 

i NH 4 

w liściach. 

5. Łączne zastosowanie fertygacji KIO 3 

+Humistar powodowało: a) w porównaniu z kontrolą 

istotne zwiększenie zawartości N-ogółem, K, jodu, B, Fe, Mn i wolnych aminokwasów 

oraz zmniejszenie zawartości NH 4+ 

, P, Ca, Na, Mo i Zn w szpinaku; b) w stosunku do 

fertygacji KIO 3 

istotne zwiększenie zawartości suchej masy, NO 2- 

, N-ogółem, Na, jodu, 

B, wolnych aminokwasów oraz obniżenie zawartości Fe w liściach roślin. 

Praca finansowana w 2011 roku z dotacji celowej MNiSW na prowadzenie badań naukowych 

lub prac rozwojowych oraz zadań z nimi związanych, służących rozwojowi 

młodych naukowców oraz uczestników studiów doktoranckich UR w Krakowie. 


BREŚ W., GOLCZ A., KOMOSA A., KOZIK E., TYKSIŃSKI W. 2003. Nawożenie roślin 

ogrodniczych. Wydawnictwo Akademii Rolniczej im. Augusta Cieszkowskiego w Poznaniu. 

FUGE R., JOHNSON C.J. 1986. The geochemistry of iodine–a review. Environ. Geochem. 

Health 8 (2): 31–54. 

HAGEMAN R.H., HODGE E.S., McHARGUE J.S. 1942. Effect of potassium iodide on the 


56


HUNG C.-C., WONG G.T.F., DUNSTAN W.M. 2005. Iodate reduction activity in nitrate reductase 


KORENMAN S. 1973. Analiza fotometryczna. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne, Warszawa. 

MURAMATSU Y., UCHIDA S., SRIYOTHA P., SRIYOTHA K. 1990. Some considerations on 

the sorption and desorption phenomena of iodide and iodate on soil. Water Air Soil Pollut. 

49: 125–138. 

MURAMATSU Y., YOSHIDA S., UCHIDA S. 1996. Iodine desorption from rice paddy soil. 

Water, Air and Soil Poll. 86: 359–371. 

NOWOSIELSKI O. 1988. Zasady opracowywania zaleceń nawozowych w ogrodnictwie. 

PWRiL, Warszawa. 

PASŁAWSKI P., MIGASZEWSKI Z.M. 2006. The quality of element determinations in plant 

materials by instrumental methods. Polish J. Environ. Stud. 15 (2a): 154–164. 

PERSSON J.Å., WENNERHOLM M. 1999. Poradnik mineralizacji Kjeldahla – przegląd metody 

klasycznej z ulepszeniami dokonanymi przez firmę FOSS TECATOR. Labconsult, 

Warszawa. 

PN-EN 15111 2008. Artykuły żywnościowe – Oznaczanie pierwiastków śladowych – 

Oznaczanie zawartości jodu metodą ICP MS (spektrometria masowa z plazmą 


PN-EN ISO 11732:2001. Jakość wody – Oznaczanie azotu amonowego metodą analizy 

przepływowej (CFA i FIA) z detekcją spektrometryczną. 

PN-EN ISO 13395:2001. Jakość wody – Oznaczanie azotu azotynowego i azotanowego 

oraz ich sumy metodą analizy przepływowej (CFA i FIA) z detekcją spektrofotometryczną. 




SMOLEŃ S., LEDWOŻYW I., STRZETELSKI P., SADY W., ROŻEK S. 2009. Wpływ nawożenia 

jodem i azotem na efektywność biofortyfikacji w jod oraz na jakość biologiczną 

marchwi. Ochr. Środ. i Zas. Nat. 40: 313–320. 

SMOLEŃ S., ROŻEK S., STRZETELSKI P., LEDWOŻYW I. 2011a. Preliminary evaluation 

of the influence of soil fertilization and foliar nutrition with iodine on the effectiveness of 

iodine biofortification and mineral composition of carrot. J. Element. 16 (1): 103–114. 

SMOLEŃ S., ROŻEK S., STRZETELSKI P., LEDWOŻYW I. 2011b. Preliminary evaluation 

of the influence of soil fertilization and foliar nutrition with iodine on the effectiveness of 

iodine biofortification and mineral composition of carrot. J. Element. 16 (1): 103–114. 

SMOLEŃ S., SADY W., ROŻEK S., LEDWOŻYW I., STRZETELSKI P. 2011c. Preliminary evaluation 

of the influence of iodine and nitrogen fertilization on the effectiveness of iodine biofortification 

and mineral composition of carrot storage roots. J. Element. 16 (2): 275–285. 

57


SMOLEŃ S., SADY W. 2011. Influence of iodine fertilization and soil application of sucrose 

on mineral composition of spinach plants. Acta Scient. Polon. Hort. Cult. (w druku). 

SWAIN T., HILLIS W.E. 1959. Phenolic constituents of Prunus domestica. I. quantitative 

analysis of phenolic constituents. J. Sci. Food Agric. 10: 63–71. 

TSUNOGAI S., SASE T. 1969. Formation of iodide-iodine in the ocean. Deep-Sea Res. 16: 

489–496. 

UJOWUNDU C.O., UKOHA A.I., AGHA C.N., NWACHUKWU N., IGWE K.O., KALU F.N. 

2010. Effects of potassium iodate application on the biomass and iodine concentration 

of selected indigenous Nigerian vegetables. Afr. J. Biotechnol. 9 (42): 7141–7147. 

WIERZBICKA E. 2004. Oznaczanie szczawianów rozpuszczalnych w wybranych używkach. 

W: Toksykologia Żywności. Przewodnik do ćwiczeń. red. Brzozowska A. Wydawnictwo 

SGGW, Warszawa. 



YAMAGUCHI N., NAKANO M., TANIDA H. 2005. Transformation of iodine species in soil 

under upland field and submerged paddy field conditions. SPring-8 Res Front 2005. 

http://www.spring8.or.jp/pdf/en/res_fro/05/112–113.pdf. 


Biochem. J. 57: 508–514. 

YOSHIDA S., MURAMATSU Y., UCHIDA S. 1992. Studies on the sorption of I - (iodide) and 

- 

IO 3 

(iodate) onto andosols. Water Air Soil Pollut. 63: 321–329. 

58


Sylwester Smoleń*, Joanna Wierzbińska*, Marta Liszka-Skoczylas**, 

Roksana Rakoczy* 

Wpływ formy jodu na plonowanie oraz jakość owoców 

pomidora uprawianego w systemie hydroponicznym CKP 

The effect of iodine form on yield quantity and 

biological quality of tomato cultivated in hydroponics 

system NFT 

Słowa kluczowe: jod, pomidor, jakość biologiczna, cukry, likopen. 

Key words: iodine, tomato, biological quality, soluble sugars, lycopene. 

Plants biofortified with iodine may become an alternative, to iodized salt, source of this element 

in human diet. Iodine is not a nutrient for plants. Thus, in description of agrotechnical 

methods of biofortification there is an urgent need to determine the effect of iodine application 

on yield quantity and biological quality of plants. The aim of the study was to determine 

the influence of iodine application in two forms (I - and IO 3- 

) on yield quantity and quality of tomato 

fruits (Lycopersicon esculentum Mill.). In 2010 tomato cv. ‘Rambozo F 1 

’ was cultivated 

in Nutrient Film Technique system (NFT). 

The following treatments were applied in the experiment: 

1) control; 

2) 1 mg I∙dm -3 nutrient solution in KI form; 

3) 1 mg I∙dm -3 nutrient solution in KIO 3 

form. 

In both tested combinations a significant decrease of lycopene and increase of ascorbic 

acid content were observed in comparison to the control in tomato fruits harvested from the 

third cluster. Iodine application in the form of KIO 3 

had a positive effect on biological qual- 

* Dr inż. Sylwester Smoleń, mgr inż. Joanna Wierzbińska, mgr inż. Roksana Rakoczy – 

Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet 

Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 662 52 39; e-mail: 

s.smolen@ogr.ur.krakow.pl 

** Dr Marta Liszka-Skoczylas – Katedra Inżynierii i Aparatury Przemysłu Spożywczego, 

Wydział Technologii Żywności, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, ul. Balicka 122, 30-149 

Kraków; tel.: 12 662 47 62; e-mai: m.liszka-skoczylas@ur.krakow.pl 

59


ity of tomato fruits because of significant increase of total acidity of extract and total content 

of soluble sugars (including glucose and fructose). No important influence of tested factors 

was noted for the tomato content of: dry mass, b-carotene, phenolic compounds, phenylpropanoids, 

flavonols, anthocyanins and total yield of fruits. 


Jod jest ważnym mikroskładnikiem pokarmowym dla ludzi i innych ssaków. Odpowiada 

między innymi za funkcjonowanie hormonów tarczycy. Niedobór jodu w diecie może prowadzić 

do dysfunkcji tego gruczołu. Endemiczny niedobór jodu prowadzi do ciężkich schorzeń, 

na przykład do kretynizimu czy choroby Kaszina-Beck’a, związanej z jednoczesnym niedoborem 

selenu i jodu [Lin i in. 2004]. 

W celu przeciwdziałania niedoborowi jodu u ludzi w wielu krajach stosuje się suplementację 

diety w ten pierwiastek przez jodowanie soli kuchennej. W wymiarze populacyjnym 

jest to skuteczny sposób introdukcji jodu do diety człowieka. Jednakże nadmierne spożycie 

soli spowodowało zwiększenie zachorowalności ludzi na choroby układu krążenia. Dlatego 

też WHO opracowała „Global Strategy on Diet, Physical Activity and Health” – program 

zaplanowany na lata 2008–2013. Obejmuje on między innymi ograniczenie spożycia soli 

przy jednoczesnym poszukiwaniu alternatywnych (do jodowania soli kuchennej) sposobów 

wprowadzenia jodu do diety człowieka. 

Alternatywnym sposobem wprowadzenia jodu do diety człowieka i zwierząt hodowlanych 

może być biofortyfikacja roślin w jod [White, Broadley 2005, 2009, Yang i in. 2007, 

Zhao, McGrath 2009]. Jod nie jest pierwiastkiem niezbędnym dla roślin. Z tego powodu 

opracowanie agrotechnicznych zasad introdukcji jodu do roślin wymaga przeprowadzenia 

rzetelnych badań, dokumentujących w szerokim zakresie oddziaływanie tego pierwiastka 

na rośliny. W tym aspekcie ważna jest ocena oddziaływania jodu nie tylko na poziom plonowania, 

ale również na fizjologiczne i biochemiczne procesy zachodzące w roślinach odpowiadające 

miedzy innymi za kształtowanie jakości biologicznej plonu. 

Wiele z dotychczasowych badań dotyczących biofortyfikacji w jod zasadniczo dokumentuje 

optymalizację sposobów wzbogacania roślin w ten pierwiastek [Altinok i in. 2003; 

Bai i in. 2007; Blasco i in. 2008; Gonda i in. 2007; Hong i in. 2009; Weng i in. 2008; Zhu i in. 

2003]. Pomijane są w nich jednak aspekty ubocznego oddziaływania jodu na rośliny. Badania 

przedstawione w niniejszej pracy istotnie przyczyniły się do uzupełnienia tej luki informacyjnej. 



na plonowanie oraz jakość biologiczną owoców pomidora uprawianego w systemie 

hydroponicznym cienkowarstwowych kultur przepływowych (CKP). 

60

Wpływ formy jodu na plonowanie oraz jakość owoców pomidora uprawianego w systemie... 



’ uprawiano 

w szklarni w systemie hydroponicznym CKP z recyrkulacją pożywki. Badania przeprowadzone 

w 2010 r. w szklarni Wydziału Ogrodniczego UR w Krakowie obejmowały następujące 

kombinacje: 




. 



pokarmowych) dostosowaną do wymogów pomidora w poszczególnych fazach 

wzrostu [Wysocka-Owczarek 2001] przygotowano z nawozów mineralnych. 

Doświadczenie wegetacyjne prowadzone było w czterech powtórzeniach – jedno powtórzenie 

obejmowało 15 roślin pomidora. Rośliny były prowadzone do szóstego grona, po 

czym zostały ogłowione. Pomiary biometryczne wielkości plonu wykonywano systematycznie 

w miarę dojrzewania owoców w poszczególnych gronach, z podziałem na klasę ekstra 

oraz pierwszy i drugi wybór według normy Unii Europejskiej [Rozporządzenie Komisji EWG 

nr 778/83... 1983]. 

W dojrzałych owocach z trzeciego grona oznaczono: 

1) suchą masę metodą suszarkową w 105°C; 

2) kwasowość ogólną metodą miareczkową w przeliczeniu na kwas cytrynowy [Krełowska-Kułas 

1993]; 

3) ikopen i β-karoten [Nagata, Yamashita 1992]; 

4) kwas askorbinowy (witaminę C) metodą miareczkową [Samotus i in. 1982]; 

5) ekstrakt metodą refraktometryczną przy użyciu refraktometru cyfrowego Atago Paletce 

PR-32α; 

6) sumę cukrów rozpuszczalnych metoda atronową [Yemm, Willis 1954]; 

oraz 

7) związki fenolowe, fenylopropanoidy, flawonole i antocyjany na podstawie widma absorpcyjnego 

[Fakumoto, Mazza 2000]. 

Do analizy glukozy i fruktozy zastosowano technikę wysokosprawnej chromatografii 

cieczowej HPLC w odwróconej fazie (z ang. Reversed-Phase Hight-Performance Liquid 

Chromatography, RP-HPLC). Zawartość glukozy i fruktozy wyznaczono w temperaturze pokojowej 

na układzie chromatograficznym firmy Knauer (Niemcy). Próbka, w ilości l0 μl, była 

nastrzykiwana na kolumnę aminową z prekolumną (kolumna typu LiChrospher RP 100-10 

NH 2 

250 x 4 mm). Eluentem była mieszanina acetonitryl/woda sporządzona w stosunku objętościowym 

87:13. Prędkość przepływu fazy ruchomej ustalona została na 1,3 ml/min. Detekcja 

odbyła się za pomocą detektora refraktometrycznego RI (typu Smartline 2300). 

61


Obliczenia statystyczne uzyskanych wyników wykonywano stosując moduł ANOVA programie 

STATISTICA 9.0 PL dla P < 0,05. Istotność różnic między obiektami oceniono za pomocą 

testu Duncana. 


Wzbogacenie pożywek w jod w formie jodku i jodanu nie miało istotnego wpływu na 

wielkość i strukturę całkowitego plonu owoców pomidora (należących do klasy ekstra oraz 

pierwszego i drugiego wyboru), zebranych ze wszystkich sześciu gron (tab. 1). 

Stwierdzono istotny wpływ zastosowanego nawożenia roślin jodem na kwasowość 

ogólną oraz na zawartość likopenu, kwasu askorbinowego, ekstraktu, sumy cukrów rozpuszczalnych, 

glukozy i fruktozy w analizowanych dojrzałych owocach pomidora z trzeciego 

grona (tab. 2). Nie stwierdzono istotnego wpływu aplikacji jodu, zarówno w formie KI, jak 

i formie KIO 3 

, na zawartość suchej masy, β-karotenu, związków fenolowych, fenylopropanoidów, 

flawonoli i antocyjanów w owocach pomidora. 

Tabela 1. Wpływ nawożenia jodem na wielkość i strukturę plonu owoców pomidora 

Table 1. Effect of iodine fertilization on yield of tomato fruits 

Obiekt 

Plon owoców (kg∙m -2 ) 

ekstra wybór pierwszy wybór drugi wybór 

Kontrola 10,3 0,10 0,29 

KI 10,7 0,06 0,50 

KIO 3 

8,8 0,08 0,62 

Test F n.i. n.i. n.i. 

Objaśnienia: n.i. – brak istotnego zróżnicowania między obiektami. 

W porównaniu z kontrolą zastosowanie jodu w obydwu formach powodowało istotne 

zmniejszenie zawartości likopenu oraz zwiększenie zawartości kwasu askorbinowego 

w owocach pomidora zebranych z trzeciego grona. Warto nadmienić, że korzystniej na jakość 

biologiczną owoców pomidora wpłynęła forma KIO 3 

przez zwiększenie kwasowości 

ogólnej oraz zawartości ekstraktu i sumy cukrów rozpuszczalnych (w tym glukozy i fruktozy) 

zarówno w porównaniu do kontroli, jak i nawożenia roślin KI. Należy pokreślić, że w odniesieniu 

do kontroli nawożenie roślin jodkiem potasu powodowało istotne zmniejszenie zawartości 

ekstraktu oraz cukrów rozpuszczalnych w owocach pomidora (tab. 2). 

Próba wzbogacania roślin w jod przez nawożenie tym pierwiastkiem w wysokich dawkach 

niesie ze sobą ryzyko uszkodzenia roślin w wyniku toksycznego działania jodu. Nadmierne 

dawki jodu powodują zmniejszenie biomasy i chlorozy liści, a przy przekroczeniu 

toksycznych stężeń – nekrozy liści lub zamieranie całych roślin [Hong i in. 2009; Mackowiak, 

Grossl 1999; Mackowiak i in. 2005; Smith, Middleton 1982]. Zasadniczo forma joda- 

62


nowa (IO 3- 

) jest mniej szkodliwa (toksyczna) dla rośnij niż forma jodkowa (I - ) [Gonda i in. 

2007; Mackowiak, Grossl 1999; Zhu i in. 2003]. Na ogół rośliny nawożone doglebowo jodem 

w formie I - pobierają więcej tego pierwiastka w stosunku do roślin traktowanych IO 3- 

. Takie 

zależności stwierdzono w badaniach wielu autorów [Borst-Pauwels 1961; Gonda i in. 2007; 

Mackowiak, Grossl 1999; Smith i in. 1999; Zhu i in. 2003]. 

Tabela 2. Wpływ nawożenia jodem na zawartość suchej masy i skład chemiczny owoców pomidora 

Table 2. Effect of iodine fertilization on dry matter content and chemical composition of tomato 

fruits 

Kwasowość ogólna 

(kwas cytrynowy) 

Kwas 

askorbinowy 

Obiekt % s.m. 

Likopen Β-karoten 

Ekstrakt 

(% Brix) 

mg∙100 g -1 

Kontrola 5,21 416,6 a 5,85 b 1,36 24,0 a 4,52 b 

KI 4,87 401,8 a 5,08 a 1,33 26,8 b 4,17 a 

KIO 3 

5,53 461,3 b 5,01 a 1,02 26,2 b 4,92 c 

Test F n.i. * * n.i. * * 

Suma 

cukrów 

rozpuszczalnych 

glukoza 

fruktoza 

związki 

fenolowe 

fenylopropanoidy 

flawonole 

antocyjany 

mg∙100 g -1 

Kontrola 2469,9 b 1064,0 a 1067,3 a 29,0 3,7 1,4 0,1 

KI 2183,8 a 1093,9 a 1017,0 a 32,1 4,1 1,9 0,3 

KIO 3 

2654,3 c 1346,3 b 1202,1 b 34,8 4,9 2,7 0,4 

Test F * * * n.i. n.i. n.i. n.i. 

Uwaga: średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05; * – średnie różnią 

się istotnie, n.i. – brak istotnego zróżnicowania. 

W pionierskich badaniach Hageman i in. [1942] wykazali istotne oddziaływanie nawożenia 

roślin jodem (w formie KI) na wzrost roślin, plonowanie i zawartość kwasu askorbinowego 

w owocach pomidora. W tych badaniach wraz ze zwiększeniem dawki jodu (0, 4, 16, 

36, 64 i 100 mg I∙kg -1 gleby), aplikowanego doglebowo, stwierdzono zmniejszenie wielkości 

plonu owoców oraz zamieranie roślin pomidora. Dawki jodu powyżej 4 mg I∙kg -1 gleby powodowały 

uszkodzenia roślin pomidora, a powyżej 16 mg I∙kg -1 gleby były letalne dla roślin 

pomidora. Zastosowane nawożenie jodem powodowało zarówno w roślinach, jak i w owocach 

pomidora zmniejszenie zawartości kwasu askorbinowego. Uzyskanie w naszych badaniach 

wyników wskazujących na brak wpływu jodu na wielość plonu przy jednoczesnym 

zwiększeniu zawartości kwasu askorbinowego w owocach może być spowodowane uprawą 

innej odmiany pomidora w systemie hyodroponiczym, jak również aplikacją mniejszych 

dawek jodu. 

63


Przedstawione wyniki analiz chemicznych wskazują, że korzystniej na jakość biologiczną 

owoców pomidora oddziaływała utleniona forma jodu (IO 3- 

), zwłaszcza w zakresie 

kwasowości oraz zawartość ekstraktu i cukrów rozpuszczalnych – w tym glukozy i fruktozy. 

Forma zredukowana (I - ) miała stosunkowo niewielki negatywny wpływ na jakość owoców 

pomidora pod względem zawartości ekstraktu oraz cukrów rozpuszczalnych. Należy jednak 

wspomnieć, że owoce roślin pomidora nawożonego KI zawierały więcej jodu niż traktowane 

KIO 3 

– wyniki przedstawiono w odrębnej publikacji [Smoleń i in. 2011]. 

Efekt nawożenia jodem na skład chemiczny i wartość biologiczną roślin jest stosunkowo 

słabo rozpoznany. Wyniki nielicznych badań przeprowadzonych na warzywach liściowych 

(sałacie) wykazują, że jod w zależności od aplikowanej formy i stężenia tego 

pierwiastka może wpływać na aktywność antyoksydacyjną [Blasco i in. 2008, 2010 b], fotorespirację 

i metabolizm azotu [Blasco i in. 2010 a] w roślinach. Poza wspomnianymi wynikami 

badań Hageman’a i innych [1942], w dostępnej literaturze bark jest informacji na 

temat oddziaływania jodu na plonowanie i skład chemiczny owoców pomidora. Z tego powodu 

skonfrontowanie wyników badań własnych z rezultatami badań innych autorów jest 

utrudnione. Stosunkowo wąski jest również zakres wiedzy na temat przemian jodu i jego 

implikacji z procesami metabolicznymi zachodzącymi w roślinach. Dlatego też trudno przeprowadzić 

rzeczową interpretację wyników badań opierając się na biochemicznych, fizjologicznych 

czy molekularnych aspektach działania jodu na rośliny. 

4. Wnioski 

1. W porównaniu z kontrolą zastosowanie jodu zarówno w formie KI, jak i formie KIO 3 

, powodowało 

istotne zmniejszenie zawartości likopenu oraz zwiększenie zawartości kwasu 

askorbinowego w owocach pomidora. 

2. Korzystniej na jakość biologiczną owoców pomidora wpłynęło zastosowanie jodu w formie 

KIO 3 

zwiększąjąc w owocach pomidora kwasowość ogólną oraz zawartość ekstraktu 

i sumy cukrów rozpuszczalnych (w tym glukozy i fruktozy), zarówno w porównaniu do 

kontroli, jak i nawożenia roślin KI. 

3. W porównaniu do kontroli nawożenie roślin jodkiem potasu powodowało istotne zmniejszenie 

zawartości ekstraktu oraz cukrów rozpuszczalnych w owocach pomidora. 

4. Nawożenie roślin jodem nie miało istotnego wpływu na łączną wielkość plonu owoców 

pomidora ze wszystkich sześciu gron oraz na zawartość w owocach pomidora suchej 

masy, β-karotenu, związków fenolowych, fenylopropanoidów, flawonoli i antocyjanów. 


nr N N310 080238 – grant MNiSW pt. „Efektywność biofortyfikacji pomidora w jod 

w uprawie hydroponicznej z recyrkulacją pożywki”. 

64


Piśmiennictwo 

ALTINOK S., SOZUDOGRU-OK S., HALILOVA H. 2003. Effect of iodine treatments on forage 

yields of alfalfa. Com. Soil Sci. Plant Anal. 34 (1–2): 55–64. 

BAI G., NAKAHARA T., MURASE H., UENO D., AKAO S., SOMEYA T., INOUE K. 2007. 

Marking by introducing iodine into lettuce grown in hydroponics to certify the provenance. 

J. Sci. High Techno. Agricul. 19 (3): 137–140. 

BLASCO B., RIOS J.J., CERVILLA L.M., SANCHEZ-RODRIGUEZ E., RUIZ J.M., ROME- 

RO L. 2008. Iodine biofortification and antioxidant capacity of lettuce: potential benefits 

for cultivation and human heath. Ann. Appl. Biol. 152: 289–299. 

BLASCO B., RIOS J.J., CERVILLA L.M., SÁNCHEZ-RODRÍGUEZ E., RUBIO-WILHELMI 

M.M., ROSALES M.A., RUIZ J.M., ROMERO L. 2010a. Photorespiration process and 

nitrogen metabolism in lettuce plants (Lactuca sativa L.): induced changes in response 

to iodine biofortification. J. Plant Growth Reg. 29 (4): 477–486. 

BLASCO B., RÍOS J.J., LEYVA R., CERVILLA L.M., SÁNCHEZ-RODRÍGUEZ E., RUBIO- 

WILHELMI M.M., ROSALES M.A., RUIZ J.M., ROMERO L. 2010b. Does iodine biofortification 

affect oxidative metabolism in lettuce plants? Biol Trace Elem Res. DOI 

10.1007/s12011-010-8816-9. 


377–392. 

FAKUMOTO L., MAZZA G. 2000. Assessing antioxidant and prooxidant activities of phenolic 

compounds. J. Agric. Food Chem. 48 (8): 3597–3604. 



Japan 6 (2): 223–227. 

HAGEMAN R.H., HODGE E.S., McHARGUE J.S. 1942. Effect of potassium iodide on the 


HONG C.-L., WENG H.-Z., YAN A.-L., ISLAM A.-U. 2009. The fate of exogenous iodine in 

pot soil cultivated with vegetables. Environ. Geochem. Health 31 (1): 99–108. 

KREŁOWSKA-KUŁAS M. 1993. Badanie jakości produktów spożywczych. Państwowe 

Wydawnictwo Ekonomiczne, Warszawa. 

LIN N.-F., TANG J., BIAN J.-M. 2004. Geochemical environment and health problems in 

China. Environ. Geochem. Heath 26 (1): 81–88. 

MACKOWIAK C.L., GROSSL P.R., 1999. Iodate and iodine effects on iodine uptake and partitioning 


MACKOWIAK C.L., GROSSL P.R., COOK K.L. 2005. Iodine toxicity in a plant-solution system 

with and without humic acid. Plant and Soil 269: 141–150. 

NAGATA M., YAMASHITA I. 1992. Simple method for simultaneous determination of chlorophyll 

and carotenoids in tomato fruit. J. Japa. Soc. Ford. Sci. Techno. 39 (10): 925–928. 

65


ROZPORZĄDZENIE KOMISJI EWG nr 778/83 z dnia 30 marca 1983 r. określające normy 

jakościowe dla pomidorów. Dz. U. EWG nr 86 z 31.03.1983. [W:] Unia Europejska 

- Normy jakościowe na owoce i warzywa. Włoski Instytut Handlu Zagranicznego ICE, 

Centralny Inspektorat Standaryzacji CIS, Warszawa: 101–110. 

SAMOTUS B., LEJA M., ŚCIGALSKI A. 1982. Porównanie czterech metod oznaczania 

kwasu askorbinowego w owocach i warzywach. Acta Agr. Silv. Ser. Agr. 21: 105–122. 

SMITH G.S., MIDDLETON K.R. 1982. Effect of sodium iodide on growth and chemical 

composition of lucerne and ryegrass. Fert. Res. 3: 25–36. 

SMITH L.C., MORTON J.D., CATTO W.D. 1999. The effects of fertiliser iodine application 

on herbage iodine concentration and animal blood levels. New Zealand J. Agric. Res. 

42: 433–440. 

SMOLEŃ S., SADY W., WIERZBIŃSKA J. 2011. Wpływ nawożenia KI i KIO 3 

na efektywność 

pobierania jodu oraz zawartość składników mineralnych w liściach i owocach roślin 

pomidora uprawianych w systemie hydroponicznym CKP. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych 48, IOŚ, Warszawa. 

WENG H.-X., HONG C.-L., YAN A.-L., PAN L.-H., QIN Y.-C., BAO L.-T., XIE L.-LI. 2008. 

Mechanism of iodine uptake by cabbage: Effects of iodine species and where it is 

stored. Biol. Trace Elem. Res. 125 (1): 59–71. 






WYSOCKA-OWCZAREK M. 2001. Pomidory pod osłonami - Uprawa tradycyjna i nowoczesna. 

Wydanie III, Hortpress, Warszawa. 


biofortification in the soil-plant system: China as a case study. Environ. Geochem. Heath 

29 (5): 413–428. 


Biochem. J. 57: 508–514. 

ZHAO F.-J., McGRATH S.P. 2009. Biofortification and phytoremediation. Curr. Opin. Plant 

Biol. 12: 373–380. 

ZHU Y.-G., HUANG Y.-Z., HU Y., LIU Y.-X. 2003. Iodine uptake by spinach (Spinacia oleracea 

L.) plants grown in solution culture: effects of iodine species and solution concentrations. 

Environ Int. 29: 33–37. 

66


Jolanta Domańska*, Tadeusz Filipek* 

AKUMULACJA CYNKU W KUPKÓWCE POSPOLITEJ W ZALEŻNOŚCI 

OD RODZAJU GLEBY, pH ORAZ ZANIECZYSZCZENIA Cd LUB Pb 

ZINC ACCUMULATION IN COOKSFOOT IN DEPENDENCE ON KIND OF 

SOIL, pH, AND Cd OR Pb SOIL CONTAMINATION 

Słowa kluczowe: cynk, ołów, kadm, gleba organiczna, gleba mineralna, pH, kupkówka pospolita, 

pobranie, akumulacja. 

Key words: zinc, cadmium, lead, organic soil, mineral soil, pH, cooksfoot, uptake, accumulation. 

In the paper, the results of the pot experiment on accumulation of zinc in cooksfoot (Dactylis 

glomerata) depending on soil type, pH and Pb or Cd addition were presented. The 

study was carried out in model pots filled with mineral (Haplic podzols) or organic (Eutri- 

Fibric Histosol and Dystri-Fibric Histosol) soils taken from the surface soil layer. The soils 

differed in pH. The mineral soil has a granulometric composition of light loamy sand. The 

soils were amended with: 0 mg·kg -1 of Cd or Pb (control object), 10 mg·kg -1 of Cd, and 

100 mg·kg -1 of Pb. Mineral fertilization (0.10 g N·kg -1 , 0.07 g P·kg -1 0.15 g K·kg -1 soil) was 

applied in all pots. Zinc content determination in plant samples was made using AAS technique 

after plant material digestion in concentrated acids: H 2 

SO 4 

, HNO 3 

and HClO 4 

. The 

content of Zn in plants was differentiated depending on experimental factors, and part of 

plant. The absorption of Zn by cooksfoot depended not only on its content in soil but basically 

on soil properties. There was stated higher absorption of Zn by plants on mineral 

soils, less abundant in Zn than on organic ones having up to 4 - fold higher content of this 

element. The acidic reaction of soils facilitated absorption of the metal. 

* Dr Jolanta Domańska, prof. dr hab. Tadeusz Filipek – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, 

Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 15, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 60 18; 

81 445 60 44; e-mail: jolanta.domanska@up.lublin.pl; tadeusz.filipek@up.lublin.pl 

67

Jolanta Domańska, Tadeusz Filipek 


Cynk jest ważnym mikroelementem, stymulującym wzrost roślin oraz składnikiem niezbędnym 

w żywieniu człowieka i zwierząt. Zawartość cynku w roślinie trawiastej, jaką jest 

kupkówka pospolita jest ważnym wskaźnikiem informującym o wartości paszowej siana. 

Zarówno niedobór Zn, jak i jego nadmiar w paszy, wpływają negatywnie na zdrowie zwierząt, 

szczególnie przeżuwaczy, które należą do najbardziej wrażliwych na ten metal. Jak 

podają Kabata-Pendias i Pendias [1999] niekiedy przekroczenie już 100 mg Zn·kg -1 w paszy 

może działać na te zwierzęta szkodliwie, ze względu na różne interakcje. Cynk zalicza 

się do pierwiastków o dużej mobilności w glebie [Domańska 2009], jednak jego przyswajalność 

dla roślin w największym stopniu determinują: odczyn [Gambuś 1994, Rogóż 2002, 

Spiak 1998], a zwłaszcza stosunek Ca/Zn w roztworze glebowym [Kabata-Pendias i Pendias 

1999], zawartość Zn i Cd w glebie, stosunek Cd/Zn [Hart i in. 2002], właściwości sorpcyjne 

gleb, zawartość materii organicznej [Spiak, 1998] i bezpostaciowych tlenków Fe i Mn 

[Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Według niektórych autorów materia organiczna wpływa 

na ograniczenie dostępności Zn dla roślin [Mercik i Kubik 1995, Kabata-Pendias i Pendias 

1999] lub też, jak podają Korzeniowska i Stanisławska-Glubiak [2004], nie wpływa na jego 

przyswajalność. 

Schemat przeprowadzonego eksperymentu wazonowego umożliwił analizę wpływu 

niektórych z wymienionych czynników (rodzaj gleby, zawartość materii organicznej, pH) na 

zawartość i pobranie cynku przez kupkówkę pospolitą w warunkach gleb niezanieczyszczonych 

i zanieczyszczonych solami kadmu lub ołowiu. 

2. MATERIAŁ I METODY 

W pracy przedstawiono wyniki uzyskane w modelowym doświadczeniu wazonowym 

przeprowadzonym na glebach organicznych i mineralnej o zróżnicowanym pH. Materiał 

glebowy do eksperymentu pobrano z wierzchniej warstwy (0-20 cm) następujących gleb 

(według systematyki FAO – WRB 1998): mineralnej bielicowej wytworzonej z piasku gliniastego 

lekkiego należącej do typu gleb bielicowych, podtypu gleb bielicowych właściwych 

(Haplic Podzols); organicznej (obojętnej), należącej do działu gleb hydrogenicznych, rzędu 

gleb bagiennych, typu gleb torfowych i podtypu torfowisk niskich (Eutri-Fibric Histosol); 

organicznej (kwaśnej) należącej do działu gleb hydrogenicznych, rzędu gleb bagiennych, 

typu gleb torfowych i podtypu torfowisk wysokich (Dystri-Fibric Histosol). Podstawowe właściwości 

gleb oraz zawartość w nich metali przedstawiono w tabeli 1. 

68

Akumulacja cynku w kupkówce pospolitej w zależności od rodzaju gleby, pH... 

Tabela 1. Niektóre właściwości oraz zawartość metali ciężkich w glebach użytych do badań 

Table 1. Selected properties and concentration of metals in soils used for the study 

Gleba pH KCl 

C org., 

g·kg -1 

Formy 

przyswajalne 

Zawartość 

ogółem 

Udział (%) frakcji o średnicy 

(mm) 

P K Mg Zn Pb Cd 

mg·kg -1 1–0,1 0,1–0,02


Po zbiorze rośliny suszono w warunkach naturalnych, następnie określono wysokość 

plonu części nadziemnych i korzeni. 

Oznaczenia zawartości cynku w próbkach roślinnych wykonano metodą ASA, za pomocą 

spektrofotometru Hitachi Z-8200, po wcześniejszym zmineralizowaniu materiału roślinnego 

w stężonym H 2 

SO 4 

z dodatkiem H 2 

O 2 

. 


Koncentracja cynku (tab. 2) w częściach nadziemnych kupkówki pospolitej mieściła 

się w zakresie 20–85 mg·kg -1 suchej masy, a zatem w ilościach zazwyczaj występujących 

w roślinach trawiastych (12–72 mg Zn·kg -1 ) lub zbliżonych do tego zakresu [Kabata-Pendias 

i Pendias 1999]. Biorąc pod uwagę średnie ilości Zn w suchej masie części nadziemnych 

kupkówki z obiektów niezanieczyszczonych i zanieczyszczonych Cd lub Pb największe 

zawartości Zn (w mg·kg -1 ) wystąpiły w pierwszym pokosie tej trawy (59), mniejsze 

w pokosie drugim (35) i najmniejsze w pokosie trzecim (31). Rośliny uprawiane na glebie 

mineralnej wytworzonej z piasku gliniastego lekkiego, pomimo małej ogólnej zawartości 

cynku w tej glebie (20 mg Zn·kg -1 ), zawierały zbliżone lub nawet większe jego ilości niż 

rośliny z gleb organicznych 2–4-krotnie zasobniejszych w ten mikroelement. Dowodzi to 

lepszej przyswajalności Zn przez kupkówkę z gleb mineralnych oraz najprawdopodobniej 

wiązania Zn przez związki organiczne występujące w większej ilości w glebach organicznych. 

Zmniejszenie dostępności Zn dla roślin w glebach organicznych wykazali w swo- 

Tabela 2. Zawartość Zn w kupkówce pospolitej, mg·kg -1 

Table 2. The content of Zn in cooksfoot, mg·kg -1 

Obiekt 

Części nadziemne w pokosach 

Gleba odczyn gleby metal I II III 

Mineralna 

Organiczna 

kwaśny 

obojętny 

kwaśny 

obojętny 

0 

Pb 

Cd 

76 

72 

85 

39 

35 

38 

32 

31 

31 

Korzenie 

127 

134 

171 

średnio 78 38 31 144 

0 

Pb 

Cd 

57 

61 

67 

średnio 62 27 32 92 

0 

Pb 

Cd 

49 

48 


średnio 48 40 38 66 

0 

Pb 

Cd 

45 

47 

56 

24 

23 

33 


36 

37 

31 

36 

38 

30 

39 

26 

35 

39 

41 

20 

21 

22 

110 

87 

79 

78 

47 

72 

75 

140 

130 

średnio 49 35 21 115 

70


ich badaniach również inni autorzy [Mercik i Kubik 1995, Mazur 1995]. Wyniki uzyskane 

w analizowanym doświadczeniu również potwierdzają szeroko rozpoznaną zależność dodatniego 

wpływu kwaśnego odczynu gleby na przyswajalność Zn dla roślin. Kupkówka 

uprawiana na glebie mineralnej kwaśnej (obiekt „0”) zawierała więcej Zn niż na analogicznych 

obiektach z glebą obojętną. Taki sam układ zależności stwierdzono również na glebach 

organicznych (kwaśnej i obojętnej), co jest zgodne z doniesieniem Gambusia [1994] 

oraz Wardy i in. [1996], że wzrost kwasowości gleby wpływa na zwiększenie przyswajalności 

cynku. 

Korzenie kupkówki zawierały więcej cynku, w niektórych obiektach nawet kilkakrotnie, 

niż części nadziemne. Podobną zależność stwierdza wielu autorów [Niemyska-Łukaszuk 

i in. 1998, Gorlach i Curyło 1990]. Nagromadzanie metali w korzeniach roślin wynika 

z obecności bariery korzeniowej i, jak podają Kabata-Pendias i Pendias [1999], dotyczy 

wielu metali. 

Chemiczne podobieństwo między Zn i Cd prawdopodobnie przyczynia się do toksyczności 

Cd dla roślin wyższych w efekcie interakcji. Nan i in. [2002] stwierdzili, że wzrastające 

koncentracje Zn i Cd w glebach zwiększały ich akumulację w roślinach uprawnych 

(efekt synergiczny). Zastosowane w doświadczeniu metale (Cd, Pb) nie wpłynęły na duże 

zmiany zawartości Zn w roślinach, w porównaniu z zawartością w roślinach kontrolnych. 

Jednak najczęściej, w obiektach z aplikacją metali, odczyn obojętny gleb wpływał dodatnio 

na zawartość Zn w częściach nadziemnych roślin, kwaśny zaś - ujemnie. Natomiast 

Gorlach i Gambuś [1989] badając wpływ wzajemnego oddziaływania metali ciężkich (Cd, 

Ni, Pb i Zn) na ich absorpcję przez życicę wielokwiatową stwierdzili, że zawartość Zn pod 

wpływem innych metali uległa zwiększeniu, w porównaniu do obiektów z oddzielnym ich 

stosowaniem. 

Pobranie Zn przez kupkówkę, jako funkcję biomasy i zawartości pierwiastka w roślinie, 

przedstawiono w tabeli 3. Rośliny uprawiane na glebach mineralnych pobrały znacznie 

więcej cynku niż na organicznych, co wynikało głównie z ich większej biomasy. Pobranie 

Zn z gleby mineralnej kwaśnej było większe niż z obojętnej. W przypadku gleb organicznych, 

tj. wytworzonej z torfu niskiego (gleba obojętna) i wytworzonej z torfu wysokiego (gleba 

kwaśna), stwierdzono zależność odwrotną. Do większego pobrania cynku z gleby mineralnej 

kwaśnej przyczyniła się głównie większa zawartość tego pierwiastka w roślinach, 

zaś z gleby organicznej obojętnej - większa biomasa roślin. Gambuś [1994] stwierdził, że 

ze wzrostem wartości pH gleb pobieranie Zn przez koniczynę czerwoną było coraz bardziej 

ograniczone, co potwierdza zależność stwierdzoną na glebach mineralnych w badaniach 

własnych. Pikuła i Stępień [2007] dużą przyswajalność Zn z gleb kwaśnych tłumaczą 

powstawaniem łatwo rozpuszczalnych połączeń mineralnych i organiczno-mineralnych Zn, 

z których ten mikroelement może być łatwo uwalniany. 

Na glebie mineralnej, pod wpływem zanieczyszczenia gleb solami kadmu lub ołowiu, 

wystąpiły znaczne różnice w ilościach cynku pobranego przez rośliny testowe na poszcze- 

71


gólnych obiektach. Na glebie organicznej kwaśnej pobranie Zn pod wpływem zanieczyszczenia 

metalami zmniejszyło się, w obojętnej zaś Cd stymulował absorpcję tego metalu. 

Na glebie mineralnej znacznie więcej Zn zostało zatrzymane w korzeniach roślin niż 

wyniesione z plonem części nadziemnych, podczas gdy na glebach organicznych zależność 

ta była odwrotna. Ochronny wpływ materii organicznej, korzystny w warunkach gleb 

zanieczyszczonych, może powodować ograniczenie dostępności mikroelementu dla roślin 

w glebach naturalnych. 

Tabela 3. Pobranie Zn przez kupkówkę pospolitą, mg·wazon -1 

Table 3. Uptake of Zn by cooksfoot, mg·pot -1 

Obiekt 

Części nadziemne w pokosach 

Gleba odczyn gleby metal I II III I-III 

Mineralna 

Organiczna 

kwaśny 

obojętny 

kwaśny 

obojętny 

0 

Pb 

Cd 

519 

450 

519 

560 

542 

528 

198 

171 

492 

1277 

1163 

1539 

Korzenie 

2119 

1659 

2288 

Suma 

4673 

3985 

5365 

średnio 496 543 287 1326 2022 4674 

0 

Pb 

Cd 

462 

494 

369 

225 

220 

389 

81 

111 

100 

768 

826 

859 

1293 

968 

711 

2829 

2619 

2429 

średnio 442 278 98 817 991 2626 

0 

Pb 

Cd 

242 

237 

227 

124 

95 

102 

63 

79 

74 

430 

412 

403 

361 

200 

297 

1220 

1024 

1103 

średnio 235 107 72 415 286 1116 

0 

Pb 

Cd 

227 

218 

269 

272 

292 

311 

153 

165 

193 

652 

676 

773 

291 

490 

488 

1595 

1842 

2033 

średnio 238 292 170 700 423 1823 

4. WNIOSKI 

Większą zawartość Zn stwierdzono w kupkówce z obiektów na glebie mineralnej niż 

z obiektów na glebach organicznych. 

Rośliny uprawiane na glebach kwaśnych (zarówno mineralnej, jak i organicznej) zawierały 

więcej Zn niż odpowiednio na glebach mineralnej i organicznej o obojętnym odczynie. 

Może to wynikać z większej mobilności Zn w warunkach większego stężenia protonu. 

Większe ilości Zn pobrały rośliny z gleb mineralnych niż z organicznych. Największy 

wpływ na ilość składnika pobranego z tych gleb miała biomasa kupkówki oraz, w niektórych 

obiektach, również większa koncentracja składnika w roślinie, w porównaniu z koncentracją 

w roślinach z gleb organicznych. Kwaśny odczyn wpływał korzystnie na pobranie Zn przez 

rośliny, ale tylko w przypadku gleby mineralnej. 

72



DOMAŃSKA J. 2009. Soluble forms of zinc in profiles of selected types of arable soils. Journal 

of Elementology 14(1): 63-70. 

GAMBUŚ F. 1994. The influence of soil reaction on nickel and zinc uptake by clover. Zesz. 

Prob. Post. Nauk Rol. 413: 109-114. 

GORLACH E., CURYŁO T. 1990. Reakcja runi łąkowej na wapnowanie w warunkach 

wieloletniego zróżnicowanego nawożenia mineralnego. Roczn. Gleb., 41, 1-2: 

161-177. 

GORLACH E., GAMBUŚ F. 1989. Wpływ interakcji pomiędzy metalami ciężkimi (Cd, Cu, 

Ni, Pb i Zn) w glebie na ich pobieranie przez życicę wielokwiatową (Lolium Multiflorum). 

Acta Agr. et Silv. Ser. Agr. 28: 61-71. 

HART J. J., WELCH R. M., NORVELL W. A., KOCHIAN L. V. 2002. Transport interactions 

between cadmium and zinc in roots of bread and durum wheat seedlings. Physiol. 

Plant. 116: 73–78. 

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

Warszawa. 

KORZENIOWSKA J., STANISŁAWSKA-GLUBIAK E. 2004. Wpływ materii organicznej na 

dostępność cynku i pozostałych mikroelementów dla roślin pszenicy. Zesz. Prob. Post. 

Nauk Rol. 502: 157-164. 

MERCIK S., KUBIK J. 1995. Chelatowanie metali ciężkich przez kwasy humusowe oraz 

wpływ torfu na pobieranie Zn, Pb i Cd przez rośliny. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 422: 

19-30. 

NAN Z., LI J., ZHANG J., CHENG G. 2002. Cadmium and zinc interactions and their transfer 

in soil crop system under actual field conditions. Sci. Total Environ. 285: 187–195. 

NIEMYSKA-ŁUKASZUK J., MIECHÓWKA A., MAZUREK R., SOŁEK-PODWIKA K. 1998. 

Wpływ odczynu gleb na zawartość Zn, Pb, Ni i Cd w roślinach wybranych użytków zielonych 

Pogórza Wielickiego i Podhala. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 456: 421-426. 

PIKUŁA D., STĘPIEŃ W. 2007. Wpływ odczynu gleby na pobranie metali ciężkich przez rośliny. 

Fragm. Agronom. 2(94): 227-237. 

ROGÓŻ A. 2002. Zawartość i pobranie pierwiastków śladowych przez rośliny przy zmiennym 

odczynie gleby. Cz. I. Zawartość i pobranie miedzi, cynku oraz manganu przez rośliny. 

Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 482: 439-451. 

SPIAK Z. 1998. Wpływ odczynu gleby na pobranie cynku przez rośliny. Zesz. Prob. Post. 

Nauk Rol. 456: 439-443. 

73


Jolanta Domańska*, Tadeusz Filipek* 

KSZTAŁTOWANIE SIĘ ZAWARTOŚCI Cu ZWIĄZANEJ Z FRAKCJAMI 

GLEBY W ZALEŻNOŚCI OD pH I ZAWARTOŚCI MATERII 

ORGANICZNEJ 

CONTENT OF Cu BOUND TO SOIL FRACTIONS AS AFFECTED BY 

SOIL pH AND ORGANIC MATTER CONTENT 

Słowa kluczowe: specjacja miedzi, gleba organiczna, gleba mineralna, pH. 

Key words: copper speciation, organic soil, mineral soil, pH. 

Paper presents the results of investigations dealing with the interactions between soil properties 

(pH, organic matter content) and the distribution of Cu in fractions determined according 

to Tessier’s sequential extraction. Speciation data indicate that in mineral soils, 

most of Cu was in residual fraction, while nearly 50 % was associated with potentially available 

fractions (F1–F4). In organic acidic soil, the Cu association with different geochemical 

fractions followed the order [%]: F4 (52) > F5 (43) > F1 (4) > F3 (1), while in organic neutral 

soil: F4 (64) > F5 (21) > F3 (11) > F1 (2) > F2 (2). The results confirmed high Cu affinity to 

organic matter, and placed Cu organic fraction (F4) as the most important in organic (hydrogenic) 

soils, and the main among nonresidual in studied mineral soils. In neutral soils 

the amount of Cu bound to organic fraction was higher than in acidic ones. All soils had 

low concentration the most mobile fractions (F1 and F2) that can limit accessibility of ionic 

form of Cu for plants. 


Metody sekwencyjnych ekstrakcji służące do oznaczania frakcji metali w glebach są 

obecnie szeroko stosowane w badaniach, ze względu na ich wielostronną przydatność, 

między innymi, w określaniu biodostępności, bioprzyswajalności, migracji, akumulacji, tok- 

* Dr Jolanta Domańska, prof. dr hab. Tadeusz Filipek – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, 

Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul Akademicka 15, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 60 18; 

81 445 60 44; e-mail: jolanta.domanska@up.lublin.pl; tadeusz.filipek@up.lublin.pl 

74

Kształtowanie się zawartości Cu związanej z frakcjami gleby w zależności od pH... 

syczności lub sorpcji metali ciężkich. W pracy podjęto badania nad specjacją Cu w trzech 

różnych glebach naturalnych: dwóch hydrogenicznych i jednej mineralnej, której kwaśny 

odczyn zneutralizowano węglanem wapnia. Zróżnicowana zawartość materii organicznej 

oraz różna wartość pH analizowanych gleb umożliwiły określenie wpływu wymienionych 

czynników na specjację Cu, co może być przydatne zarówno w analizie procesów akumulacji 

miedzi w glebach, jak i w ocenie dostępności tego pierwiastka dla roślin z gleb mineralnych 

i organicznych. 


W pracy wykorzystano wyniki dwuletniego doświadczenia wazonowego przeprowadzonego 

na glebach organicznych i mineralnej o zróżnicowanych wartościach pH. Materiał 

glebowy do eksperymentu pobrano z wierzchniej warstwy (0–20 cm) następujących gleb 

(według systematyki FAO – WRB 1998): gleby mineralnej bielicowej (Haplic Podzols), gleby 

organicznej obojętnej (Eutri-Fibric Histosol), gleby organicznej kwaśnej (Dystri-Fibric 

Histosol). Podstawowe właściwości badanych gleb przedstawiono w tabeli 1. Obojętny 

odczyn gleby mineralnej uzyskano poprzez dodanie węglanu wapnia, który zastosowano 

w dawkach odpowiadających 2,0 kwasowości hydrolitycznej. Doświadczenie prowadzono 

w czterech powtórzeniach, w wazonach zawierających 4,8 kg gleby organicznej kwaśnej, 

5,5 kg gleby organicznej obojętnej oraz 6,4 kg gleby mineralnej. Roślinami testowymi 

w pierwszym roku doświadczenia były: rzepak jary oraz gryka, w drugim zaś kupkówka 

pospolita. Nawożenie mineralne zastosowano w postaci: NH 4 

NO 3 

– 0,10 g N·kg -1 gleby, 

CaHPO 4 

– 0,07 g P·kg -1 gleby, KCl – 0,15 g K·kg -1 . W trakcie trwania doświadczenia utrzymywano 

wilgotność gleby mineralnej na poziomie 60% PPW oraz 80% PPW w przypadku 

gleb organicznych, uzupełniając wazony do stałej masy wodą destylowaną. 

Tabela 1. Niektóre właściwości gleb użytych do badań 

Table 1. Selected properties of soils used for the study 

Gleba pH KCl 

C org., 

g·kg -1 

Zawartość (%) frakcji o średnicy 

(mm) 

1–0,1 0,1–0,02


metrycznie w 1 mol KCl·dm -3 , zawartość C organicznego – metodą Tiurina. Zawartość Cu 

w ekstraktach oznaczono techniką atomowej spektrometrii absorpcyjnej (ASA). 

Po zakończeniu eksperymentu w próbkach glebowych z każdego obiektu (średnia 

z czterech wazonów) oznaczono metodą Tessiera i in. [1979] zawartość Cu w poszczególnych 

frakcjach zdefiniowanych operacyjnie (tab. 2). Procentowy udział danej frakcji miedzi 

w glebie obliczono w odniesieniu do sumy wszystkich frakcji. 

Szczegółowy opis metody jest zawarty w pracy Tessiera i in. [1979]. Wyniki dotyczące 

specjacji innych metali (Ni, Pb) zamieszczono w publikacjach Domańskiej [2008, 2009]. 

Tabela 2. Frakcje zdefiniowane operacyjnie 

Table 2. Operationally defined fractions 

Etap i frakcja 

Ekstrahent 

(F1) Wymienna 1 mol MgCl 2·dm -3 , pH 7 

(F2) Węglanowa 1 mol CH 3 

COONa·dm -3 , pH 5 

(F3) Tlenków Mn/Fe 

0,04 mol NH 2 

OH·HCl·dm -3 w 25% kwasie octowym 

(F4) Organiczna 0,02 mol HNO 3·dm -3 i 30% H 2 

O 2 

, 

(F5) Pozostałość 

rozkład w HClO 4 

- HF 

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA 

Z danych zaprezentowanych w tabeli 3 wynika, że badane gleby różniły się ogólną 

zawartością Cu obliczoną jako suma frakcji F1–F5. Większe ilości Cu stwierdzono 

w glebach obojętnych niż w kwaśnych. We wszystkich przypadkach uzyskane wartości 

były większe niż średnia zawartość Cu, obliczona dla gleb Polski, wynosząca 6,31 

mg·kg -1 [Dudka 1992]. Zawartość Cu wydzielonej z gleb za pomocą metody Tessiera i in. 

[1979] w poszczególnych frakcjach również była zróżnicowana i zależała od rodzaju gleby. 

W glebach mineralnych najwięcej Cu (około 5 mg·kg -1 ) występowało w formie trwale 

związanej (F5), mniej – w formie organicznej (3–4 mg·kg -1 ), najmniej – w formie węglanowej 

w glebie obojętnej i wymiennej w glebie kwaśnej (po 0,3 mg Cu·kg -1 każda). W glebie 

mineralnej kwaśnej średni procentowy udział miedzi w odniesieniu do sumy badanych 

frakcji układał się w następującym szeregu (rys. 1): F5 (49) > F4 (34) > F3 (8) > F1 (6) > 

F2 (3), a w glebie mineralnej obojętnej: F5 (53) > F4 (32) > F3 (7) > F2 = F1 (4). Obydwa 

szeregi wykazują znaczne podobieństwo, co pozwala na stwierdzenie, że wpływ pH na 

specjację Cu w glebie mineralnej był niewielki. Mniejszy udział w formach nierezydualnych 

(F1–F4) oraz mniejsza ich zawartość w glebie kwaśnej niż obojętnej mogą wskazywać 

na możliwości większego pobrania Cu przez rośliny z gleby kwaśnej niż z gleby 

odkwaszonej CaCO 3 

. 

76


Tabela 3. Miedź związana we frakcjach gleb F1–F5 

Table 3. Copper bound in fractions F1–F5 in soils 

Gleba 

F1 F2 F3 F4 F5 Suma frakcji Nierezydualny Pozostałości 

mg·kg -1 % 

Mineralna kwaśna 0,32 0,32 0,60 2,72 4,50 8,46 47 53 

Mineralna obojętna 0,64 0,32 0,80 3,52 5,00 10,28 51 49 

Organiczna kwaśna 0,64 0,00 0,20 9,60 8,00 18,44 57 43 

Organiczna obojętna 0,48 0,32 2,40 13,44 4,50 21,14 79 21 

organiczna obojętna 

Gleba 

organiczna kwaśna 

mineralna obojętna 

F1 

F2 

F3 

F4 

F5 

mineralna kwaśna 

0% 20% 40% 60% 80% 100% 

Rys. 1. Procentowy udział frakcji Cu w glebach 

Fig. 1. Percentage of Cu fractions in soils 

Analizując operacyjnie zdefiniowane frakcje przez kolejność ekstrakcji według zmniejszającej 

się rozpuszczalności: F1 > F2 > F3 > F4 > F5, możemy stwierdzić, że w przedstawionych 

szeregach około 50% Cu występuje w połączeniach potencjalnie przyswajalnych 

F1–F4, w tym w formie F1, łatwo dostępnej dla roślin – od 4 do 6%. Powyższe wartości, 

odnoszące się do gleb o naturalnej zawartości analizowanego mikroelementu, są znacznie 

mniejsze niż średnia wartość F1–F4 uzyskana przez Gworek i in. [2004] dla gleb będących 

w zasięgu oddziaływania huty miedzi, wynosząca 86%. Guan i in. [2011], wykorzystując 

metodę BCR (Community Bureau of Reference) frakcjonowania miedzi, wykazali że metal 

ten akumulował się głównie w dwóch frakcjach, to jest pozostałości (51%) oraz w połączeniach 

z materią organiczną i siarczanami (45%). Wprowadzona przez autorów do gleby 

dodatkowa ilość Cu uległa w przeważającym stopniu dystrybucji we frakcji organicznej, 

ale duży wzrost zawartości Cu zanotowano również we frakcji rezydualnej. Z kolei Mańko 

i Terelak [1999] podają, że zastosowanie osadu ściekowego do gleby brunatnej zmniejszyło 

(do progu oznaczalności) udział formy F1 oraz, znacznie, udział form F2 i F3, zwiększyło 

zaś udział formy rezydualnej, co drastycznie ograniczyło dostępność Cu dla roślin. W czarnych 

ziemiach i glebach deluwialnych największą zawartość miedzi stwierdzono we frakcji 

organicznej (F4), dużą ilość w postaci tlenków Fe–Mn (F3) oraz Cu strąconej z węglana- 

77


mi, siarczanami i fosforanami (F2), podczas gdy frakcja wymienna (F1) występowała w najmniejszych 

ilościach [Mocek i Owczarzak 1999]. Największy udział Cu we frakcji organicznej 

oraz rezydualnej stwierdzili Gondek i Filipek-Mazur [2005]. Autorzy podkreślają duże 

powinowactwo Cu do tworzenia kompleksów z grupami funkcyjnymi kwasów huminowych 

i fulwowych, co wpływa na zmianę ruchliwości Cu w glebie. W glebach o zmiennym ładunku 

natomiast, ze względu na niewielkie zawartości materii organicznej, tlenki Fe–Mn w największym 

stopniu wpływały na rozmieszczenie Cu antropogenicznej [Yu i in. 2004]. 

Na chemiczną specjację Cu w glebach organicznych w największym stopniu wpłynął 

duży udział materii organicznej, warunkujący ich zdolności sorpcyjne. Gleby organiczne, 

w porównaniu z mineralnymi, wykazywały około 2–4-krotnie większą zawartość Cu we 

frakcji organicznej (tab. 3). Frakcja F4 była też frakcją dominującą w glebach organicznych. 

Gleby organiczne, wytworzona z torfu niskiego i wytworzona z torfu wysokiego, różniły 

się udziałem form: pozostałości, wymiennej i tlenków Fe–Mn. Charakterystyczny dla 

tych gleb był natomiast relatywnie bardzo mały udział form o największej potencjalnej biodostępności 

(F1–F3), który może się przyczyniać do tak zwanej choroby nowin, typowej 

dla gleb hydrogenicznych. Procentowy udział Cu w poszczególnych frakcjach, w kolejności 

malejącej, w glebie organicznej kwaśnej przedstawiał się następująco: F4 (52) > F5 (43) 

> F1 (4) > F3 (1), a w glebie organicznej obojętnej: F4 (64) > F5 (21) > F3 (11) > F1 (2) 

> F2 (2). Duży wpływ pH na wiązanie metali, w tym miedzi, wykazali w badaniach Keizer 

i Bruggenwert [1991]. Z ich danych wynika, że siła wiązania Cu przez materię organiczną 

w zakresie pH od 2,5 do 5,0 zwiększała się od bardzo słabej do silnej, zaś wartość pH = 5 

była graniczną, powyżej której Cu była wiązana bardzo silnie. Zależność tę potwierdzono 

w badaniach własnych, zarówno w glebie mineralnej, jak i organicznej, w których więcej 

Cu związanej z formą organiczną stwierdzono gdy wartości pH były większe. Silne powinowactwo 

Cu do materii organicznej gleby potwierdzają też wyniki dotyczące udziału stabilnych 

i labilnych form Cu w roztworach glebowych uzyskane przez Karczewską [2002]. 

Autorka podaje, że w glebach zanieczyszczonych o odczynie obojętnym lub alkalicznym 

Cu występowała w roztworach glebowych prawie wyłącznie w formach stabilnych, a udział 

form labilnych był znikomy. 

4. WNIOSKI 

1. Wyniki chemicznego frakcjonowania Cu potwierdzają, że miedź jest pierwiastkiem 

o dużym powinowactwie do substancji organicznej gleby, zaś frakcja organiczna jest 

najważniejszą formą wiązania Cu w glebach organicznych i znaczącą (największą spośród 

nierezydualnych) w badanych glebach mineralnych. 

2. Zwiększanie zawartości Cu we frakcji organicznej w miarę zwiększania zawartości materii 

organicznej w glebach, aczkolwiek nieproporcjonalne, sugeruje, że ilość materii organicznej 

nie jest jedynym czynnikiem decydującym o ilości Cu związanej w tej frakcji. 

78


3. Udział frakcji organicznej Cu w glebach obojętnych był większy niż w glebach kwaśnych, 

co potwierdza opisany w literaturze wpływ wzrostu wartości pH na zwiększenie 

siły wiązania Cu przez materię organiczną. 

4. W badanych glebach, najbardziej mobilne formy Cu (F1 i F2) występowały w najmniejszej 

ilości. 


DOMAŃSKA J. 2008. Sequential fractionation of Pb in contaminated and non-contaminated 

soils. Polish Journal of Soil Science vol. XLI/2: 119–126. 

DOMAŃSKA J. 2009. Specjacja niklu w glebach organicznych i mineralnej o zróżnicowanym 

odczynie. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 542: 695–701. 

DUDKA S. 1992. Ocena całkowitych zawartości pierwiastków głównych i śladowych w powierzchniowej 

warstwie gleb Polski. IUNG, Puławy, R(293): 46–48. 

GONDEK K., FILIPEK-MAZUR B. 2005. Oddziaływanie nawożenia mineralnego, obornika 

i osadu garbarskiego na zawartość różnych form miedzi w glebie. Fragm. Agronom. 

(22), 1(85): 388–396. 

GUAN T. X., HE H. B., ZHANG X. D., BAI Z. 2011. Cu fractions, mobility and bioavailability 

in soil-wheat system after Cu-enriched livestock manure applications. Chemosphere 

82: 215–222. 

GWOREK B., KWAPISZ J., JESKE K. 2004. Przydatność metody ekstrakcji sekwencyjnej 

do oceny efektywności fitoremediacji gleb zanieczyszczonych miedzią i ołowiem. 

Roczn. Glebozn. 55(1): 143–152. 

KARCZEWSKA A. 2002. Labilne i stabilne formy miedzi w roztworach glebowych pozyskiwanych 

przy różnym odczynie z gleb zanieczyszczonych emisjami hut miedzi. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Roln. 482: 275–279. 

KEIZER P., BRUGGENWERT M. G. M. 1991. Adsorption of heavy metals by clay-aluminium 

complexes. In.: Bolt G.H. i in. (red.) Interactions at the soil colloid-soil solution interface. 

The Netherlands, Kluwer Academic Publisher: 177–203. 

MAŃKO P., TERELAK H. 1999. Wpływ osadu ściekowego z oczyszczalni komunalnej na 

mobilność metali ciężkich (Zn, Cd, Pb, Cu, Ni) w glebie gliniastej. Fol. Univ. Agric. Stetin. 

200 Agricultura (77): 231–234. 

MOCEK A., OWCZARZAK W. 1999. Fractionation of soil copper and lead in strongly contaminated 

soils using different methods. Scientif. Pap. of Agric. Univ. of Poznań. Agriculture 

(1): 51–57. 

TESSIER A., CAMPBELL P. G. C., BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for 

the speciation of particulate trace metals. Analytical Chemistry 51: 844–851. 

YU S., HE Z. L., HUANG C. Y., CHEN G. C., CALVERT D. V. 2004. Copper fractionation 

and extractability in two contaminated variable charge soils. Geoderma 123:163–175. 

79


Ewelina Sadowska*, Paweł Radzikowski* 

Akumulacja Zn i K w porostach występujących 

w wybranym regionie województwa mazowieckiego 

The acumulation of Zn and K in lichens present in chosen 

region of the Voivodeship of Mazovia 

Słowa kluczowe: porosty, biowskaźniki, metale, zanieczyszczenia atmosferyczne. 

Key words: lichens, bioindicators; metals, atmospheric contamination. 

The research was carried out for Zn and K contents in two lichens species: Hypogymnia 

physodes, which occurs especially in forests, and Xanthoria parietina occurring on Populus 

trees growing in close vicinities of roads. The results of metals contents analyses were 

compared to the metals contents in soils. Zink accumulate in greater amounts in H p in comparison 

with X p, while potassium occurs in greater amounts in X p. The reaserch results 

indicate that the source of potassium in air is local and that the source of zinc is inpouring. 


Porosty są postrzegane jako jeden z głównych wskaźników zanieczyszczenia atmosfery 

[Fałtynowicz 1995; Fałek 2000; Migaszewski i Gałuszka 2002; Białońska i Dayan 

2005; Jóźwiak 2007; Kłos i in. 2008; Sawicka-Kapusta i in. 2008]. Ich wrażliwość na zanieczyszczenia 

wynika m.in. z braku tkanki okrywającej, małej zdolności przystosowawczej 

do zmian zachodzących w środowisku czy też pobierania wody bezpośrednio z opadów 

atmosferycznych [Fałtynowicz 1995]. Porosty są dobrymi wskaźnikami zanieczyszczenia 

powietrza m.in. metalami ciężkimi [np. Fałek 2000; Garthy 1987; Jóźwiak 2007; Kłos i in. 

2008]. W zróżnicowanych ilościach mogą także kumulować makroelementy, np. siarkę, fosfor, 

wapń, czy potas [Fałek 2000; Kłos i in. 2008; Migaszewski i Gałuszka 2002]. W badaniach 

bioindykacyjnych jako biowskaźniki akumulujące wybiera się te gatunki, które wy- 

* Ewelina Sadowska, Paweł Radzikowski – Studenckie Koło Naukowe Ekologów „CICONIA”, 

Wydział Przyrodniczy, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach; 

ul. Konarskiego 2, 08-110 Siedlce; tel.: 504 907 116; ewelajna.sadowska@gmail.com 

80

Akumulacja Zn i K w porostach występujących w wybranym regionie... 

stępują powszechnie i mają zdolność do gromadzenia różnorodnych substancji w swoich 

tkankach. Cechy takie spełniają m.in. Hypogymnia physodes [Białońska i Dayan 2005, Garty 

1987, Jóźwiak 2007] i Xantoria parietina [Dzubaj i in. 2008]. 

Hypogymnia physodes rośnie na bardzo różnych podłożach (kora drzew iglastych, liściastych, 

drewno, słomiane dachy – można ją spotkać także na ziemi i podłożu skalnym). 

Xantoria parietina występuje najczęściej na korze drzew liściastych w terenach otwartych. 

Oba gatunki są stosunkowo łatwe do identyfikacji. 

Jako cel badań w ramach niniejszej pracy podjęto próbę oceny kumulacji cynku i potasu 

w dwóch gatunkach porostów: Hypogymnia physodes i Xantoria parietina, występujących 

na wybranych stanowiskach we wschodniej części woj. mazowieckiego, ze wskazaniem 

gatunku porostu, który spełnia rolę lepszego wskaźnika zawartości metali w środowisku. 

2. Materiał i metody 

Próbki porostów do badań pobrano z 10 stanowisk na wybranych stanowiskach wschodniej 

części woj. mazowieckiego w okolicy: Siedlec, Sokołowa Podlaskiego, Garwolina i Wyszkowa. 

W pobliżu każdej z ww. miejscowości wytypowano powierzchnię około 1 km 2 . Z każdej 

powierzchni pobrano z kilkunastu drzew reprezentatywną próbkę porostów – około 300 g. 

Próbki porostów starannie oczyszczano z kory, następnie suszono w temperaturze 30°C. Równolegle 

z próbkami porostów pobierano glebę z powierzchniowej warstwy do głębokości około 

10 cm. Próbki gleby umieszczano w plastikowym worku, dokładnie mieszano, a następnie 

suszono napowietrznie. Przygotowywano 1 g naważki próbek gleby i porostów, które poddano 

kolejno: suchej mineralizacji, spalając próbki w temperaturze 450°C w piecu muflowym, następnie 

popiół mineralizowano na mokro w kwasie azotowym z dodatkiem nadtlenku wodoru 

w mineralizatorze mikrofalowym. Każdą analizę wykonano w dwóch powtórzeniach. Zawartość 

cynku i potasu w roztworach otrzymanych po mineralizacji oznaczono metodą AAS. 

Wyniki analizy opracowano statystycznie, wykorzystując do tego celu program Statistica 

6.0. Obliczono średnią zawartość metali i odchylenie standardowe w próbkach gleby 

i poszczególnych gatunkach porostów. Istotność różnic pomiędzy wartościami średnimi 

sprawdzono za pomocą nieparametrycznego testu U-Manna-Whitneya. 


Średnia zawartość cynku w glebie na wytypowanym terenie wynosiła 11,5 (5,11–16,58) 

mg Zn/g. Zawartość cynku w próbkach porostów była kilkakrotnie większa niż w próbkach 

gleby. W plechach H. physodes oznaczono 73,05 (38–109,4) mg/g, a w plechach X. parietina 

– 57,2 (36,5–115,5) mg/g. Odnotowano statystycznie istotne różnice pomiędzy zawartością 

cynku w obu gatunkach porostów a zawartością cynku w próbkach gleby (dla porównywanych 

prób wartości Z=3,78, p=0,00016) (rys. 1). 

81

zawartością cynku w obu gatunkach porostów a zawartością cynku w próbkach gleby (dla 

porównywanych prób wartości Z=3,78, p=0,00016) (rys. 1). 

Ewelina Sadowska, Paweł Radzikowski 

100 

90 

80 

70 

a 

60 

b 

ug Zn/g 

50 

40 

30 

20 

10 

a 

b 

Rys. 1. 

Fig. 1. 

0 

H. physodes X. parietina Gleba 

Średnia zawartość cynku (±SD) w próbkach porostów i w glebie 

The mean concentration of zinc (±SD) in samples of lichens and soil 

Rys. 1. Średnia zawartość cynku (±SD) w próbkach porostów i w glebie 

Fig. 1. The mean concentration of zinc (±SD) in samples of lichens and soil 

Zawartość potasu w glebie wynosiła średnio 5,3 (3,26–9,09) mg/g i była ona porównywalna z 

Zawartość potasu w glebie wynosiła średnio 5,3 (3,26–9,09) mg/g i była ona porównywalna 

z zawartością tego pierwiastka w porostach. W poroście H. physodes oznaczono 

zawartością tego pierwiastka porostach. W poroście H. physodes oznaczono średnio 4,71 

średnio 4,71 (3,13–6,07) (3,13–6,07) mg mg K/g, K/g, a a w w X. X. parietina parietina –– 7,96 7,96 (4,32–11,62) (4,32–11,62) mg mg K/g. K/g. Różnice Różnice pomiędzy pomiędzy 

zawartością zawartością potasu potasu w glebie w glebie i w i plechach w plechach porostów okazały się się statystycznie istotne 

jedynie 

jedynie dla X. dla parietina X. parietina (Z=2,64, (Z=2,64, p=0,008) p=0,008) (rys. (rys. 2). 2). 

10 

9 

8 

a 

mg K/g 

7 

6 

5 

a 

4 

3 

H. physodes X. parietina Gleba 

Rys. 2. Średnia zawartość potasu (±SD) w próbkach porostów i w glebie 

Rys. 2. 

Fig. 2. 

Średnia zawartość potasu (±SD) w próbkach porostów i w glebie 

The mean concentration of potassium (±SD) in samples of lichens and soil 

Fig. 2. The mean concentration of potassium (±SD) in samples of lichens and soil 

Większa zawartość cynku w badanych gatunkach porostów w porównaniu z próbkami 

82 gleby wskazuje, że porosty kumulują cynk głównie z powietrza. Do środowiska cynk 

przedostaje się z drobnoziarnistymi frakcjami pyłów, uwalnianymi m.in. w procesach spalania 

paliw stałych [Hławiczka 1994, Hławiczka i in. 2001]. Innym źródłem cynku mogą być


Większa zawartość cynku w badanych gatunkach porostów w porównaniu z próbkami 

gleby wskazuje, że porosty kumulują cynk głównie z powietrza. Do środowiska cynk przedostaje 

się z drobnoziarnistymi frakcjami pyłów, uwalnianymi m.in. w procesach spalania paliw 

stałych [Hławiczka 1994, Hławiczka i in. 2001]. Innym źródłem cynku mogą być procesy 

technologiczne, np. przemysł metalurgiczny. W Siedlcach od kilkudziesięciu lat funkcjonuje 

ocynkownia, ale w ramach przeprowadzonych badań w porostach zebranych w okolicy tego 

miasta nie odnotowano podwyższonej zawartości cynku w stosunku do innych wytypowanych 

stanowisk; średnio w okolicy Siedlec oznaczono 58,0 mg Zn/g H. physodes i 59,4 mg 

Zn/g X. parietina. 

Reakcja porostów na zanieczyszczenia zależy od morfologii plech. Wymiana gazowa 

u porostów zachodzi całą powierzchnią plechy, dlatego największą wrażliwość na zanieczyszczenia 

wykazują gatunki o plechach najsilniej rozbudowanych i odstających od 

podłoża [Fałtynowicz 1995]. Może to tłumaczyć pochłanianie większych ilości Zn przez H. 

physodes, której listkowata plecha zdecydowanie bardziej spełnia powyższe warunki w porównaniu 

z gładką, bezbrodawkową plechą X. parietina. 

Zdecydowanie więcej potasu gromadzi X. parietina w porównaniu z H. physodes. X. parietina 

występuje głównie na przydrożnych topolach, gdzie jest ona wystawiona na nawiewanie 

gleby z pól uprawnych, bardziej wzbogaconych w potas niż gleby leśne. 

Kłos i in. (2008) podkreślają, że kumulacja wybranych metali w plechach porostów 

może być wynikiem różnych źródeł ich pochodzenia. Anality zawarte w aerozolu atmosferycznym 

mogą być lokalnie unoszone z gleby w postaci pyłu lub mogą pochodzić z dalekich 

emisji. W odniesieniu do pierwiastków oznaczanych w ramach badań własnych należy 

przypuszczać, że potas zakumulowany w porostach jest pochodzenia lokalnego, cynk 

natomiast może pochodzić ze źródeł napływowych, a także rozproszonych. Do tych ostatnich 

niewątpliwie należą emisje metali z indywidualnych palenisk domowych. Większość 

metali ciężkich, w tym cynk, w procesach spalania uwalnia się do atmosfery z najdrobniejszą 

(< 2,5 mm) frakcją pyłów [Linak i Miller 2000], które mogą być transportowane na dalekie 

odległości. 

Należy podkreślić, że oznaczona w ramach badań własnych zawartość cynku w porostach 

jest w zakresie wartości oznaczonych przez Migaszewskiego i Gałuszkę (2002) na 

terenie Gór Świętokrzyskich, zawartość zaś potasu w porostach zebranych we wschodniej 

części woj. mazowieckiego jest większa niż wartości podawane dla obszaru Gór Świętokrzyskich 

(1,6–2,8 mg/g). Zawartość cynku w porostach zebranych na terenie wschodniej 

części woj. mazowieckiego jest nieco większa niż zmierzona w H. physodes na terenie 

Puszczy Boreckiej [Białońska i Dayan (2005), Sawicka-Kapusta i in. 2008] czy na terenie 

Kielc [Jóźwiak (2006)]. 

83

Ewelina Sadowska, Paweł Radzikowski 

4. Podsumowanie 

1. Wykazano różnice w kumulacji cynku i potasu w dwóch gatunkach porostów: H. physodes 

i X. parietina występujących we wschodniej części woj. mazowieckiego. 

2. H. physodes w porównaniu z X. parietina kumuluje cynk w większych ilościach, potas 

zaś w większych ilościach kumuluje się w tkankach X. parietina niż H. physodes. 

3. Wyniki badań sugerują, że potas w powietrzu pochodzi z lokalnego źródła, cynk – ze 

źródeł napływowych. 


BIAŁOŃSKA D., DAYAN F. E. 2005. Chemistry of the lichen Hypogymnia physodes transplanted 

to an industrial region. Journal of Chemical Ecology 31(12): 2975–2991. 

DZUBAJ A., BACKOR M., TOMKO J., PELI E., TUBA Z. 2008. Tolerance of the lichen Xanthoria 

parietina. Ecotoxicology and Environmental Safety 70 (2): 319–326. 

FAŁEK D. 2000. Zmienność niższych organizmów symbiotycznych (Pseudevernia Furfuracea) 

w Karkonoszach Wschodnich na podstawie analiz chemicznych i metrycznych. 

Opera Corcontica 37: 186–193. 

FAŁTYNOWICZ W. 1995. Wykorzystanie porostów do oceny zanieczyszczeń powietrza. 

Centrum Edukacji Ekologicznej Wsi, Krosno: 141. 

GARTHY J. 1987. The amounts of Ni, Cr, Zn, Pb, Cu, Fe and Mn In some lichens growing 

In Switzerland. Environmental and Experimental Botany 27(2): 127–138. 

HŁAWICZKA S. 1994. Emisja metali do powietrza z procesów energetycznego wykorzystania 

paliw w Polsce. Cz.I. Spalanie węgla kamiennego. Ochrona Powietrza i Problemy 

Odpadów 6: 143–145. 

HŁAWICZKA S., KUBICA K., ZIELONKA U., WILKOSZ K. 2001. Właściwości emisji pyłów 

i metali ciężkich w procesie spalania węgla w paleniskach domowych. Archiwum 

Ochrony Środowiska 27: 29–45. 

JÓŹWIAK M. 2007. Kumulacja metali ciężkich i zmiany morfologiczne w plechach porostu 

Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Monitoring Środowiska Przyrodniczego 8: 51-56, Kieleckie 

Towarzystwo Naukowe, Kielce. 

KŁOS A., RAJFUR M., WACŁAWEK M., WACŁAWEK W. 2008. Akumulacja mikroi 

makropierwiastków w mchach i porostach. Ecological Chemistry and Engineering 

S15 (3): 397–423. 

LINAK W. P., MILLER C.A. 2000. Comparison of particale size distributions and element 

partitioning from the combustion of pulverized coal and residual fuel oil. Air and Waste 

Management Associaction 50: 1532–1544. 

MIGASZEWSKI Z. M., GAŁUSZKA A. 2002. Stan środowiska przyrodniczego Gór Świętokrzyskich 

w badaniach naukowych i edukacji zakładu Geochemii i Ochrony Środo- 

84


wiska Instytutu Chemii Akademii Świętokrzyskiej w Kielcach. Regionalny Monitoring 

Środowiska Przyrodniczego 3: 125–131, Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. 

SAWICKA-KAPUSTA K., ZAKRZEWSKA M., BYDŁOŃ G., PIZŁO A., MAREK A. 2008. 

Zanieczyszczenie powietrza na terenie Stacji Bazowych ZMŚP w 2007 roku na podstawie 

koncentracji metali ciężkich i siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes. 

Monitoring Środowiska Przyrodniczego 9: 71–77, Kieleckie Towarzystwo Naukowe, 

Kielce. 

85


Anna Grzesiuk*, Iwona Czułowska*, Waldemar Kowalczyk**, 

Marcin Horbowicz* 

WPŁYW JONÓW OŁOWIU NA ZAWARTOŚĆ NIEKTÓRYCH 

METABOLITÓW I WZROST SIEWEK GRYKI ZWYCZAJNEJ 

(FAGOPYRUM ESCULENTUM MOENCH) 

EFFECT OF LEAD IONS ON CONTENT OF SOME METABOLITES AND 

GROWTH OF SEEDLINGS OF COMMON BUCKWHEAT (Fagopyrum 

esculentum Moench) 

Słowa kluczowe: gryka zwyczajna, wrażliwość na ołów, wzrost, chlorofile, antocyjany. 

Key words: common buckwheat, sensitivity to lead, growth, chlorophylls, anthocyanins. 

Common buckwheat is gaining increasing attention due to its high nutritional value, but also 

the rapid growth, low mineral requirements and resistance to many environmental stresses, 

including heavy metals. The aim of this study was to compare the sensitivity of seedlings of 

two Polish buckwheat cultivars (Hruszowska and Luba) for the presence of lead ions. Seedlings 

were grown under controlled conditions in Hoagland nutrient solution, with the addition 

of increasing concentrations of Pb 2+ (respectively 0; 0,01; 0,1 and 1mM). After 3 and 7 

days of treatment seedling growth, the level of dry matter, content of assimilation pigments 

and anthocyanins were analyzed. The results was shown that the effect of Pb 2+ ions depend 

on the concentration of the element, exposure time and the analyzed part of the plant. The 

presence of low concentrations of lead ions (10 -5 M) seems to stimulate the growth of seedlings 

of both cultivars studied, while higher doses inhibit root growth, and to a much lesser 

extent, of shoot. More resistant to stress caused by the presence of high concentrations of 

Pb 2+ in the growth medium was seedlings cv. Luba. These plants contained higher contents 

of assimilation pigments, and on their growth did not greatly affect lead ions, compared to 

* Dr Anna Grzesiuk, mgr Iwona Czułowska, prof. dr hab. Marcin Horbowicz – Katedra 

Fizjologii Roślin i Genetyki, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, 

ul. Prusa 12, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 24, e-mail: grzesiuk@uph.edu.pl 

** Dr Waldemar Kowalczyk – Instytut Ogrodnictwa w Skierniewicach, ul. Konstytucji 3 Maja 1/3, 

96-100 Skierniewice, tel.: 46 833 22 11. 

86

Wpływ jonów ołowiu na zawartość niektórych metabolitów i wzrost siewek gryki zwyczajnej... 

seedlings of the cv. Hruszowska. Obtained results confirm the fact of high resistance of 

common buckwheat plants to lead. 


Działalność gospodarcza człowieka powoduje zwiększające się zanieczyszczenie środowiska 

przyrodniczego metalami ciężkimi. Za jeden z najniebezpieczniejszych uważany 

jest ołów, który działa toksycznie zarówno na rośliny, jak i zwierzęta, głównie z powodu blokowania 

grup funkcyjnych białek i kwasów nukleinowych. Za pośrednictwem roślin, które 

łatwo go pobierają i kumulują, jest on wprowadzany do łańcucha pokarmowego, stając się 

zagrożeniem dla zdrowia, a nawet życia człowieka [Gruca-Królikowska i Wacławek 2006]. 

Codzienne spożywanie żywności zawierającej nawet niewielkie dawki metalu prowadzi do 

stopniowego gromadzenia go w tkankach, skutkiem czego jego toksyczne działanie może 

ujawnić się dopiero po wielu latach [Zgnilicka 2002]. 

Rośliny wykształciły wiele różnych mechanizmów obronnych, dzięki którym potrafią 

tolerować duże dawki metali ciężkich, w tym także ołowiu [Olko 2009]. Niektóre gatunki 

są zdolne do pobierania i gromadzenia dużych ilości pierwiastków śladowych w swoich 

organach nadziemnych, przyczyniając się do oczyszczania z nich gleby. Rośliny takie 

określa się mianem hiperakumulatorów, a proces wykorzystywania ich zdolności do 

usuwania zanieczyszczeń ze środowiska nosi nazwę fitoremediacji [Żurek i Majtkowski 

2009]. Jedną z takich roślin jest gryka zwyczajna, która dzięki szybkiemu wzrostowi, dosyć 

dużej produkcji biomasy, stosunkowo niewielkim wymaganiom glebowym oraz zdolności 

do kumulowania w organach nadziemnych dużych ilości glinu i ołowiu, doskonale 

nadaje się do stosowania w procesie oczyszczania skażonych nimi gleb [Honda i in. 

2007, Shen i in. 2006, Tamura i in. 2005]. Dużą zaletą jest również to, że metale te nie 

przedostają się do nasion, które dzięki temu mogą być bezpiecznie wykorzystywane 

[Shen i in. 2006]. 

W literaturze brak jest informacji na temat wrażliwości na ołów uprawianych w Polsce 

odmian gryki zwyczajnej, dlatego celem prezentowanych badań było poznanie wpływu jonów 

ołowiu na wybrane procesy fizjologiczne, takie jak wzrost siewek, poziom suchej masy 

czy zawartość barwników u dwóch polskich odmian gryki: Hruszowskiej i Luby, a przez to – 

próba oceny ich wrażliwości na obecność pierwiastka w środowisku. 

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

Do badań wykorzystano siewki gryki zwyczajnej odmian Hruszowska i Luba. Nasiona 

poddawano kiełkowaniu między warstwami wilgotnej bibuły, zwiniętej w rulony, które 

umieszczano w zlewkach pojemności 2 l, zawierających 250 ml wody, i inkubowano przez 

4 dni w temperaturze 24±1°C. Po okresie kiełkowania w ciemności, siewki zbliżonej wielko- 

87

Anna Grzesiuk i in. 

ści przenoszono do zlewek zawierających 250 ml pięciokrotnie rozcieńczonej pożywki Hoaglanda 

bez fosforu, do której dodawano azotan ołowiu (II), otrzymując stężenie 0,01; 0,1 

i 1,0 mM. Próba kontrolna zawierała pożywkę Hoaglanda bez azotanu ołowiu. Następnie 

rośliny przenoszono do pokoju hodowlanego o kontrolowanej temperaturze 24±1 o C (dzień, 

16 h) i 16±2 o C (noc, 8 h) oraz natężeniu światła 100 µmol·m -2·s-1 . Wpływ jonów ołowiu na 

wzrost siewek oceniano na podstawie wielkości przyrostów długości korzenia głównego 

i hipokotylu po 3 i 7 dniach hodowli. Po 7 dniach traktowania siewek gryki jonami ołowiu 

pobierano próbki liścieni i hipokotyli do analizy zawartości antocyjanów i barwników asymilacyjnych. 

Zawartość antocyjanów określano metodą spektrofotometryczną, zgodnie z procedurą 

opisaną przez Mancinelliego [1984], z niewielkimi modyfikacjami [Horbowicz i in. 

2008]. Poziom barwników asymilacyjnych oznaczano po ich ekstrakcji z liścieni 80% acetonem 

metodą Lichtentalera i Wellburna [1985]. Pozostałe siewki dzielono na korzenie, liścienie 

i hipokotyle, a następnie suszono do stałej masy w temperaturze 70°C, w celu oznaczenia 

zawartości suchej masy. 

Wyniki badań przedstawiono w formie wykresów, na których podano wartości średnie 

± przedział ufności przy P=95%. Otrzymane wyniki poddano analizie wariancji za pomocą 

programu STATISTICA, istotność różnic oceniano testem Tukeya z 5% prawdopodobieństwem 

błędu. 


Obecność jonów Pb 2+ w środowisku wywołuje wiele zmian w procesach fizjologicznych 

i metabolicznych rośliny, takich jak: zaburzenia procesu fotosyntezy i oddychania komórkowego, 

zmiany w przepuszczalności błon biologicznych, hamowanie aktywności enzymów, 

zakłócenia gospodarki wodnej i mineralnej, a w konsekwencji prowadzi do zahamowania 

wzrostu [Sharma i Dubey 2005, Seregin i Ivanov 2001 i cytowana tam literatura]. Otrzymane 

podczas naszych badań wyniki wskazują, że obecność jonów Pb w pożywce oddziaływała 

na wzrost siewek gryki zwyczajnej, przy czym wpływ ten zależał od stężenia pierwiastka, 

czasu działania, odmiany, a nawet organu rośliny. Zaobserwowano, że w korzeniach małe 

stężenia ołowiu (0,01 mM) działały stymulująco na proces ich wzrostu (rys.1b). U odmiany 

Luba przyrost długości korzenia głównego po 3 dniach traktowania był o ponad 20% większy 

niż w roślinach kontrolnych. Wyniki te potwierdzają wcześniejsze doniesienia, że metale 

ciężkie stosowane w małych dawkach mogą przyspieszać wzrost roślin [Wójcik i Tukendorf 

1999] oraz pobudzać aktywność metaboliczną [Krupa i in. 1993, Karavaev i in. 2001]. Zjawisko 

aktywacji wzrostu i procesów metabolicznych pod wpływem małych dawek substancji 

toksycznych jest nazywane hormezą [Calabrese i Baldwin, 2003]. Zbliżony wpływ jonów 

Pb 2+ na wzrost siewek wykazano również u kukurydzy (Zea mays) oraz fasoli (Phaseolus 

vulgaris) [Nyitrai i in. 2003]. 

88

małych dawek substancji toksycznych jest nazywane hormezą [Calabrese i Baldwin, 2003]. 

Zbliżony wpływ jonów Pb 2+ na wzrost siewek wykazano również u kukurydzy (Zea mays) 


oraz fasoli (Phaseolus vulgaris) [Nyitrai i in. 2003]. 

a 

przyrost długości [mm] 

b 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

120 

100 

Hruszowska Luba 

* 

* 

0 0,01 0,1 1,0 0 0,01 0,1 1,0 

* 

przyrost długości [mm] 

80 

60 

40 

20 

0 

* 

* 

* 

* 

* * * * 

0 0,01 0,1 1,0 0 0,01 0,1 1,0 

stężenie ołowiu w pożywce [mM] 

3 dni 7 dni 

Ryc.1. Wpływ stężenia ołowiu w pożywce na przyrost długości hipokotyli (a) i korzeni (b) siewek gryki 

Rys. 1. Wpływ stężenia ołowiu w pożywce na przyrost długości hipokotyli (a) i korzeni (b) siewek 

gryki zwyczajnej po 3 i 7 dniach traktowania; wartości średnie z 80–90 pomiarów 

zwyczajnej po 3 i 7 dniach traktowania; wartości średnie z 8090 pomiarów ±przedział ufności, przy P=95%, * 

różnica istotna statystycznie w stosunku do kontroli (p


Największą zawartość ołowiu obserwuje się w organach bezpośrednio narażonych na 

kontakt z jego związkami. Ponadto jest on o wiele łatwiej pobierany przez korzenie niż liście, 

dlatego objawy jego toksyczności są bardziej nasilone w organach podziemnych niż 

nadziemnych [Seregin i Ivanov 2001, Sharma i Dubey 2005]. Podczas badań własnych 

zaobserwowano, że w siewkach gryki zwyczajnej zahamowanie wzrostu korzeni było widoczne 

już po 3 dniach hodowli w obecności jonów Pb o stężeniu 0,1 mM i pogłębiało się 

z upływem czasu i zwiększaniem koncentracji pierwiastka w pożywce (rys. 1b). Po 7 dniach 

traktowania roślin najwyższym stężeniem metalu przyrost długości korzeni był mniejszy niż 

u roślin kontrolnych o 75% u odmiany Hruszowskiej i 60% u Luby. W tych samych warunkach 

wzrost części nadziemnej obu odmian był hamowany w około 20% (rys. 1a). Mniejsza 

toksyczność metali ciężkich dla pędów wynika z faktu, że rośliny wykształciły mechanizmy, 

które ograniczają transport jonów metalu do organów nadziemnych [Olko 2009]. Jony metalu 

pobierane przez korzenie z gleby mogą być nieodwracalnie wiązane w ścianach komórkowych 

lub gromadzone w wakuoli. Ocenia się, że tylko około 10% pobranego przez roślinę 

pierwiastka przemieszcza się do pędu [Woźny 1995]. Ważną przeszkodę stanowi tutaj endoderma, 

dzięki której transport jonów metali do wiązek przewodzących musi się odbywać 

kanałem symplastycznym [Sharma i Dubey, 2005]. 

Istnieje wiele doniesień na temat związku między ekspozycją na metale ciężkie a akumulacją 

antocyjanów [Chalker-Scot 2002, Krupa i in. 1996]. U klonu czerwonego Acer rubrum 

uprawianego na glebie z dodatkiem 5 mg·l -3 PbCl 2 

ilość barwników antocyjanowych 

w liściach zwiększyła się prawie czterokrotnie [Davis i Barens 1973]. W naszych badaniach 

obecność ołowiu w pożywce także stymulowała akumulację antocyjanów u obu badanych 

odmian gryki zwyczajnej (rys. 2). U odmiany Hruszowska efekt ten był dodatnio skorelowany 

ze stężeniem metalu w pożywce. W obecności 0,1 mM i 1,0 mM Pb 2+ zawartość antocyjanów 

w hipokotylach wzrosła odpowiednio o 40 i 70% w porównaniu do hipokotyli roślin 

kontrolnych. W przypadku liścieni stymulacja nie była tak silna (wzrost o 25%), co może wynikać 

z obecności dodatkowych barier w transporcie Pb 2+ do tkanek liści. 

Wzmożona synteza antocyjanów może być związana z ich rolą w niwelowaniu toksycznego 

wpływu pierwiastków śladowych na rośliny. Według Hale i in [2002] związki te mogą 

bezpośrednio chronić komórki przed szkodliwym działaniem jonów metali przez tworzenie 

z nimi trwałych kompleksów. Zwiększona akumulacja antocyjanów może być również skutkiem 

wywoływanych przez metal zaburzeń gospodarki wodnej i deficytu wody w roślinie 

[Grzesiuk i in. 2008]. 

Do najczęściej występujących objawów toksycznego działania Pb 2+ na rośliny należy 

chloroza liści wywołana zahamowaniem syntezy barwników fotosyntetycznych [Woźny 

1995, Sharma i Dubey 2005]. Może to być wynikiem dezaktywacji kluczowych enzymów na 

szlaku ich syntezy, w szczególności dehydratazy kwasu δ-aminolewulinowego, zaburzeń 

w pobieraniu przez rośliny niezbędnych makroelementów, jak magnez i żelazo, zastępowania 

magnezu w strukturze chlorofilu przez jon innego metalu lub też zwiększonej aktywności 

90


zawartość antocyjanów 

[mg·g -1 św.m.] 

500 

400 

300 

200 

100 

* 

* 

Liścienie 

* 

Hipokotyle 

* 

0 

0 0,01 0,1 1,0 0 0,01 0,1 1,0 


HRUSZOWSKA 

LUBA 

Rys. 2. Zawartość antocyjanów (μg/g świeżej masy) w liścieniach i hipokotylach siewek badanych odmian 

Rys. 2. Zawartość antocyjanów (μg·g -1 świeżej masy) w liścieniach i hipokotylach siewek badanych 

odmian gryki zwyczajnej w zależności od zawartości ołowiu w pożywce; wartości 

gryki zwyczajnej w zależności od zawartości ołowiu w pożywce; wartości średnie z 6 niezależnych powtórzeń ± 

przedział ufności przy P=95%, * różnica istotna statystycznie w stosunku do kontroli (p

chlorofil b na skutek utlenienia grupy metylowej w pierścieniu II do grupy aldehydowej 

[Chettri i in. 1998]. 


zawartość barwników 

[mg·g -1 św.m.] 

2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 

chlorofil a 

Hruszowska Luba 

* * 

chlorofil b 

karotenoidy 

0 0,01 0,1 1,0 0 0,01 0,1 1,0 0 0,01 0,1 1,0 


Rys. 3. Zawartość barwników asymilacyjnych (mg·g -1 świeżej masy) w liścieniach siewek badanych odmian 

Rys. 3. Zawartość barwników asymilacyjnych (mg·g -1 świeżej masy) w liścieniach siewek badanych 

odmian gryki zwyczajnej w zależności od zawartości ołowiu w pożywce; wartości 

gryki zwyczajnej w zależności od zawartości ołowiu w pożywce; wartości średnie z 6 niezależnych powtórzeń ± 

przedział ufności przy P=95%, * różnica istotna statystycznie w stosunku do kontroli (p


odmiany Luba statystycznie istotna różnica wystąpiła tylko w korzeniach, gdzie pod wpływem 

1,0 mM stężenia jonów ołowiu zawartość suchej masy zwiększyła się o około 30%. 

Taki efekt można tłumaczyć wzmożoną syntezą hemiceluloz i związków pektynowych, dzięki 

którym ściany komórkowe stają się grubsze i tym samym powiększa się ich zdolność 

do wiązania i unieszkodliwiania jonów metalu [Wierzbicka 1998]. Inną przyczyną może 

być zmniejszenie zawartości wody w tkankach, spowodowane mniejszym jej pobieraniem 

na skutek uszkodzeń błony komórkowej w wyniku peroksydacji lipidów oraz blokowania 

kanałów wodnych (akwaporyn) przez jony metali [Seregin i Ivanov 2001]. 

4. WNIOSKI 

1. Toksyczne oddziaływanie jonów ołowiu na badane odmiany gryki zwyczajnej było bardziej 

nasilone w korzeniach niż w organach nadziemnych. 

2. Małe stężenie jonów Pb 2+ (10 -5 M) stymulowało wzrost korzeni siewek, duże natomiast 

(10 -3 M) znacząco hamowało wzrost, zarówno korzeni, jak i hipokotyli. 

3. Duże stężenie Pb 2+ w pożywce zwiększało poziom suchej masy w siewkach obu 

badanych odmian gryki zwyczajnej. 

4. Zawartość antocyjanów w odmianie Hruszowska była mniejsza niż w odmianie Luba. 

Dodanie jonów Pb 2+ do pożywki wzmagało syntezę barwników w tkankach obu odmian. 

5. Zastosowane stężenia Pb 2+ miały niewielki wpływ na zawartość barwników asymilacyjnych 

w siewkach badanych odmian gryki zwyczajnej. 

6. Spośród badanych odmian bardziej wrażliwa była odmiana Hruszowska, u której efekty 

toksycznego działania jonów Pb 2+ były wyraźniejsze. 


Calabrese E. J., Baldwin L. A. 2003. The hormesis model is more frequent than the 

threshold model in toxicology. Toxicol. Sci. 71: 246–250. 

CHALKER-SCOTT L. 2002. Do anthocyanins function as osmoregulators in leaf tiussues? 

Adv. Bot. Res. 37: 104−129. 

CHETTRI M. K., COOK C. M., VARDAKA E., SAWIDIS T., LANARAS T. 1998. The effects 

of Cu, Zn and Pb on the chlorophyll content of the lichens Cladonia convoluta and Cladonia 

rangiformis. Environ. Exp. Bot. 39: 1–10. 

DAVIS J. B., BARNES R. L. 1973. Effects of soil-applied fluoride and lead on growth of loblolly 

pine and red maple. Environ. Pollution 5: 35–44. 

GHANI A. 2010. Effect of lead toxicity on growth, chlorophyll and lead (Pb + ) contents of two 

varieties of maize (Zea mays L.). Pak. J. Nutr. 9: 887–891. 

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

metali ciężkich na rośliny. Chemia. Dydaktyka. Ekologia. Metrologia. R1 Nr 1−2. 

93


GRZESIUK A., DĘBSKI H., HORBOWICZ M. 2008. Wpływ wybranych czynników na akumulację 

antocyjanów w roślinach. Post. Nauk Rol. 1: 81–89. 

HALE K. L., TUFANA H. A., PICKERING I. J., GEORGE G. N., TERRY N., PILON M., PI- 

LON-SMITHS E. A. H. 2002. Anthocyanins facilitate tungsten accumulation in Brassica. 

Physiol. Plant. 116: 351–358. 

HONDA M., TAMURA H., KIMURA T., KINOSHITA T., MATSUFURU H., SATO T. 2007. 

Control of lead polluted leachate in a box-scale phytoremediation test using common 

buckwheat (Fagopyrum esculentum Moench) grown on lead contaminated soil. Environ 

Technol. 28: 425–431. 

HORBOWICZ M., GRZESIUK A., DĘBSKI H., KOCZKODAJ D., SANIEWSKI M. 2008. 

Methyl jasmonate inhibits anthocyanin synthesis in seedlings of common buckwheat 

(Fagophyrum esculentum Moench). Acta Biol. Crac. Ser. Bot. 50: 71–78. 

KARAVAEV V. A., BAULIN A. M., GORDIENKO T. V., DOVYDKOV S. A., TIKHON A. N. 

2001. Changes in the photosynthetic apparatus of broad bean leaves as dependent 

on the content of heavy metals in the growth medium. Russ. J. Plant Physiol. 48: 

38–44 

KRUPA Z., BARANOWSKA M., ORZOŁ D. 1996. Can anthocyanins be considered as heavy 

metal indicator in higher plants? Acta Physiol. Plant. 18: 147–151. 

KRUPA Z., ÖQVIST G., HUNER N. 1993. The effect of cadmium on photosynthesis of 

Phaseolus vulgaris – a fluorescence analysis. Physiol. Plant. 88: 626–630. 

LICHTENTHALER H. K., WELLBURN, A. R. 1985. Determination of total carotenoids and 

chlorophylls A and B of leaf in different solvents. Biol. Soc. Trans. 11: 591–592. 

Mancinelli A. L. 1984. Photoregulation of anthocyanin synthesis. VIII. Effects of light pretreatments. 

Plant Physiol. 75: 447–453. 

NYITRAI P., BOKA K., GASPAR L., SARVARI E., LENTI K., KERESZTES A. 2003. Characterization 

of the stimulating effect of low-dose stressors in maize and bean seedlings. 

Plant Physiol. 160: 1175–1183. 

OBROUCHEVA N. V., BYSTROVA E. I., IVANOV V. B., SEREGIN I. V. 1998. Root growth 

response to lead in young maize seedlings. Plant Soil 200: 55–61. 

OLKO A. 2009. Fizjologiczne aspekty tolerancji roślin na metale ciężkie. Kosmos 58: 

282−283. 

SEREGIN I. V., IVANOV V. B. 2001. Physiological aspects of cadmium and lead toxic effects 

on higher plants. Rus. J. Plant Physiol. 48: 523–544. 

SHARMA P., DUBEY R. S. 2005. Lead toxicity in plants. Braz. J. Plant Physiol. 17: 35–52. 

SHEN R. F., CHEN R. F., MA J. F. 2006. Buckwheat accumulates aluminum in leaves but 

not in seeds. Plant Soil 284: 265–271. 

SŁOWIK D. 1999. Wpływ ołowiu na fotosyntezę. Wiad. Bot. 43: 41–49. 

TAMURA H., HONDA M., SATO S., KAMACHI H. 2005. Pb hyperaccumulation and tolerance 

in common buckwheat (Fagopyrum esculentum). J. Plant Res. 118: 355−359. 

94


WIERZBICKA M. 1994. Resumption of mitotic activity in Allium cepa L. root tips during treatment 

with lead salts. Environ. Exp. Bot. 34: 173–180. 

WIERZBICKA M. 1998. Lead in apoplast of Allium cepa L. root tips – ultrastructural studies. 

Plant Sci. 133: 105–119. 

WÓJCIK M., TUKENDORF A. 1999. Cd-tolerance of maize, rye and wheat seedlings. Acta 

Physiol. Plant. 21: 99–107. 

WOŹNY A. 1995. Ołów w komórkach roślinnych. Pobieranie. Reakcje. Odporność. Wydawnictwo 

Naukowe UAM, Poznań. 

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

ŻUREK G., MAJTKOWSKI W. 2009. Rośliny alternatywne w fitoekstrakcji metali ciężkich 

z obszarów skażonych. Prob. Inż. Roln. 3: 83–89. 

95


Helena Kubicka*, Natalia Jaroń* 

Działanie jonów miedzi na wzrost siewek linii wsobnych 

żyta (Secale cereale L.) 

The action of copper ions on the growth of inbred lines 

of rye seedlings (Secale cereale L.) 

Słowa kluczowe: jony miedzi, kwas askorbinowy, linie wsobne, żyto. 

Key words: ascorbic acid, copper ions, inbred lines, rye. 

Copper is a basic biogenic element which plays a part in many biochemical reactions in 

plant cells. However, its excess has a negative influence on the growth and development of 

plants. For this reason this research verified if the genetic variation of the following inbred 

lines (CH7, L230, M353, L29, L154 i L176) of winter rye (Secale cereale L.)) vary in sensitivity 

to copper ions concentration levels. 

In this research, control was based on the Hoagland nutrient. Varying concentration levels 

of copper ions: (10 -3 M and 10 -2 M) were combined with this nutrient. An additional combination 

enriched with ascorbic acid (10 ppm) was also added to the nutrient and copper ions 

concentration of 10 -2 M. 

It was shown that the concentration of copper ions at 10 -3 M decreased the growth 

of seedlings of inbred lines by a small degree. However, a significant reduction of the length 

of shoots, roots and their number was observed in the inbred lines’ seedlings after treatment 

with copper ions concentration at 10 -2 M. In both concentration levels of copper ions 

the strongest influence was observed in the smaller length of shoots. The rye inbred lines 

reacted in different ways to the presence of copper ions in the nutrient. In the case of lines 

(L176 and L29) vitamin C combined with copper ions concentration at 10 -2 M caused less 

of a negative influence which was observed by way of a higher growth of seedlings 

in comparison with combinations without ascorbic acid. 

* Dr hab. inż. prof. nadzw. Helena Kubicka, mgr Natalia Jaroń – Polska Akademia 

Nauk Ogród Botaniczny, Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej 

w Powsinie, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 648 38 56; 

e-mail: helenakubicka@wp.pl 

96

Działanie jonów miedzi na wzrost siewek linii wsobnych żyta (Secale cereale L.) 


Niekorzystne czynniki środowiska są dla rośliny sygnałem, indukującym w niej różne 

zmiany biochemiczne, takie jak wzmożona produkcja osmoregulatorów czy innych substancji 

wytwarzanych podczas działania stresu. Prowadzi to do zakłócenia funkcji metabolicznych 

i transportowych w komórkach roślinnych, a w konsekwencji do utraty homeostazy komórkowej 

[Wójcik i Turkendorf 1995]. 

Spośród substancji mających negatywny wpływ na środowisko coraz większe zainteresowanie 

budzą metale ciężkie, których źródłem są, m.in., nawozy mineralne czy środki 

ochrony roślin [Gruca-Królikowska i Wacławek 2006]. Jednym z nich jest miedź, która jest 

pierwiastkiem biogennym, pobieranym przez rośliny w śladowych ilościach. W roślinach 

pierwiastek ten aktywuje wiele enzymów, między innymi jest składnikiem oksydazy katecholowej, 

p-dwufenolowej, askorbinowej, dysmutazy nadtlenkowej, plastocyjaniny i flawoproteidów 

miedziowych [Szatanik-Kloc i in. 2010]. Ponadto uczestniczy w wielu procesach 

życiowych, takich jak: fotosynteza, oddychanie, powstawanie białek, przemiana związków 

azotowych i węglowodanów. Bierze również udział w metabolizmie błon komórkowych, 

wpływa na ich przepuszczalność, a tym samym na gospodarkę wodną. Reguluje procesy 

syntezy DNA i RNA, wpływa więc na reprodukcję nasion [Konieczyński i Wesołowski 2008]. 

Według Maksymiec [1997] oraz Grucy-Królikowskiej i Wacławek [2006] częściej obserwuje 

się skutki niedoboru miedzi w glebie niż jej nadmiaru. Niedostatek miedzi ujawnia się 

chlorozami liści, u zbóż tzw. „chorobą nowin”, brakiem jędrności pędów i liści, co nadaje roślinie 

przywiędły wygląd, jak również opóźnieniem lub zahamowaniem kwitnienia. W przypadku 

niedoboru tego pierwiastka objawy ustępują po dostarczeniu go roślinom, trudniej natomiast 

jest wyeliminować przyczyny nadmiaru jonów miedzi w podłożu, gdyż jest to proces dłuższy. 

Według wielu badaczy [Michaud i in. 2008, Swędrzyńska i Sawicka 2010] miedź jest 

pierwiastkiem niezbędnym w życiu organizmów, a zarazem silnie toksycznym, jeżeli występuje 

w środowisku w nadmiarze. Toksyczne oddziaływanie miedzi dotyczy zarówno roślin, 

jak i mikroorganizmów glebowych, powodując zahamowanie ich wzrostu i rozwoju. Szatanik-Kloc 

i in. [2010] uważają, że główną przyczyną obumierania roślin w obecności fitotoksycznych 

stężeń Cu 2+ jest zmniejszona zawartość innych mikro- i makroelementów 

i związane z tym zmiany w procesie metabolizmu roślin żyta odmiany Rostockie. 

Celem pracy było sprawdzenie, czy zwiększona zawartość jonów miedzi w pożywce 

wpływa na wzrost siewek zróżnicowanych genetycznie linii wsobnych żyta oraz czy zastosowany 

kwas askorbinowy może przyczynić się do zmniejszenia tego stresu. 


Do doświadczenia wybrano 6 zróżnicowanych genetycznie linii wsobnych (CH7, 

L230, M353, L29, L154, L176) żyta ozimego (Secale cereale L.) pokolenia S 25 

[Kubicka 

97

Helena Kubicka, Natalia Jaroń 

i in. 2006]. Czterodniowe siewki żyta umieszczono na pożywce Hoaglanda z dodatkiem 

jonów miedzi (w formie CuSO 4 

) w stężeniach: 0 (kontrola), 10 -3 M, 10 -2 M oraz kombinacja 

10 -2 M Cu wzbogacona kwasem askorbinowym w stężeniu 10 ppm. Pomiary długości części 

podziemnych i nadziemnych roślin wykonano na dziesięciodniowych oraz czternastodniowych 

siewkach. Stopień wzrostu siewek oceniano na podstawie długości kiełków i korzeni 

oraz ich liczby. Obliczono indeks tolerancyjności, a wartości cech podano w procentach 

w stosunku do cech roślin kontrolnych wraz z odchyleniami standardowymi: 

wartość cechy po traktowaniu metalem 

Indeks tolerancyjności = wartość cechy przed traktowaniem metalem 

× 100 [%] 


W pracy badano wpływ jonów miedzi w stężeniach 10 -2 i 10 -3 M na wzrost długości kiełków 

oraz korzeni i ich liczby u siewek sześciu zróżnicowanych genetycznie linii wsobnych 

żyta po 10 i 14 dniach obserwacji. Dodatkowo zastosowano kombinację z jonami miedzi 

w stężeniu 10 -2 M wzbogaconą kwasem askorbinowym. 

Części nadziemne linii wsobnych żyta były bardziej wrażliwe na działanie jonów miedzi 

w obu stężeniach niż organy podziemne. Znaczne zahamowanie wzrostu kiełków zaobserwowano 

na pożywce o stężeniu 10 -2 M miedzi - wynosiło ono od 74% (Ch7) do 85% (L176) 

w stosunku do roślin kontrolnych po 10 dniach obserwacji. W kombinacji 10 -2 M Cu wzbogaconej 

kwasem askorbinowym większość linii (L154, L29, L176 i L230) charakteryzowała się 

większym przyrostem części nadziemnych niż w kombinacji bez witaminy C. W kombinacji 

10 -3 M jonów miedzi zmniejszenie wzrostu części nadziemnych siewek linii wsobnych żyta 

było mniejsze – w granicach od 10% (L154) do 51% (L230). Badane linie wsobne żyta różnie 

reagowały na traktowanie jonami miedzi (rys. 1). 

Tolerancja wszystkich linii na działanie jonów miedzi w stężeniu 10 -2 M była dość 

mała, co uwidoczniło się wyraźnym zahamowaniem przyrostu kiełków 14-dniowych siewek 

(rys. 2). Największe zmniejszenie długości kiełków, wynoszące 86% zaobserwowano 

u L176, która okazała się najwrażliwsza na działanie jonów tego pierwiastka, najmniejsze 

zaś, aczkolwiek stosunkowo wysokie, u linii Ch7 - 75%. 

Trzy spośród badanych linii żyta (L154, L230 i L176) zareagowały pozytywnie, przyrostem 

siewek, na dodatek kwasu askorbinowego do roztworu z jonami miedzi w stężeniu 

10 -2 M w obu terminach obserwacji. Niektóre linie wsobne żyta odmiennie reagowały na dodatek 

kwasu askorbinowego w zależności od terminu obserwacji, np. L29. W przypadku linii 

M353 dodatek kwasu askorbinowego wzmacniał negatywne działanie jonów miedzi, a tym 

samym zmniejszał wzrost siewek, niezależnie od długości trwania eksperymentu (rys. 1, 2). 

98


Rys. 1. Długość kiełków 10-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 

do roślin kontrolnych 

Fig. 1. The length of shoots seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 

with the control 

Rys. 2. Długość kiełków 14-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 


Fig. 2. The length of shoots seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 


Stężenie jonów miedzi w pożywce w mniejszym stopniu wpływało na zahamowanie 

wzrostu korzeni aniżeli kiełków (rys. 3 i 4). Podobnie jak w przypadku części nadziemnych, 

największe zmniejszenie przyrostu korzeni odnotowano w kombinacji 10 -2 M Cu - wynosiło 

ono od 5% (Ch7) do 53% (L176) po 10 dniach i pozostało prawie na takim samym poziomie 

w drugim terminie obserwacji, w którym, u niektórych linii, przyrost korzeni był nawet większy. 

W kombinacji z witaminą C obserwowano zmniejszenie stresu, związanego z nadmiarem 

jonów miedzi w podłożu prawie u wszystkich linii, z wyjątkiem M353. Siewki linii L29 

na pożywce z kwasem askorbinowym miały długość korzeni porównywalną z roślinami kon- 

99


trolnymi. Wraz ze wzrostem stężenia jonów miedzi w podłożu obserwowano zahamowanie 

wzrostu siewek wszystkich linii żyta (rys. 3, 4). 

Rys. 3. Długość korzeni 10-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 


Fig. 3. The length of roots in seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 


Rys. 4. Długość korzeni 14-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 


Fig. 4. The length of roots in seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 


Po 10 dniach obserwacji, korzenie siewek linii Ch7 rosnące na pożywce o stężeniu jonów 

miedzi 10 -3 M osiągały długość na poziomie roślin kontrolnych. Jony miedzi w tym stężeniu 

w najmniejszym stopniu wpływały na przyrost korzeni u linii L29 po 14 dniach eksperymentu. 

Największe zahamowanie wzrostu korzeni zanotowano u linii L176 po 14 dniach. 

100


W przypadku korzeni najbardziej tolerancyjne na nadmiar jonów miedzi w podłożu okazały 

się linie: L29, CH7 i L154 (rys. 3, 4). 

Podobnie w mniejszym stopniu jony miedzi wpływały na zmniejszenie liczby korzeni 

w liniach wsobnych żyta. W przypadku stężenia 10 -2 M Cu redukcja liczby korzeni wynosiła 

od 22% - M353 do 41% - L29 po 10 i 14 dniach obserwacji. Najbardziej zbliżona do roślin 

kontrolnych była liczba korzeni roślin na pożywce o stężeniu Cu 10 -3 M. Największą liczbą 

korzeni charakteryzowała się linia M353 po 10 i 14 dniach obserwacji, najmniejszą zaś – 

L176. Dodatek witaminy C w kombinacji z jonami miedzi zmniejszał negatywne działanie 

tego pierwiastka u większości linii, np. L154 i CH7 odznaczały się wyraźnie zwiększoną liczbą 

korzeni w obu terminach obserwacji (rys. 5, 6). 

Rys. 5. Liczba korzeni 10-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 


Fig. 5. The number of roots in seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 


Rys. 6. Liczba korzeni 14-dniowych siewek linii wsobnych żyta po działaniu jonów miedzi w stosunku 


Fig. 6. The number of roots in seedlings of inbred lines of rye treated with copper in comparison 


101


Linie najbardziej tolerancyjne na zwiększoną zawartość jonów miedzi (w stężeniu 10 -3 M) 

w podłożu, u których zmniejszenie długości kiełków i korzeni wynosiło mniej niż 20%, to L29 

i L154. Najwrażliwsze na działanie nadmiaru tego pierwiastka były linie L176 i L230. 

O szkodliwym wpływie nadmiaru jonów miedzi w pożywce na wzrost i rozwój odmian 

pszenicy donoszą Michaud i in. [2008]. Symptomy fitotoksycznego działania jonów miedzi 

ujawniały się gdy stężenie było większe niż 1 µM, między innymi widocznymi chlorozami 

i redukcją wzrostu, szczególnie korzeni. Podobne wyniki uzyskano w niniejszej pracy. Nadmiar 

jonów miedzi w pożywce wpływał negatywnie na przyrost siewek linii wsobnych żyta, 

jednak w większym stopniu hamował on wzrost części nadziemnych, aniżeli korzeni. Pomimo, 

że pierwiastek ten jest niezbędny do prawidłowego wzrostu i rozwoju roślin, ponieważ 

uczestniczy w bardzo ważnych procesach życiowych, jego nadmiar jest dla roślin toksyczny. 

Według Szatanik-Kloc i in. [2010] w warunkach koncentracji tego pierwiastka następuje 

kumulowane jonów miedzi w chloroplastach, co powoduje zakłócenia w procesie oddychania, 

syntezie barwników fotosyntetycznych i aktywności enzymów. 

Reakcja zróżnicowanych genetycznie linii wsobnych żyta na działanie jonów miedzi 

była odmienna. Jest to zgodne z wynikami badań Ozturk i in. [2003] oraz Tiryakioglu i in. 

[2006], którzy stwierdzili różną wrażliwość odmian pszenicy i jęczmienia na traktowanie jonami 

metali ciężkich w zależności od ich genotypu. 

Badane linie wsobne żyta różnie reagowały także na zastosowanie antyutleniacza 

(kwas askorbinowy) w obecności jonów miedzi. Zaobserwowano zmniejszenie stresu spowodowanego 

nadmiarem jonów miedzi w podłożu prawie u wszystkich linii, co uwidoczniło 

się większym przyrostem siewek w tej kombinacji. Pozytywny wpływ kwasu askorbinowego 

na zmniejszenie stresu kadmowego obserwowali także Ozturk i in. [2003] u odmian pszenicy 

oraz Kubicka i in. [2009] u linii żyta. 

Do prawidłowego wzrostu i rozwoju roślin potrzebna jest optymalna i zrównoważona 

zawartość mikro- i makroelementów, gdyż zarówno ich niedobór w podłożu, jak i nadmiar 

jest szkodliwy. 

4. WNIOSKI 

1. Stężenie jonów miedzi 10 -3 M powodowało nieznaczną redukcję wzrostu linii wsobnych 

żyta, aczkolwiek i w tym przypadku odnotowano zróżnicowaną reakcję roślin na obecność 

tego pierwiastka w podłożu. 

2. Wraz ze zwiększaniem stężenia jonów miedzi w pożywce obserwowano większe obniżenie 

przyrostu siewek linii żyta, zwłaszcza części nadziemnych. 

3. Kwas askorbinowy zastosowany w kombinacji z jonami miedzi wpływał na zmniejszenie 

stresu spowodowanego działaniem tego pierwiastka u prawie wszystkich linii. 

102



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

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

KONIECZYŃSKI P., WESOŁOWSKI M. 2008. Ocena zawartości manganu i miedzi w liściach 

wybranych roślin leczniczych i otrzymanych z nich ekstraktach wodnych. Bromat. 

Chem. Toksykol. XLI (3): 338-342. 

KUBICKA H., PUCHALSKI J., NIEDZIELSKI M., ŁUCZAK W., MARTYNISZYN A. 2006. 

Gromadzenie i ocena zasobów genowych żyta. Biul. IHAR 240/241: 141-149. 

KUBICKA H., PYZA A., WOLSKA-SOBCZAK A. 2009. Activity of chosen organic acids 

on the growth of rye seedlings treated with cadmium or lead ions. Ecol. Chem. 

and Engineering 16(7): 803-807. 

MAKSYMIEC W. 1997. Effect of copper on cellular processes in higher plants. Phytosynt. 

34(3): 321-342. 

MICHAUD A. M., CHAPPELLAZ C., HINSINGER P. 2008. Copper phototoxicity affects 

Root elongation and iron nutrition In durum wheat (Triticum turgidum durum L.). Plant, 

Soil 310: 151-165. 

OZTURUK L., EKER S., OZKUTLU F. 2003. Effect of cadmium on growth 

and concentrations of cadmium, ascorbic acid and sulphydryl groups in durum wheat 

cultivars. Turk. J. Agric. For. 27: 161-168. 

SZATNIK-KLOC A., Sokołowska Z., Hajnos M., Alekseeva T., Alekseev A. 2010. Wpływ 

pH oraz jonów Cu +2 i Zn +2 na zawartość wapnia w życie (Secale cereale L.). Acta Agrophysica 

15(1): 177-185. 

SWĘDRZYŃSKA D., SAWICKA A. 2010. Wpływ miedzi na bakterie z rodzaju Azospirillum 

występujące w ryzosferze siewek kukurydzy i pszenicy. Woda-Środowisko-Obszary 

Wiejskie t. 10, z. 2: 167-178. 

TIRYAKIOGLU M., EKER S., OZKUTLU F., HUSTED S., CAKMAK I. 2006. Antioxidant defense 

system and cadmium uptake in barley genotypes differing in cadmium tolerance. 

J. Trace Elem. Med. Biol. 20: 181-189. 

WÓJCIK A., TURKENDORF A. 1995. Strategia unikania stresu w odporności roślin na metale 

ciężkie. Wiadomości Botaniczne 39(3/4): 33-40. 

103


Mirosława Słaba*, Milena A. Piątek*, Jerzy Długoński* 

DEGRADACJA ALACHLORU PRZEZ MIKROSKOPOWY GRZYB 

STRZĘPKOWY PAECILOMYCES MARQUANDII W WARUNKACH 

NIEDOBORU TLENU I ZRÓŻNICOWANEGO ZASOLENIA 

ALACHLOR DEGRADATION BY MICROSCOPIC FILAMENTOUS 

FUNGUS PAECILOMYCES MARQUANDII IN THE CONDITIONS OF 

OXYGEN LIMITATION AND DIFFERENTIAL SALINITY 

Słowa kluczowe: alachlor, warunki mikroaerofilne, zasolenie, Paecilomyces marquandii. 

Key words: alachlor, microaerobic conditions, salinity, Paecilomyces marquandii. 

In the presented work the effect of some environmental conditions like oxygen limitation and 

NaCl presence on alachlor elimination by microscopic fungus P. marquandii was tested. In 

the microaerobic conditions, when the oxygen content reached 12 or even 6%, the growth 

was 2–3 times lower but 50–60% of the herbicide (50 mg/l) was eliminated by the fungus after 

7 days of incubations. 

Simultaneous presence of alachlor and NaCl (8.0 and 16 g/l) had also deleterious effect on 

the fungus growth. However, the herbicide degradation ability was higher in calculation per 

unit of dry mass (4.91 mg of substrate / 1 g in comparison to 3.66 mg/g). 

The obtained results show the possibility of P. marquandii application for alachlor degradation 

from polluted areas including marine environments with the low salinity e.g. the Baltic Sea. 


Alachlor (2’-6’-dietylo-N-(metoksymetylo)-chloroacetanilid) jest herbicydem anilidowym, 

powszechnie stosowanym w rolnictwie aż do początku XXI wieku, kiedy w sposób 

bezsporny wykazano jego właściwości ksenoestrogenne i zaliczono do EDCs (ang. Endocrine 

Disrupting Compounds), czyli substancji zakłócających prawidłowe funkcjonowanie 

* Dr Mirosława Słaba, mgr Milena Adela Piątek, prof. dr hab. Jerzy Długoński – Katedra 

Mikrobiologii Przemysłowej i Biotechnologii, Uniwersytet Łódzki, ul. Banacha 12/16, 90-237 

Łódź; tel.: 42 635 44 65; fax: 42 678 49 32; e-mail: jdlugo@biol.uni.lodz.pl 

104

Degradacja alachloru przez mikroskopowy grzyb strzępkowy Paecilomyces marquandii... 

układu hormonalnego ludzi i zwierząt [Tessier i Clark 1995; Quiang i in. 2010]. Ksenobiotyk 

ten jest dobrze rozpuszczalny w wodzie (242 mg/l, w temp. 20°C), szybko przenika do 

wód powierzchniowych i gruntowych oraz łatwo wiąże się zarówno ze składnikami osadów 

dennych, jak i składnikami gleby [Fava i in. 2000; Hladik i in. 2005; 2008]. Dlatego też wciąż 

istnieje realne ryzyko skażenia zbiorników wodnych alachlorem oraz jego toksycznymi pochodnymi 

[Chirnside i in. 2007; Chang i in. 2009]. 

Zgodnie z dyrektywą 2008/105/EC Parlamentu i Rady Europejskiej z roku 2008 (Official 

Journal of the European Union L 348/84, 24.12.2008) [Dyrektywa... 2008] oraz rozporządzeniem 

Ministra Środowiska Rzeczypospolitej Polskiej z dnia 2 lipca 2010 r. [Rozporządzenie 

Ministra Środowiska... 2010] alachlor został umieszczony na liście substancji 

szczególnie niebezpiecznych dla środowiska wodnego, które powinny być całkowicie z niego 

wyeliminowane. 

We wcześniejszej pracy autorów wykazano, że badany przez nas mikroskopowy grzyb 

strzępkowy Paecilomyces marquandii, w optymalnych warunkach wzrostu, jest zdolny do 

efektywnej (ponad 85%) degradacji alachloru, w czasie 7 dni hodowli, przy stężeniu wyjściowym 

ksenobiotyku 50 mg/l. Zidentyfikowane zostały również 2 produkty wytwarzane 

przez badany szczep w trakcie rozkładu alachloru [Słaba i in. 2009]. 

W warunkach naturalnych nie zawsze można zapewnić parametry optymalne z punktu 

widzenia wzrostu drobnoustrojów, czy biodegradacji ksenobiotyków. U grzybów, szczególnie 

istotną rolę w przebiegu tych procesów odgrywa dostępność tlenu oraz zasolenie 

środowiska. Dlatego w prezentowanej pracy sprawdzono, jaki wpływ na wysoką zdolność 

degradacyjną Paecilomyces marquandii ma ograniczenie dostępu tlenu oraz zwiększone 

zasolenie hodowli, spowodowane wprowadzeniem do badanych układów NaCl. 

2. MATERIAŁY I METODY 

Drobnoustrój. W badaniach użyto mikroskopowy grzyb strzępkowy Paecilomyces marquandii 

(Ascomycota), wchodzący w skład kolekcji szczepów Katedry Mikrobiologii Przemysłowej 

i Biotechnologii Uniwersytetu Łódzkiego, oznaczony numerem IM 6003. Szczep 

ten został uprzednio wyizolowany z odpadów poflotacyjnych huty metali nieżelaznych. 

Odczynniki. Alachlor (2’-6’-dietylo-N-(metoksymetylo)-chloroacetanilid) (Fluka) wprowadzano 

do hodowli w postaci stężonego roztworu etanolowego (10 mg/ml, w 96% alkoholu 

etylowym). NaCl (POCH) dodawano do hodowli w postaci uprzednio wyjałowianego, stężonego 

roztworu wodnego (250 mg/ml). 

Do ekstrakcji używano octanu etylu (POCH), a do odwadniania prób bezwodny siarczan 

sodu (Chempur). Zarówno w czasie przygotowywania prób, jak i do analizy chromatograficznej, 

stosowano rozpuszczalniki organiczne: metanol i acetonitryl (Baker). 

105

Mirosława Słaba, Milena Adela Piątek, Jerzy Długoński 

Hodowle P. marquandii z dodatkiem alachloru w warunkach deficytu tlenu i/lub 

w obecności NaCl. Zarodniki pochodzące z hodowli 7-, 10-dniowych, na skosach ZT, zmywano 

podłożem grzybowym Sabouraud. Zawiesinę zarodników, pozbawioną resztek grzybni, 

inkubowano w temperaturze 28°C w kolbach stożkowych o objętości 100 ml na wytrząsarce 

obrotowej (160 obr/min.). Po 24 godzinach pasażowano homogenną grzybnię (15% 

objętości) do nowej porcji podłoża i inkubowano przez kolejne 24 godziny. Szczegółowy tok 

przygotowania hodowli P. marquandii opisano we wcześniejszych pracach autorów [Słaba 

i Długoński 2004; Słaba i in. 2009; 2010]. 

Następnie do kolb z podłożem Sabouraud dodawano 0,1 ml stężonego roztworu alachloru, 

aby uzyskać w hodowlach wyjściowe stężenie herbicydu 50 mg/l i/lub odpowiednią 

objętość roztworu NaCl oraz inokulum (15%). Jednocześnie zakładano kontrole biotyczne, 

zawierające podłoże i inokulum, oraz kontrole abiotyczne, z samym podłożem i alachlorem 

lub podłożem, ksenobiotykiem i NaCl. 

Atmosferę niskotlenową (6 i 12% tlenu w badanych układach) uzyskiwano wykorzystując 

urządzenie do hodowli drobnoustrojów w warunkach beztlenowych i przy ograniczonej 

zawartości tlenu – Anoxomat Mark II VP System (firma Mart, Holandia). 

Postępowanie prowadzono według metody opracowanej przez producenta – firmę Mart 

Microbiology B.V. Drachten the Netherlads. Wszystkie hodowle i kontrole abiotyczne inkubowano 

w temperaturze 28°C, na wytrząsarce obrotowej (160 obr/min.). Po inkubacji biomasę 

sączono przez sączki, przepłukiwano 2 razy wodą dejonizowaną, suszono do stałej 

masy i wyznaczano suchą masę grzybni w g/l. 

Próby zawierające alachlor homogenizowano z dodatkiem 20 ml octanu etylu. Po trzykrotnej 

ekstrakcji rozpuszczalnikiem, odwodnieniu i odparowaniu na wyparce próżniowej 

próby rozpuszczano w 50% roztworze metanolu z dodatkiem kwasu mrówkowego i przygotowywano 

do analizy chromatograficznej. 

Analiza ilościowa zawartości alachloru. Oznaczenie ilościowe alachloru prowadzono 

przy użyciu zestawu HPLC MS/MS na chromatografie cieczowym Agilent1200 z detektorem 

masowym AB Sciex QTRAP 3200 i kolumną XDB C18, w następujących warunkach: 

faza ruchoma: acetonitryl: woda; przepływ 0,5 ml/min, wprowadzana objętość 10 µl. 

Wszystkie próby wykonano w trzech powtórzeniach. Uzyskane wyniki są średnią 

z trzech powtórzeń (± SD). 

WYNIKI I DYSKUSJA 

Na początku pracy określono wzrost mikroskopowego grzyba P. marquandii na podłożu 

Sabouraud w obecności alachloru i jednocześnie w warunkach niedoboru tlenu (rys. 1). 

106


Rys. 1. Zawartość biomasy P. marquandii w hodowlach prowadzonych z dodatkiem alachloru 

i przy różnej zawartości tlenu 

Fig. 1. P. marquandii biomass in cultures supplemented with alachlor and with a different content 

of oxygen 

Na podstawie uzyskanych wyników (rys. 1) można stwierdzić, że w warunkach limitacji 

tlenu wzrost grzyba był 2 do 3 razy słabszy (w porównaniu do układu kontrolnego, prowadzonego 

bez ograniczania dostępu tlenu do kolb). Obecność alachloru w środowisku przy 

stężeniu wyjściowym 50 mg/l, przy normalnej (21%) oraz ograniczonej (12 i 6%) zawartości 

tlenu w układzie hodowlanym, nie ograniczała przyrostu biomasy w znaczący sposób. 

Następnie zbadano zdolność P. marquandii do eliminacji herbicydu w atmosferze niskotlenowej 

(rys. 2). 

Rys. 2. Eliminacja alachloru przez P. marquandii w warunkach mikroaerofilnych 

Fig. 2. Alachlor elimination by P. marquandii in the microaerobic conditions 

107


Za 100% przyjęto zawartość ksenobiotyku, oznaczoną w kontrolach abiotycznych, zawierających 

podłoże i ksenobiotyk, poddanych takim samym procedurom jak próby badane, 

oprócz homogenizacji. 

Po 168 godzinach, w hodowlach kontrolnych prowadzonych bez ograniczania dostępu 

tlenu do układu następował prawie całkowity ubytek substratu (rys. 2). W warunkach kontrolowanego 

niedoboru tlenu w środowisku wzrostu grzyba z hodowli eliminowane było 50 

do 60% wyjściowej ilości alachloru. W literaturze opisano różne szczepy drobnoustrojów, 

w tym grzybów mikroskopowych, zdolnych do degradacji alachloru w warunkach tlenowych 

[Pothuluri i in. 1997; Stamper i Tuovinen 1998; Chirnside i in. 2007; Celis i in. 2008]. Dostępność 

tlenu jest bardzo ważnym czynnikiem środowiskowym, często limitującym degradację 

ksenobiotyków przez mikroorganizmy tlenowe, do których należy zdecydowana większość 

grzybów. Uzyskane wyniki świadczą o tym, że grzyb strzępkowy P. marquandii nawet w niekorzystnych 

warunkach, do jakich należy niedotlenienie środowiska, może eliminować nawet 

do 60% alachloru, przy stężeniu wyjściowym herbicydu 50 mg/l. 

W drugiej części pracy sprawdzono wpływ zasolenia na efektywność degradacji alachloru. 

W pierwszym etapie określono wpływ NaCl, w stężeniach od 8 do 40 g/l, na wzrost 

P. marquandii, w nieobecności i w obecności alachloru (stężenie wyjściowe 50 mg/l) (rys. 3). 

Rys. 3. Przyrost biomasy P. marquandii po 5 dniach hodowli na podłożu Sabouraud z dodatkiem 

alachloru i przy różnej zawartości NaCl 

Fig. 3. P. marquandii biomass after 5 days of cultures on Sabouraud medium supplemented with 

alachlor and with different NaCl concentrations 

Na podstawie wyników przedstawionych na rysunku 3 można stwierdzić, że zarówno 

ksenobiotyk (50 mg/l), jak i NaCl w badanym zakresie stężeń (8–40 g/l), dodawane do ho- 

108


dowli osobno nie wywoływały silnego ograniczenia wzrostu grzyba. Natomiast skojarzone 

działanie herbicydu i soli skutkowało ograniczeniem przyrostu biomasy do około 50%. Kontrola 

mikroskopowa preparatów pochodzących z 5-dniowych hodowli prowadzonych z dodatkiem 

alachloru i NaCl, ujawniła obecność licznych zarodników, w tym pozostających na 

etapie kiełkowania oraz strzępek krótszych w porównaniu do hodowli kontrolnej (rys. 4). 

Preparaty wykonane z prób zawierających tylko alachlor lub tylko NaCl nie różniły się 

w sposób znaczący od kontroli. Obserwacje te, podobnie jak wyniki przedstawione na rysunku 

Zasolenie 3, świadczą w centralnej o wzroście części toksyczności Bałtyku wynosi alachloru 7 do w 8 zasolonym g/l, natomiast środowisku. w części zachodniej 

(cieśnina Zasolenie Kattengat) w centralnej osiąga 16 części do 18 Bałtyku g/l [Wiktor wynosi i in. 7 do 1997]. 8 g/l, natomiast Mając na w części uwadze, zachodniej w dalszej 

części (cieśnina badań Kattengat) przeanalizowano osiąga 16 biodegradację do 18 g/l [Wiktor alachloru i in. 1997]. w obecności Mając 8 to oraz na uwadze, 16 g/l NaCl. w dalszej 

części badań przeanalizowano biodegradację alachloru w obecności 8 oraz 16 g/l NaCl. 

A 

B 

Rys. Rys. 4. 4. Zdjęcia Zdjęcia mikroskopowe mikroskopowe wykonane wykonane ze 120 ze h 120 hodowli godzin P. hodowli marquandii: P. marquandii: (A) kontrola (A) oraz kontrola (B) hodowla oraz 

prowadzona (B) hodowla w obecności prowadzona alachloru w obecności i NaCl (40 alachloru g/l) i NaCl (40 g/l) 

Fig. Fig. 4. 4. Photomicrographs of 120 of h-old 120 cultures h-old cultures of P. marquandii: of P. marquandii: (A) control (A) and control (B) culture and supplemented (B) culture supplemented 

and NaCl with (40 alachlor g/l) and NaCl (40 

with 

alachlor g/l) 

Kinetyka degradacji alachloru w obecności NaCl (8 i 16 g/l) przebiegała podobnie jak 

w układzie kontrolnym, niezawierającym dodatku soli (rys. 5). Biorąc jednak pod uwagę 

ograniczony o blisko 50% przyrost biomasy w układzie zawierającym herbicyd i NaCl 

(rys. 3), można wnosić, że zdolność degradacyjna grzyba (w przeliczeniu na jednostkę suchej 

masy) znacznie wzrosła ( z 3,66 mg substratu na 1 g do 4,91mg/g). 

W środowisku naturalnym NaCl występuje powszechnie, a nie tylko w środowisku morskim 

i w zależności od stężenia może mieć wpływ na aktywność degradacyjną drobnoustrojów. 

Mikroskopowy grzyb strzępkowy Cunninghamella elegans rozkłada szybciej tributylocynę 

(TBT) w podłożu zawierającym 14 g/l NaCl niż w podłożu bez dodatku soli. Procesowi 

109


temu towarzyszy również mniejsze nagromadzenie toksycznego produktu pośredniego: dibutylocyny 

(DBT) i zwiększenie zawartości praktycznie nietoksycznego końcowego produktu 

rozkładu – monobutylocyny (MBT) [Bernat i Długoński 2005]. 

Rys. 5. Wpływ różnych stężeń NaCl na ubytek alachloru z hodowli P. marquandii 

Fig. 5. Influence of different concentrations of NaCl on alachlor depletion from P. marquandii cultures 

PODSUMOWANIE 

Przedstawione w poprzednim rozdziale dane wyraźnie wskazują, że w warunkach silnie 

toksycznego oddziaływana zanieczyszczeń grzyby mikroskopowe uruchamiają mechanizmy 

pozwalające na odtoksycznienie środowiska i eliminację czynników ograniczających 

ich przetrwanie w skażonym środowisku. 

Analiza przedstawionych wyników pozwala sądzić, że mikroskopowy grzyb strzępkowy 

P. marquandii IM 6003 zachowuje zdolność do rozkładu alachloru w niekorzystnych warunkach, 

jakimi są: ograniczona dostępność tlenu i skojarzone działanie alachloru oraz NaCl 

i może być z powodzeniem wykorzystany do eliminacji toksycznego herbicydu w środowiskach 

charakteryzujących się zwiększonym stopniem zasolenia. 

PIŚMIENNICTWO i akty prawne 

BERNAT P., DŁUGOŃSKI J. 2005. Przekształcanie TBT przy udziale grzyba mikroskopowego 

Cunninghamella elegans w obecności NaCl. Inżynieria i Aparatura Chemiczna 4: 7–9. 

CELIS E., ELEFSINIOTIS P., SINGHAL N. 2008. Biodegradation of agricultural herbicides 

in sequencing batch reactors under aerobic or anaerobic conditions. Water Research 

42: 3218–3224. 

110


CHANG H.S., CHOO K.H., LEE B., CHOI S.J. 2009. The methods of identification, analysis, 

and removal of endocrine disrupting compounds (EDCs) in water. Journal of Hazardous 

Materials 172: 1–12. 

CHIRNSIDE A.E.M., RITTER W.F., RADOSEVICH M. 2007. Isolation of a selected microbial 

consortium from a pesticide – contaminated mix – load site soil capable of degrading 

the herbicides atrazine and alachlor. Soil Biology & Biochemistry. 39: 3056–3065. 

Dyrektywa Parlamentu i Rady Europejskiej 2008/105/EC z dnia 16 grudnia 2008 r. Oficjalne 

Czasopismo Unii Europejskiej L 348/84, 24.12.2008. 

FAVA L., BOTTONI P., CROBE A., FUNARI E. 2000. Leaching properties of some degradation 

products of alachlor and metolachlor. Chemosphere 41: 1503–1508. 

HLADIK M.L., BOUWER E.J., ROBERTS A.L. 2008. Neutral degradates of chloroacetamide 

herbicides: Occurrence in drinking water and removal during conventional water treatment. 

Water Research, 42: 4905–4914. 

HLADIK M.L., ROBERTS A.L., BOUWER E.J. 2005. Removal of neutral chloroacetamide 

herbicide degradates durning simulated unit processes for drinking water treatment. 

Water Research. 39: 5033–5044. 

POTHULURI J.V., FREEMAN J.P., EVANS F.E., MOORMAN T.B., CERNIGLIA C.E. 1997. 

Metabolism of alachlor by the fungus Cunninghamella elegans. Journal of Agricultural 

and Food Chemistry 41: 483–488. 

QIANG Z., LIU Ch., DONG B., ZHANG Y. 2010. Degradation mechanism of alachlor during 

direct ozonation and O 3 

/H 2 

0 2 

advanced oxidation process. Chemosphere 78: 517–526. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 2 lipca 2010. (Dz.U. Nr 138, poz. 934: 

11165–11166). 

SŁABA M., DŁUGOŃSKI J. 2004. Zinc and lead uptake by mycelium and regenerating protoplasts 

of Verticillium marquandii. World Journal of Microbiology & Biotechnology 20: 

323–328. 

SŁABA M., SZEWCZYK R., BERNAT P., DŁUGOŃSKI J. 2009. Simultaneous toxic action 

of zinc and alachlor resulted in enhancement of zinc uptake by the filamentous fungus 

Paecilomyces marquandii. Science of the Total Environment. 407: 4127–4133. 

SŁABA M., WROŃSKA N., FELCZAK A., DŁUGOŃSKI J. 2010. Zastosowanie grzyba 

strzępkowego Paecilomyces marquandii do jednoczesnej eliminacji cynku i związków 

cynoorganicznych. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 42: 62–71. 

STAMPER D.M., TUOVINEN O.H. 1998. Biodegradation of the acetanilide herbicides alachlor, 

metolachlor and propachlor. Critical Reviews in Microbiology 24: 1–22. 

TESSIER D.M., CLARK J.M. 1995. Quantitative assessment of the mutagenic potential of 

environmental degradative products of alachlor. Journal of Agricultural and Food Chemistry 

43: 2504–2512. 

WIKTOR K., WĘCŁAWSKI J.M., ŻMIJEWSKA M.I. 1997. Biogeografia Morza. Wydawnictwo 

Uniwersytetu Gdańskiego, Gdańsk. 

111


Anna Jasińska* * , Katarzyna Paraszkiewicz * 

CHARAKTERYSTYKA PROCESU SORPCJI ZIELENI MALACHITOWEJ 

ORAZ JONÓW KADMU, CYNKU I OŁOWIU PRZEZ ODPADOWY 

MAKUCH RZEPAKOWY 

CHARACTERISTIC OF MALACHITE GREEN AND Cd, Zn, Pb IONS 

SORPTION BY AUTOCLAVED RAPESEED OIL CAKE WASTE 

Słowa kluczowe: dekoloryzacja, sorpcja, zieleń malachitowa, metale ciężkie, makuch rzepakowy. 

Key words: decolorization, sorption, malachite green, heavy metals, rapeseed oil cake. 

Because of a high nutrient content rapeseed oil cake is used to prepare low-cost growth 

media for microscopic fungal strains cultivation. Waste obtained during this process – autoclaved 

rapeseed oil cake was used as a sorbent of heavy metal ions and industrial dye - 

malachite green (BG4). Zero charge point value for an aqueous suspension of rapeseed oil 

cake was established in the pH 6,5. In pH values of the dye solution ranging from 5 to 8, 

decolorization of malachite green by rapeseed oil cake was constant (94%). BG4 sorption 

equilibrium (10 mg/l) by rapeseed oil cake (the content of sorbent 10 g/l) was reached after 

30 minutes of incubation of the sorbent in a BG4 solution. It was observed that high decolorization 

efficiency of BG4 solution (90%) was obtained in solutions containing the dye at 

the concentration of 100 mg/l. The presence of cadmium, lead and zinc ions (100 mg/l) inhibited 

decolorization of BG4 (50 mg/l) to the level of 57, 65 and 77%. The sorption of three 

heavy metal ions (100 mg/l) from BG4 solutions (50 mg/l) was also assessed. Removal of 

Zn, Cd, Pb ions by the rapeseed oilcakes achieved 81, 88 and 97%, respectively. The obtained 

results indicate that autoclaved rapeseed oil cake can be a cheap and effective sorbent 

of malachite green and heavy metals ions (primarily lead). 

* Mgr Anna Jasińska, dr hab. Katarzyna Paraszkiewicz – prof. UŁ; Katedra Mikrobiologii 

Przemysłowej i Biotechnologii, Uniwersytet Łódzki; ul. Banacha 12/16, 90-237 Łódź; 

tel.: 42 635 41 49; e-mail: ajas@biol.uni.lodz.pl 

112

Charakterystyka procesu sorpcji zieleni malachitowej oraz jonów kadmu, cynku i ołowiu... 


Wytłoki roślin oleistych (makuchy) używane są często jako dodatki do pasz, nawozy 

organiczne, środki wzmagające pobieranie azotu przez rośliny czy zapobiegające nitryfikacji 

gleby [Omar 2002; Jothi i in. 2004]. Jednak ze względu na zawartość składników 

odżywczych, takich jak węglowodany (celuloza, hemiceluloza, skrobia), tłuszcze, białka 

i witaminy mogą stanowić tani surowiec do przygotowania podłóż mikrobiologicznych. 

Z tego względu makuchy wykorzystywane są do otrzymywania biomasy drobnoustrojów 

oraz w procesach mikrobiologicznej produkcji enzymów, kwasów organicznych czy 

antybiotyków [Ramachandran i in. 2007]. Ze względu na właściwości fizykochemiczne, 

makuchy – podobnie jak inne odpady rolno-spożywcze – mogą być używane jako sorbenty 

w procesach bioremediacji i biologicznej detoksykacji niebezpiecznych związków 

organicznych (pestycydów, barwników przemysłowych) oraz jonów metali ciężkich [Gupta, 

Suhas 2009]. 

Barwniki przemysłowe, dostające się do środowiska naturalnego w postaci ścieków, 

stanowią poważne zagrożenie dla wszystkich organizmów żywych. Występowanie barwników 

w wodzie, nawet w niskich stężeniach, powoduje znaczące zahamowanie fotosyntezy, 

ze względu na niską przenikalność światła oraz niewielką rozpuszczalność gazów [Laxminarayana 

i in. 2010]. Bardzo często ich obecność może wywołać u organizmów żywych 

efekt toksyczny, mutagenny i/lub kancerogenny [Vaithanomsat i in. 2010]. Przykładem takiego 

barwnika jest zieleń malachitowa (pigment trójfenylometanowy), dla której udowodnione 

szkodliwe działanie obejmuje m.in. uszkodzenie chromosomów, zaburzenie działania 

enzymów oddechowych oraz niekorzystny wpływ na funkcjonowanie wątroby, nerek i układu 

rozrodczego [Srivastava i in. 2003]. 

Barwniki przemysłowe ze względu na złożoną strukturę cząsteczek, często o charakterze 

aromatycznym, odznaczają się wysoką stabilnością oraz opornością na rozkład chemiczny 

i biologiczny. Zazwyczaj towarzyszą im wtórne zanieczyszczenia, takie jak jony 

metali ciężkich [Solecka, Ledakowicz, 2005]. Ze względu na wysoką efektywność jedną 

z najpopularniejszych metod eliminacji barwników ze ścieków przemysłowych jest adsorpcja. 

Do najczęściej stosowanych sorbentów tej grupy związków należy węgiel aktywny, 

jednak z powodu wysokiego kosztu jego użycia poszukiwane są nowe, tańsze materiały 

sorpcyjne. Prowadzone są badania nad wykorzystaniem w tym celu odpadów, takich jak: 

wióry drzewne, pestki i skórki owoców, biomasa bakteryjna i grzybowa lub glina [Bhatnagar, 

Sillanpaa 2010]. 

Makuch rzepakowy stosowany jest w pracach naszej Katedry do otrzymywania tanich 

podłóż mikrobiologicznych, używanych do hodowli grzybów strzępkowych. Uzyskiwany 

podczas tego procesu odpad – autoklawowany makuch rzepakowy wykorzystano w niniejszej 

pracy jako adsorbent zieleni malachitowej oraz jonów cynku, kadmu i ołowiu. 

113

Anna Jasińska, Katarzyna Paraszkiewicz 


W pracy stosowano zieleń malachitową (ang. Basic Green 4 – BG4). Barwnik (techniczny 

stopień czystości) uzyskano z zakładu Boruta – Zachem Kolor Sp. z o.o. w Zgierzu. Dane 

dotyczące BG4 zamieszczono w tabeli 1. 

Tabela 1. Charakterystyka zieleni malachitowej 

Table 1. Malachite green characterization 

Skrót 

Nazwa 

komerycjna 

Nazwa C.I.* 

Grupa 

chemiczna 

Klasa 

(chromoforowa) 

l max 

, nm 

BG4 

Basic green 4 

Zasadowa 

Zieleń malachitowa 

Trójfenylometanowa 

615 

Objaśnienia: * C.I. – rejestr wszystkich aktualnie wytwarzanych barwników (ang. Colour Index). 

2.1. Przygotowanie biosorbentu 

Granulat makucha rzepakowego pochodził z firmy Bio-Tech Ltd Sp. z o.o. w Gorczynie. 

Charakterystykę składu chemicznego surowego makucha rzepakowego przedstawiono 

w tabeli 2. 

W celu przygotowania podłoża mikrobiologicznego wodną zawiesinę makucha poddawano 

sterylizacji w autoklawie (117°C, 20 minut), a następnie sączono na bibule 

filtracyjnej. Uzyskany wyciąg z makucha rzepakowego stosowano w Katedrze Mikrobiologii 

Przemysłowej i Biotechnologii UŁ jako podłoże wzrostowe do produkcji biomasy 

wybranych, mikroskopowych grzybów strzępkowych. Powstający odpad określany 

mianem makuch autoklawowany przemywano trzykrotnie wodą dejonizowaną i suszono 

w temp. 70ºC do stałej masy. Przed wykorzystaniem jako biosorbenta zieleni malachitowej 

oraz jonów kadmu, cynku i ołowiu makuch rozdrabiano do uzyskania cząstek 

o wielkości 200–650 µm. 

Tabela 2. Skład chemiczny makucha rzepakowego (Bio-Tech Ltd sp. z o.o., Gorczyn, Polska) 

Table 2. Chemical composition of rapeseed oil cake (Bio-Tech Ltd sp. z o.o., Gorczyn, Poland) 

Składnik Udział w suchej masie, % 

Wilgotność 8,02 

Tłuszcz całkowity 8,50 

Włókno całkowite 9-10 

Białko całkowite 35 

114


2.2. Wyznaczanie punktu ładunku zerowego 

Porcje biosorbenta o masie 250 mg inkubowano w 25 ml roztworów różniących się wyjściową 

wartością pH (od 3 do 10). Inkubację prób prowadzono w temp. 28ºC na wytrząsarce 

obrotowej przy (120 obr/min). Po 24 godzinach inkubacji wyznaczono wartość pH zawiesiny. 

2.3. Badanie czynników wpływających na wydajność procesu dekoloryzacji 

roztworów zieleni malachitowej przez autoklawowany makuch rzepakowy 

W pracy oceniono wpływ pH, czasu kontaktu, wyjściowego stężenia barwnika oraz 

obecności jonów metali ciężkich na wydajność dekoloryzacji roztworów zieleni malachitowej 

przez autoklawowany makuch rzepakowy. Sposób przygotowania prób w poszczególnych 

wariantach badania opisano w punktach 2.3.1. – 2.3.4. Proces sorpcji 

prowadzono w 28ºC, na wytrząsarce obrotowej (120 obr/min). Po odpowiednim czasie, 

określonym warunkami doświadczenia, próby wirowano (3000 x g, 30 min) i mierzono 

absorbancję supernatantu przy długości fali 615 nm, używając spektrofotometru Specord 

200 (Analytik, Jena). Dekoloryzację (D) wodnych roztworów barwnika obliczano z następującej 

zależności: 

D, % = [(A 0 

–A t 

)/A 0 

]*100% 

gdzie: A t 

– absorbancja próby po inkubacji, A 0 

– absorbancja próby przed inkubacją. 

2.3.1. Wpływ pH 

Porcje biosorbenta o masie 250 mg zawieszono w roztworach zieleni malachitowej 

(10 mg/l) o objętości 25 ml i pH 4; 5; 6; 7 oraz 8. Inkubację prób prowadzono przez 

2 godziny. Dekoloryzację roztworu barwnika wyznaczano zgodnie z pkt. 2.3. 

2.3.2. Wpływ czasu kontaktu 

Porcje biosorbenta o masie 250 mg zawieszono w roztworach zieleni malachitowej (10 

mg/l) o objętości 25 ml i pH 6,5. Czas trwania inkubacji dla poszczególnych prób wynosił od 

5 do 180 minut. Dekoloryzację roztworu barwnika wyznaczano zgodnie z pkt. 2.3. 

2.3.3. Wpływ stężenia barwnika 

Porcje biosorbenta o masie 250 mg zawieszano w roztworach zieleni malachitowej 

o objętości 25 ml, różniących się wyjściowym stężeniem barwnika (od 10 do 500 mg/l). Wyj- 

115


ściowy odczyn roztworów wynosił 6,5. Inkubacje prowadzono 1 godzinę. Dekoloryzację roztworu 

barwnika wyznaczano zgodnie z pkt 2.3. 

2.3.4. Wpływ obecności jonów metali ciężkich 

Porcje biosorbenta o masie 250 mg zawieszano w roztworach o objętości 25 ml zawierających 

zieleń malachitową w stężeniu 10 mg/l oraz jony wybranego metalu ciężkiego 

w stężeniu 100 mg/l. Po 2 godzinach inkubacji próby wirowano, mierzono absorbancje uzyskanych 

supernatantów i oceniano efektywność dekoloryzacji zgodnie z pkt 2.3. 

2.4. Badanie usuwania jonów kadmu cynku i ołowiu z roztworów zieleni 

malachitowej przez autoklawowany makuch rzepakowy 

Próby przygotowano zgodnie z pkt 2.3.4. Po zakończeniu procesu sorpcji barwnika dodatkowo 

oznaczono zawartość jonów metalu w supernatancie. W tym celu 2 ml supernatantu poddawano 

mineralizacji z użyciem mieszaniny kwas azotowy: kwas nadchlorowy (4:1) [Kubiak i in. 

2009]. Zawartość metalu w próbie określano za pomocą spektrometru adsorpcji atomowej Spektra 

300 (Varian) w Laboratorium Technik Komputerowych i Analitycznych Wydziału BiOŚ UŁ. 


Charakterystyka adsorbentów zazwyczaj obejmuje wyznaczanie punktu ładunku zerowego 

(ang. point of zero charge — PZC). Jednym ze sposobów wyznaczania PZC jest ustalenie 

zmian pH roztworu po wprowadzeniu do niego silnie rozdrobnionego sorbenta. Gdy początkowa 

wartość pH zawiesiny badanego materiału jest równa pH zawiesiny po 24 godzinach inkubacji 

(ΔpH = pH końcowe – pH początkowe = 0), wartość ta określana jest jako PZC. W punkcie 

PZC powierzchnia ciała stałego nie ma wypadkowego ładunku elektrycznego [Sposito 1998]. 

Znajomość PZC pozwala wstępnie ocenić rodzaj grup funkcyjnych i ich potencjalne interakcje 

z jonami barwnika w roztworze. Adsorbenty mające punkt ładunku zerowego przy 

niskich wartościach pH, efektywniej wiążą barwniki kwasowe, dzięki większej liczbie dodatnio 

naładowanych grup funkcyjnych na swojej powierzchni. 

Na podstawie uzyskanych wyników (tab. 3) stwierdzono, że obecność makucha rzepakowego 

w roztworach wodnych o pH od 3 do 10 powoduje po 24 godzinach inkubacji stabilizację 

odczynu w granicach 6–7. Dla wodnej zawiesiny makucha rzepakowego wartość 

punktu ładunku zerowego powierzchni ustalono w pH 6,5. W badaniach prowadzonych 

przez Palma i in. [2010] punkt ładunku zerowego dla skórek od bananów ustalił się przy pH 

2,5. Z kolei Ahmad i Kumar [2010] wyznaczyli wartość PZC=6 dla skórek imbiru. Uzyskane 

wyniki wskazały, że autoklawowany makuch rzepakowy charakteryzuje zbliżona zawartość 

ujemnie i dodatnio naładowanych grup funkcyjnych. 

116


Tabela 3. Wpływ początkowej wartości pH wodnej zawiesiny autoklawowanego makuchu rzepakowego 

(10 g/l) na wartość pH tej zawiesiny po 24 godz. inkubacji 

Table 3. Effect of the initial pH value of aqueous suspension of autoclaved rapeseed cake 

(10 g/l) on the pH of the suspension after a 24 h of incubation 

pH początkowe pH końcowe Δ pH 

3 6 3 

4 6,3 2,3 

5 6,05 1,05 

6 6,2 0,2 

ujemnie i dodatnio 7 naładowanych 6,85grup funkcyjnych. - 0,15 

8 6,05 - 1,95 

9 6,35 - 2,65 

10 7,2 - 2,8 

2,5. Z kolei Ahmad i Kumar [2010] wyznaczyli wartość PZC=6 dla skórek imbiru. U 

wyniki wskazały, że autoklawowany makuch rzepakowy charakteryzuje zbliżona za 

W kolejnym etapie wyznaczono odczyn pH roztworu zieleni malachitowej spr 

dekoloryzacji tego barwnika przy udziale autoklawowanego makucha rzepakowego 

podstawie wyników przedstawionych na rysunku 1 stwierdzono, że wraz ze wzroste 

W kolejnym etapie wyznaczono odczyn pH roztworu zieleni malachitowej sprzyjający 

dekoloryzacji tego barwnika przy udziale autoklawowanego makucha rzepakowego. Na 

roztworów barwnika od 4 do 8 wydajność dekoloryzacji maleje z 96% do 94. 

podstawie wyników przedstawionych na rysunku 1 stwierdzono, że wraz ze wzrostem pH 

Franca i wsp. [2010], którzy badali adsorpcję zieleni malachitowej na ziarnach 

roztworów barwnika od 4 do 8 wydajność dekoloryzacji maleje z 96% do 94. 

również nie wykazali istotnych różnic w efektywności wiązania barwnika z roztwor 

Franca i wsp. [2010], którzy badali adsorpcję zieleni malachitowej na ziarnach kawy, 

początkowym pH od 5 do 9. Ze względu na wyznaczoną wcześniej wartość PZC w 

również nie wykazali istotnych różnic w efektywności wiązania barwnika z roztworów o początkowym 

pH od 5 do 9. Ze względu na wyznaczoną wcześniej wartość PZC w dalszych 

etapach badań stosowano roztwory zieleni malachitowej o pH 6,5. 

etapach badań stosowano roztwory zieleni malachitowej o pH 6,5. 

100 

Dekoloryzacja [%] 

96 

92 

88 

84 

80 

3 4 5 6 7 8 9 

Wyjściowe pH roztworu 

Rys. 1. Rys. Wpływ 2. wyjściowej Wpływ wyjściowej wartości pH wartości wodnej pH zawiesiny wodnej biosorbenta zawiesiny biosorbenta (10 g/l) na wydajność (10 g/l) na dekoloryzacji 

roztworów BG4 (10 mg/l) po 2 godz. inkubacji 

wydajność deko 

roztworów BG4 (10 mg/l) po 2 godz. inkubacji 

Fig. 1. Effect of the initial pH value of aqueous suspension biosorbent (10 g/l) on the decolorization 

of BG4 solution (10 mg/l) after 2 h of incubation 

Fig. 2. Effect of the initial pH value of aqueous suspension biosorbent (10 g/l) on the decolorizatio 

solution (10 mg/l) after 2 h of incubation 

117 

W celu określenia wpływu czasu kontaktu biosorbenta z zielenią malachitową 

wydajność dekoloryzacji roztworów barwnika próby o zawartości biosorbenta 10 g/


W celu określenia wpływu czasu kontaktu biosorbenta z zielenią malachitową na 

wydajność dekoloryzacji roztworów barwnika próby o zawartości biosorbenta 10 g/l 

i stężeniu barwnika 10 mg/l inkubowano od 5 do 180 minut. Uzyskane wyniki przedstawiono 

na rysunku 2. Stwierdzono, że stan równowagi polegający na wysyceniu makucha 

zielenią malachitową został osiągnięty po 30 minutach kontaktu sorbenta z barwnikiem. 

Poziom dekoloryzacji mieścił się w granicach 94–95%. Na podstawie uzyskanych 

wyników stwierdzono, że 60-minutowa inkubacja zapewnia wystarczający czas kontaktu 

z barwnikiem. Mittal [2006] wykazał, że najwyższa eliminacja zieleni malachitowej 

z roztworów o wyjściowym stężeniu 0,04 mM przez kurze pióra wymaga 90-minutowego 

czasu kontaktu. 

100 


95 

90 

85 

80 

75 

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 

Czas kontaktu [min] 

Rys. 2. Wpływ Rys. czasu 3. kontaktu Wpływ BG4 czasu (10 kontaktu mg/l) z biosorbentem BG4 (10 mg/l) (10 z biosorbentem g/l) na wydajność (10 dekoloryzacji g/l) na wydajność dekolor 

Fig. 2. Effect of contact time of BG4 (10 mg/l) with biosorbent (10 g/l) on decolorization efficiency 

Fig. 3. Effect of contact time of BG4 (10 mg/l) with biosorbent (10 g/l) on decolorization ef 

Wydajność dekoloryzacji istotnie zależy od wyjściowego stężenia barwnika. Dlatego też 

Wydajność dekoloryzacji istotnie zależy od wyjściowego stężenia barwn 

w kolejnym etapie badań biosorbent w ilości 10 g/l zawieszono w roztworach 

w kolejnym etapie badań biosorbent w ilości 10 g/l zawieszono w roztworach zieleni malachitowej 

o pH 6,5 i stężeniu wyjściowym od 10 do 1000 mg/l. Inkubację prób prowadzono 

przez 1 godzinę. 

malachitowej o pH 6,5 i stężeniu wyjściowym od 10 do 1000 mg/l. Inkubację 

prowadzono przez 1 godzinę. 

Najwyższą wydajność dekoloryzacji (96%) uzyskano w roztworze o wyjściowym stężeniu 

barwnika 40 mg/l (rys. 3). Wysoki poziom dekoloryzacji (powyżej 90%) wyznaczono dla 

Najwyższą wydajność dekoloryzacji (96%) uzyskano w roztworze o wyj 

makucha zawieszonego w roztworach zawierających zieleń malachitową w stężeniu wyjściowym 

do 100 mg/l. W próbach o wyższej zawartości barwnika wydajność dekoloryzacji 

stężeniu barwnika 40 mg/l (rys. 4). Wysoki poziom dekoloryzacji (powyżej 90 

wyznaczono dla makucha zawieszonego w roztworach zawierających zieleń m 

stopniowo malała. Chowdhury i in. [2011] wykazali, że efektywność eliminacji zieleni malachitowej 

na łuskach ryżu (1 g/l) po 2 godzinach inkubacji spada o ok. 10% przy wzroście stężenia 

barwnika z 10 na 100 mg/l. Zależność ta tłumaczona jest ograniczoną liczbą miejsc 

stężeniu wyjściowym do 100 mg/l. W próbach o wyższej zawartości barwnika 

aktywnych na powierzchni adsorbenta. 

dekoloryzacji stopniowo malała. Chowdhury i in. [2011] wykazali, że efektyw 

118 

zieleni malachitowej na łuskach ryżu (1 g/l) po 2 godzinach inkubacji spada o 

wzroście stężenia barwnika z 10 na 100 mg/l. Zależność ta tłumaczona jest og

zieleni malachitowej na łuskach ryżu (1 g/l) po 2 godzinach inkubacji spada o o 

wzroście stężenia barwnika z 10 na 100 mg/l. Zależność ta tłumaczona jest ogra 


miejsc aktywnych na powierzchni adsorbenta. 

100 


80 

60 

40 

20 

0 

0 100 200 300 400 500 

BG4 [mg/l] 

Rys. 3. Wpływ Rys. wyjściowego 4. Wpływ stężenia wyjściowego BG4 (od stężenia 10 do BG4 1000 (od mg/l) 10 do na 1000 wydajność mg/l) na dekoloryzacji wydajność dekoloryzacji 

przez autoklawowany makuch rzepakowy makuch (10 rzepakowy g/l) po 1 godz. (10 g/l) inkubacji po 1 godz. inkubacji 

Fig. 3. Effect of the initial concentration of BG4 (10 to 1000 mg/l) on the decolorization by autoclaved 

rapeseed oil cake (10 g/l) after 1 h of incubation 

Fig. 4. Effect Bardzo of the często initial w concentration ściekach przemysłowych of BG4 (10 to 1000 barwnikom mg/l) on the towarzyszą decolorization jony by ma 

oil takich cake (10 jak: g/l) miedź, after 1h nikiel, of incubation ołów, chrom, cynk czy kadm. Dlatego w kolejnym eta 

Bardzo często w ściekach przemysłowych barwnikom towarzyszą jony metali ciężkich, 

określono wpływ jonów metali ciężkich (Zn 2+ , Cd 2+ , Pb 2+ ) na wydajność wiązan 

takich jak: miedź, nikiel, ołów, chrom, cynk czy kadm. Dlatego w kolejnym etapie badań 

malachitowej przez autoklawowany makuch rzepakowy(rys. 5). Stwierdzono, ż 

jonów metali ma niekorzystny wpływ na dekoloryzację roztworów barwnika. D 

określono wpływ jonów metali ciężkich (Zn 2+ , Cd 2+ , Pb 2+ ) na wydajność wiązania zieleni malachitowej 

przez autoklawowany makuch rzepakowy (rys. 4). Stwierdzono, że obecność 

zieleni malachitowej w nieobecności BG4 wynosiła 94%. Dodatek jonów cynku 

jonów metali ma niekorzystny wpływ na dekoloryzację roztworów barwnika. Dekoloryzacja 

zieleni malachitowej w nieobecności BG4 wynosiła 94%. Dodatek jonów cynku, kadmu 

ołowiu obniżył dekoloryzację barwnika do poziomu odpowiednio 57; 65 oraz 7 

i ołowiu obniżył dekoloryzację barwnika do poziomu odpowiednio 57; 65 oraz 77%. 

100 


80 

60 

40 

20 

0 

Bez metalu Zn Cd Pb 

Rys. 4. Wpływ jonów metali ciężkich (100 mg/l) na dekoloryzację roztworów BG4 (50 mg/l) przez 

Rys. 5. Wpływ jonów metali ciężkich (100 mg/l) na dekoloryzację roztworów BG4 (50 mg/l) 

autoklawowany makuch rzepakowy po 2 godz. inkubacji 

autoklawowany makuch rzepakowy po 2 godz. inkubacji 

Fig. 4. Effect of the heavy metal ions (100 mg/l) on decolorization of BG4 solution (50 mg/l) by 

autoclaved 

Fig. 

rapeseed 

5. Effect 

cake 

of 

after 

the heavy 

2 h of 

metal 

incubation 

ions (100 mg/l) on decolorization of BG4 solution (50 mg/l) 

rapeseed cake after 2h of incubation 

119 

Zbadano także usuwalność jonów Zn 2+ , Cd 2+ , Pb 2+ z roztworów zieleni ma 

przy użyciu makucha (rys. 6). Wyniki badań pozwoliły uszeregować te metale p


Zbadano także usuwalność jonów Zn 2+ , Cd 2+ , Pb 2+ z roztworów zieleni malachitowej 

przy użyciu makucha (rys. 5). Wyniki badań pozwoliły uszeregować te metale pod względem 

efektywności usuwania: Pb 2+ >Cd 2+ >Zn 2+ . Najlepiej wiązanym metalem były jony ołowiu. 

Dla makucha wartość ta wynosiła 97%. Ricordel i wsp. [2001] uzyskali zbliżone wyniki 

w swojej pracy dotyczącej łupin orzeszków ziemnych, będących adsorbentem metali ciężkich. 

W pracy tej wykazano wyższe powinowactwo adsorbenta do jonów ołowiu niż do jonów 

innych metali ciężkich. Zdecydowanie silniejsza sorpcja ołowiu, może być tłumaczona 

wysoką stabilnością jonów Pb 2+ wiążących się z ligandami na powierzchni bioadsorbenta 

[Zoboulis i in. 1999]. Większe powinowactwo sorbenta do ołowiu może być także spowodowane 

większymi rozmiarami jonów Pb 2+ w porównaniu z jonami Zn 2+ i Cd 2+ [Angyal 1989]. 

Uzyskane wyniki wskazują, że ołów wiąże się z innymi grupami funkcyjnymi na powierzchni 

makucha niż zieleń malachitowa. 

100 

Usuwalność metali [%] 

80 

60 

40 

20 

0 

Zn Cd Pb 

Rys. 5. Eliminacja Rys. jonów 6. metali Eliminacja ciężkich jonów (100 mg/l) metali z roztworów ciężkich (100 BG4 (50 mg/l) mg/l) z roztworów po 2 godz. inkubacji BG4 (50 mg/l) po 2god 

Fig. 5. Heavy metal Fig. (100 6. mg/l) Heavy elimination metal (100 from mg/l) BG4 elimination solutions (50 from mg/l) BG4 after solutions 2 h of incubation (50 mg/l) after 2h of inc 

4. PODSUMOWANIE I WNIOSKI 

4. Podsumowanie i wnioski 

W pracy wykazano, ze autoklawowany makuch rzepakowy char 

wydajność wiązania zieleni malachitowej oraz jonów metali ciężkich (g 

W pracy wykazano, ze autoklawowany makuch rzepakowy charakteryzuje wysoka wydajność 

wiązania zieleni malachitowej oraz jonów metali ciężkich, (głównie ołowiu. Tym samym 

badany odpad może stanowić tanią alternatywę dla węgla aktywnego stosowanego 

Tym samym badany odpad może stanowić tanią alternatywę dla węgla 

w oczyszczaniu barwnych ścieków przemysłowych. 

stosowanego w oczyszczaniu barwnych ścieków przemysłowych. 

120 


AHMAD R., KUMAR R. 2010. Adsorption studies of hazardous malachite 

ginger waste. Journal of Environmental Management 91:1032–1038. 

ANGYAL S.J. 1989. Complexes of metal cations with carbohydrates in sol



AHMAD R., KUMAR R. 2010. Adsorption studies of hazardous malachite green onto treated 

ginger waste. Journal of Environmental Management 91:1032–1038. 

Angyal S.J. 1989. Complexes of metal cations with carbohydrates in solution. Advances 

in Carbohydrate. Chemistry and Biochemistry 47: 1–43. 

Bhatnagar A., Sillanpaa M. 2010. Utilization of agro-industrial and municipal waste 

materials as potential adsorbents for water treatment - A review. Chemical Engineering 

Journal 157: 277–296. 

Chowdhury S., Mishra R., Saha P., Kushwaha P. 2011. Adsorption thermodynamics, 

kinetics and isosteric heat of adsorption of malachite green onto chemically modified 

rice husk. Desalination 265: 159–168. 

FRANCA A.S., OLIVEIRA L.S.,NUNES A.A. 2010. Malachite Green Adsorption by a Residue-based 

Microwave-activated Adsorbent. CLEAN – Soil, Air, Water 38: 843–849 

Gupta V.K., Suhas. 2009. Application of low-cost adsorbents for dye removal - A review. 

Journal of Environmental Management 90: 2313–2342. 

JOTHI G., BABU R.S., RAMAKRISHNA S., RAJENDRAN G. 2004. Management of root lesion 

nematode, Pratylenchus dellatrei in crossandra using oil cake. Bioresource Technology 

93: 257–259. 

Kubiak A., Paraszkiewicz K., Długoński J. 2009. The ability of filamentous fungus 

isolated from polluted soil to heavy metals uptake and xenobiotics degradation. Ochrona 

Środowiska i Zasobów Naturalnych 40: 321–330. 

LAXMINARAYANA E., THIRUMALA CHARY M., RANDHEER KUMAR M., SINGARA CHA- 

RYA A. 2010. Decolourisation and biodegradation of sulphonated azo dyes by fungi to 

clean dye contaminated soil environments. Journal of Natural and Environmental Science 

1: 35–42. 

OMAR J.M.A. 2002. Effects of feeding different levels of sesame oil on performance and digestibility 

of Awassi lambs. Small Ruminant Res. 46: 187–190. 

Palma C., Contreras E., Urra J., Martinez M.J. 2010. Eco-friendly technologies 

based on banana peel use for the decolourization of the dyeing process wastewater. 

Waste Biomass Valorization Journal 2: 77–86. 

Ramachandran S., Singh S.K., Larroche C., Soccol C.R., Pandey A. 2007. 

Oil cakes and their biotechnological applications-a review. Bioresource Technology 98: 

2000–2009. 

Ricordel S., Taha S., Cisse I., Dorange G. 2001. Heavy metals removal by adsorption 

onto peanut husks carbon: characterization, kinetic study and modeling. Separation 

and Purification Technology 24: 389–401. 

Solecka M., Ledakowicz S. 2005. Biologiczne procesy oczyszczania barwnych ścieków 

włókienniczych. Biotechnologia 2:103–124. 

121


SPOSITO G. 1998. On Points of zero charge. Environmental Science and Technology 32: 

2815–2819. 

Srivastava S., Sinha R., Roy D. 2003. Toxicological effects of malachite green. Aquatic 

Toxicology 66: 319–329. 

Vaithanomsat P., Apiwatanapiwat W., Petchoy O., Chedchant J. 2010. Decolorization 

of reactive dye by white-rot fungus Datronia sp. KAPI0039. Kasetsart Journal 

of Natural Science 44: 879–890. 

Zouboulis A., Rousou E.G., Matis K. A. 1999. Removal of toxic metals from aqueous 

mixtures. Part 1: Biosorption. Journal of Chemical Technology & Biotechnology 74: 

429–436. 

122


Maciej Niedzielski*, Konrad Woliński** 

Ocena możliwości hartowania pąków spoczynkowych 

grusz dla wzrostu odporności na zamrażanie w ciekłym 

azocie 

Assessment of putative effect of pear dormant bud 

hardening on increase of resistance to liquid nitrogen 

freezing 

Słowa kluczowe: metody kriogeniczne, paki spoczynkowe, hartowanie, grusze, 

Pyrus communis L. 

Key words: cryogenic methods, dormant buds, hardening, pears, Pyrus communis L. 

Assessment of putative effect of pear dormant bud hardening on increase of resistance to 

liquid nitrogen freezing. 

Freezing in liquid nitrogen method let for the long-term storage alive of different biological 

materials. Concerning of plants it make possible to conserve with minimal costs and maintaining 

genetic stability different materials , which are difficult to preservation in forms different 

than living plants. It is especially important for ex-situ conservation of many plant 

species. Viability maintenance after liquid nitrogen freezing is a result of different cryoprotective 

treatment application and their optimization. The cryo-storage method might be used 

for dormant bud storage of many plant species. It might be a effective method for genetic 

resources conservation of orchard plants like pears. Apart of optimization of freezing procedure, 

plant material hardening (at -2 o C) might be used for resistance to liquid nitrogen 

freezing increase. Preliminary results presented showed significant positive effect of plants 

hardening on freezing resistance. 

* Mgr Maciej Niedzielski, mgr inż. Konrad Woliński – Polska Akademia Nauk Ogród 

Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej w Powsinie, 

ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 754 26 07; e-mail: mniedz@obpan.pl, 

konradfm@gmail.com 

123

Maciej Niedzielski, Konrad Woliński 


Zachowanie różnorodności genetycznej roślin uprawnych ma istotne znaczenie dla kontynuacji 

programów hodowlanych. Szczególne przydatne mogą być znajdujące się w kolekcjach 

stare rodzime odmiany, dobrze przystosowane do warunków klimatyczno-glebowych 

Polski. Obecnie kolekcje gatunków sadowniczych propagowanych wegetatywnie utrzymywane 

są jako kolekcje polowe. Kolekcje roślin narażone są na różne zagrożenia, zarówno 

biotyczne, jak i abiotyczne. Może to spowodować bezpowrotną utratę cennych genotypów, 

gdyż ze względów praktycznych (ekonomicznych) utrzymuje się zwykle dwa lub trzy drzewa 

danej odmiany. 

Utrzymanie kolekcji polowych wymaga wysokich nakładów finansowych związanych 

z uprawą i ochroną sadów. Te ograniczenia powodują konieczność poszukiwań alternatywnych 

metod zachowania zasobów genowych jabłoni. 

Bezpieczną i efektywną metodą jest kriokonserwacja, tj. przechowywanie materiału roślinnego 

w temperaturze ciekłego azotu [Bajaj 1979; Benson i in. 2005; Keller i in. 2008]. 

Warunki kriogeniczne pozwalają istotnie obniżyć koszty przechowywania, gwarantują wysokie 

bezpieczeństwo kolekcji, jak i minimalizują ryzyko zmian genetycznych. 

W odniesieniu do grusz podobnie jak do jabłoni możliwe jest, co potwierdziły już prowadzone 

badania, przechowywanie zamrożonych pąków spoczynkowych [Towill i in. 2004; 

Volk i in. 2008]. Dzięki dużej wydajności i względnej prostocie metoda ta umożliwia zgromadzenie 

w banku genów znacznej ilości obiektów w relatywnie krótkim czasie. Jednakże 

o możliwości zamrożenia i przechowywania pąków spoczynkowych jabłoni w ciekłym azocie 

w istotnym stopniu decydują zarówno różne parametry przygotowania materiału i jego 

zamrażania, jak i poziom spoczynku pąków. 

Kilka ostatnich sezonów charakteryzował nietypowy układ temperatur w okresie zimowym. 

Brak wystarczająco długich okresów temperatur ujemnych wyraźnie obniżał zdolność 

materiału (pąków) do zamrażania. 

Celem prowadzonych badań była ocena wpływu stopnia odwodnienia, terminu zbioru 

materiału, a także możliwości indukowania odporności na zamrażanie (hartowanie) zrazów 

gruszy, co pozwoliłoby na częściowe uniezależnienie się od przebiegów temperatur w okresie 

pozyskiwania materiału do zamrażania i przechowywania w ciekłym azocie. 

2. Materiał i Metody 

Założeniem doświadczeń była ocena wpływu stopnia odwodnienia pąków spoczynkowych 

grusz na ich wrażliwość na zamrażanie w ciekłym azocie, a także ocena możliwości 

hartowania spoczynkowych pąków grusz na podniesienie ich odporność na zamrażanie do 

temperatury ciekłego azotu. Do doświadczeń wybrano dwie odmiany gruszy o różnej mrozoodporności: 

odmianę tolerancyjną ‘Paten’ i odmianę wrażliwą ‘Dobra Ludwika’. Zbierano jed- 

124

Ocena możliwości hartowania pąków spoczynkowych grusz dla wzrostu odporności... 

noroczne pędy z drzew rosnących w sadzie kolekcyjnym PAN OB-CZRB w Warszawie. Materiał 

do zamrożenia i hartowania pobierano w trzech terminach: 12.11.2009 przed okresem 

mrozów, jako materiał nie w pełni zahartowany w warunkach naturalnych, 14.12.2009 po 

okresie temperatur ujemnych, jako materiał pobrany w terminie optymalnym i 06.01.2010 r. 

W celu zamrożenia w ciekłym azocie pędy dzielono na fragmenty o długości 1,5–2 cm 

zawierające jeden pąk. Tak przygotowany materiał, umieszczony na ażurowych tackach, 

odwadniano w komorze o wymuszonym obiegu powietrza w stałej temperaturze -2 o C. Stopień 

odwodnienia fragmentów pędów oceniano na podstawie spadku masy fragmentów 

kontrolnych po uprzednim określeniu wyjściowej zawartości wody w pędach metodą suszarkową, 

susząc próbki w temperaturze 78 o C przez 48 godzin. Badane materiały odwadniano 

do zawartości wody 30 lub 20% (mś). Po uzyskaniu żądanej wilgotności zamrażano 

fragmenty pędów zamknięte w polipropylenowych kriofiolkach metodą wolnego zamrażania 

w urządzeniu do kontrolowanego zamrażania – Minicool LC 40 (l’Air Liquide). Obniżano 

temperaturę od 0 o C do -10 o C z szybkością 0,1 o C/min, utrzymywano materiał w tej temperaturze 

przez 20 min, kontynuowano zamrażanie do -40 o C z szybkością 0,1 o C/min, następnie 

utrzymywano pąki w temperaturze -40 o C przez 24 godziny i przenoszono do zbiornika 

przechowalniczego (-150 o C – temperatura par ciekłego azotu). Materiał po zamrożeniu 

przechowywano od 3 do 6 tygodni. 

Hartowanie pąków prowadzono bezpośrednio po zbiorze. Zebrane pędy dla powstrzymania 

wysuszenia umieszczono w probówkach, zanurzone częściowo w płynnej pożywce 

MS wzbogaconej 0,8M sacharozą. Pędy umieszczono w komorze o temperaturze 0 o C i co 

24 godziny obniżano temperaturę o 1 o C do -2 o C. Utrzymywano materiał w temperaturze 

-4 o C przez 29 dni. Po zakończeniu hartowania pocięte na 1,5–2-centrymetowe fragmenty 

pędu z pąkiem odwadniano i zamrażano według standardowej procedury. 

Po rozmrożeniu fragmentów pędów w łaźni wodnej w temperaturze 35 o C przez 5 minut 

i uwodnieniu w wilgotnym torfie w temperaturze pokojowej przez 5 dni oceniano wizualnie 

na podstawie barwy tkanki (stopnia zbrunatnienia) żywotność pąków i sąsiednich tkanek. 

Zdolności regeneracyjne oceniano przez szczepienie (okulizację) pąków na podkładki 

wegetatywne Pigwa S 1 

. Fragmenty pędów do okulizacji po rozmrożeniu uwadniano w torfie, 

w temperaturze 2 o C przez 10 dni. Zaokulizowane podkładki uprawiano w szklarni. 

3. Wyniki i Dyskusja 

O możliwości zamrożenia i przechowywania w ciekłym azocie spoczynkowych pąków 

gatunków roślin drzewiastych strefy umiarkowanej decyduje ich stopień spoczynku, czyli 

adaptacji do niskich temperatur. Podstawowymi czynnikami warunkującymi głębokość spoczynku 

są – obok właściwości gatunku czy odmiany – czynniki zewnętrzne, w tym głównie 

warunki klimatyczne w okresie jesienno-zimowym. Najszerzej badano to w odniesieniu do 

jabłoni – stopień zimowej aklimatyzacji pąków jabłoni jest kluczowym czynnikiem warunku- 

125


jącym ich żywotność i zdolności regeneracyjne po zamrożeniu w ciekłym azocie [Stushnoff, 

Seufferheld 1995; Tyler, Stushnoff 1988a; Towill i in. 2004]. Według danych Stushnoff, Seufferheld 

[1995] i Tyler, Stushnoff [1988a, b] optymalny termin pozyskania pąków spoczynkowych 

jabłoni do zamrażania w ciekłym azocie poprzedzony być musi kilkunastodniowym 

okresem ujemnych temperatur. 

Na żywotność zamrażanych pąków spoczynkowych mają także wpływ traktowanie 

wstępne materiału i tryb zamrażania. Podstawowym czynnikiem jest wilgotność (stopień odwodnienia) 

zamrażanych pąków [Tyler, Stushnoff 1988a, b]. Prezentowane badania w odniesieniu 

do pąków spoczynkowych grusz obejmowały ocenę zarówno wpływu na żywotność 

i zdolności regeneracyjne: terminu zbioru pędów, stopnia odwodnienia pąków przed 

zamrożeniem, jak i możliwość zastosowania hartowania pąków dla podwyższenia ich odporności 

na zmrażanie. 

Uzyskane wyniki oceny żywotności pąków w teście laboratoryjnym potwierdziły wpływ 

niskiej mrozoodporności odmiany ‘Dobra Ludwika’ (tab. 2) na obniżenie żywotności zamrażanych 

w ciekłym azocie pąków spoczynkowych. Wyraźnie negatywny wpływ na żywotność 

pąków miał też stopień wstępnego odwodnienia. Obniżenie wilgotności pąków obu badanych 

odmian grusz do 20%, co pokazują tabele 1 i 2, powodowało znaczne obniżenie żywotności 

pąków w porównaniu z tymi samymi pąkami odwadnianymi do zawartości wody 

30%. 

Tabela 1. Żywotność pąków gruszy odmiany ‘Paten’, % 

Table 1. Buds viability of pear cv. ‘Paten’, % 

Pąki 

gruszy 

Mrożone 

Wilgotność, 

% 

Niehartowane 

Hartowane 

Termin zbioru 

Termin zbioru 

20.11 14.12 06.01 20.11 14.12 06.01 

30 100 100 100 100 100 - 

20 40 x 0 67 31 - 

30 45 59 40 78 71 - 

20 50 x - 33 42 - 

Tabela 2. Żywotność pąków gruszy odmiany ‘Dobra Ludwika’, % 

Table 2. Buds viability of pear cv. ‘Dobra Ludwika’, % 

Pąki 

gruszy 

Wilgotność, 

% 

Niehartowane 

Hartowane 

Termin zbioru 

Termin zbioru 

20.11 14.12 06.01 20.11 14.12 06.01 

Odwodnione 

Odwodnione 

Mrożone 

30 100 100 40 100 100 - 

20 60 x 0 33 36 - 

30 17 26 - 42 5 - 

20 0 x - - 25 - 

126


Także termin zbioru pędów powodował zróżnicowanie żywotności pąków grusz. Pąki 

niehartowane zebrane w dość późnym terminie, tj. pierwszej dekadzie stycznia, mimo korzystnego 

przebiegu pogody tj. okresu temperatur ujemnych (rys.) traciły całkowicie żywotność 

po odwodnieniu do zawartości wody 20%. Spadek żywotności pąków odmiany Dobra 

Ludwika, zebranych w pierwszej dekadzie stycznia, obserwowany był już po odwodnieniu 

pąków do zawartości wody 30% – wskazywać to może na zanikanie spoczynku pąków, co 

skutkuje obniżeniem odporności na stres dehydratacyjny. 

Rys. Przebieg średnich dobowych temperatur w okresie listopad 2009 – styczeń 2010 

Fig. Mean day temperature during period NOV 2009 – JAN 2010 

Dane te potwierdzają znaczenie właściwego terminu zbioru materiału dla jego jakości. 

W ostatnich latach obserwowane były nietypowe przebiegi pogody w okresie pozyskiwania 

materiału do zamrożenia w ciekłym azocie. Względnie wysokie temperatury i brak wystarczająco 

długiego okresu temperatur ujemnych mają istotny wpływ na jakość materiału i żywotność 

zamrażanych pąków spoczynkowych [Tyler, Stushnoff 1988a, b; Niedzielski i in. 

2007]. Z tego względu wartościowe może być opracowanie metody podwyższającej odporność 

pąków spoczynkowych na zamrażanie w ciekłym azocie. Istotne wydaje się poszukiwanie 

metod pozwalających na uniknięcie lub zniwelowanie istotnego wpływu środowiska 

na właściwości gromadzonych materiałów. Korzystny wpływ wstępnego chłodzenia (hartowania) 

w odniesieniu do hodowanych in vitro i zamrażanych pąków szczytowych jabłoni obserwowany 

był przez Kuo, Lineberger [1985] i Kushnarenko i in. [2009]. Brison i in. [1995] 

podobne rezultaty uzyskali dla pąków szczytowych gruszy, a Gupta, Reed [2006] – dla porzeczki 

i agrestu. 

127


Zastosowanie zabiegu hartowania pędów grusz, polegającego na poddaniu zebranych 

pędów oddziaływaniu temperatury -2 o C przez 29 dni, pozwoliło na wyraźne podwyższenie 

żywotności zamrażanych pąków odmiany ‘Paten’ (tab. 1). Efekt hartowania pędów odmiany 

‘Dobra Ludwika’, odmiany o niższej mrozoodporności, był mniej widoczny. 

O skuteczności zarówno zabiegów wstępnego traktowania materiału (odwodnienia), jak 

i samego zamrażania decyduje w znacznej mierze stopień wyrównania materiału. W odniesieniu 

do pąków spoczynkowych duże znaczenie ma wyrównana średnica pędu, co ma 

wpływ na szybkość i poziom odwodnienia materiału, a to w dużym stopniu determinuje zachowanie 

materiału w czasie odwadniania i zamrażania. Ze względu na młody wiek drzewek 

odmiany ‘Dobra Ludwika’ trudne było pozyskanie wystarczającej liczby wyrównanych 

fragmentów pędów. Miało to zapewne wpływ na uzyskane wyniki. W tym eksperymencie 

także ze względu na ograniczoną liczbę podkładek do okulizacji wykorzystano wybrane 

warianty pąków, co pokazuje tabela 3. Dla każdego wariantu okulizowano 6 pąków, stąd 

w tabeli 3 podano ilość regenerujących okulantów w stosunku do liczby zaokulizowanych 

pąków. 

Tabela 3. Zdolność regeneracyjna zamrożonych pąków spoczynkowych grusz 

Table 3. Regeneration abbility frozen pear dormant buds. 

Pąki spoczynkowe 

grusz 

Niehartowane 

Hartowane 

Wilgotność, 

‘Paten’ 

‘Dobra Ludwika’ 

Termin zbioru 

Termin zbioru 

% 

20.11 14.12 06.01 20.11 14.12 06.01 

30 1/6 4/6 x x 3/6 2/6 

20 2/6 x x x x x 

30 0/6 1/6 x x x x 

20 x x x x 5/6 x 

Uzyskana zdolność regeneracyjna pąków grusz wahała się od 1/6 do nawet 5/6. Uzyskano 

wzrost okulizowanych pąków we wszystkich przypadkach z wyjątkiem pąków odmiany 

‘Paten’ hartowanych i odwodnionych do zawartości wody 30%, co trudno jednoznacznie 

wyjaśnić, gdyż żywotność tych pąków w ocenie laboratoryjnej była wysoka. Zaskakująco 

wysoka była też zdolność regeneracyjna pąków odmiany ‘Dobra Ludwika’ odwodnionych 

do 20% po hartowaniu. Możliwe, iż w tym wypadku, co uwidoczniła ocena żywotności pąków, 

hartowane pąki tej odmiany wymagały dalszego odwodnienia w porównaniu z pąkami 

odmiany ‘Paten’. Wskazuje to na potrzebę dalszych badań w tym zakresie. 


Metody zamrażania i przechowywania w ciekłym azocie pąków spoczynkowych grusz 

mogą być istotnym uzupełnieniem systemu zachowania i ochrony zasobów genowych tego 

128


gatunku. Jednakże potrzebne jest kontynuowanie badań dla oceny zakresu zróżnicowania 

reakcji poszczególnych odmian za stosowane techniki traktowania wstępnego i zamrażania 

materiału. Wydaje się także, iż zastosowanie hartowania zebranych pędów grusz pozwala 

na zwiększenie odporności pąków spoczynkowych na zamrażanie w ciekłym azocie. 

Wyniki badań pozwolą na optymalizację metod kriokonserwacji pąków spoczynkowych 

grusz i mogą być podstawą do rozszerzenia zakresu stosowania takich metod w odniesieniu 

do innych gatunków. 


BAJAJ Y.P.S. 1979. Technology and Prospects of cryopreservation of germplasm. Euphytica 

28: 267–285. 

BENSON E.A., HARDING K., JOHSTON J., DAY J.G. 2005. From ecosystem to cryobanks 

the role of cryo-conservation in the preservation and sustainable utilization of global 

phyto-diversity. [In:] Contributing to a Sustainable Future. 

Bennett I.J., Clarke H., McComb J.A. (red.). Proceedings of the Australian Branch of 

the IAPTC&B, Perth, Western Australia, 21–24 SEPT. 

BRISON M., BOUCAUD de M-T., DOSBA F. 1995. Cryopreservation of in vitro grown shoot 

tips of two interspecific Prunus rootstocks. Plant Science 105: 235–242. 

GUPTA S., REED B. M. 2006. Cryopreservation of shoot tips of blackberry and raspberry by 

encapsulation-dehydration and vitrification. CryoLetters 27(1): 29–42. 

KELLER J.E.R., KACZMARCZYK A., SENULA A. 2008. Cryopreservation for plant genebanks 

– a matter between high expectation and cautious reservation. CryoLetters 

29(1): 53–62. 

KUO C.C., LINEBERGER B.D. 1985. Survival of in vitro culture tissue of Jonathan apples 

exposed to -196 0 C. HortSci. 20: 764–767. 

KUSHNARENKO S.V., ROMADANOVA N.V., REED B.M. 2009. Cold acclimation improves 

regrowth of cryopreserved apple shoot tips. CryoLetters 30(1): 47–54. 

NIEDZIELSKI M., BUCZYŃSKA B., PUCHALSKI J. 2007. Kriokonserwacja zasobów genowych 

jabłoni. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 517 część I: 159–167. 

STUSHNOFF C., SEUFFERHELD M. 1995. Cryopreservation of apple (Malus species) genetic 

resources. Biotechnology in Agriculture and Forestry, Vol.32 Cryopreservation of 

plant germplasm I (ed. By Y.P.S. Bajaj), Springer-Verlag, Berlin Heidelberg. 

TYLER N., STUSHNOFF C. 1988a. The effects of prefreezing and controlled dehydration 

on cryopreservation of dormant vegetative apple buds. Can. J. Plant Sci. 68: 1163– 

1167. 

TYLER N., STUSHNOFF C. 1988b. Dehydration of dormant apple buds at different stages 

of cold acclimation to induce cryopreservability in different cultivars. Can. J. Plant Sci. 

68: 1169–1176. 

129


TOWILL L.E., FORSLINE P.L., WALTERS C., WADDEL J.W., LAUFMAN J. 2004. Cryopreservation 

of Malus germplasm using a winter vegetative bud method: results form 

1915 accessions. CryoLetters 25: 323–334. 

VOLK G.M., WADDELL J., BONNART R., TOWILL L., ELLIS D., LUFFMAN M. 2008. High 

viability of dormant Malus buds after 10 years of storage in liquid nitrogen vapor. Cryo- 

Letters 29(2): 89–94. 

WOLF J., BRYANT G. 2001. Cellular cryobiology: thermodynamic and mechanical effects. 

International Journal of Refrigeration 24: 438–450. 

130


Janette Musilová*, Diana Jónášová*, Zuzana Poláková** 

Variety as one of the factors affecting the 

accumulation of risk elements of potato tubers 

ZMIENNOŚĆ JAKO JEDEN Z CZYNNIKÓW WPŁYWAJĄCYCH NA 

KUMULACJĘ ZWIĄZKÓW POWODUJĄCYCH RYZYKO W BULWACH 

ZIEMNIAKA 

Key words: potatoes, zinc, accumulation. 

Słowa kluczowe: ziemniak, cynk, kumulacja. 

Niezależnie od tego, że cynk pełni rolę ważną w życiowych funkcjach roślin i zwierząt, jego 

zwiększona zawartość, uwzględniając jego zachowanie w łańcuchu pokarmowym, może 

mieć negatywne skutki zdrowotne. W razie kumulacji cynku w ziemniakach - ważnej uprawy 

rolniczej - przy częstej ich konsumpcji stają się one ważnym źródłem tego metalu. 

W prezentowanej pracy przedstawiono wrażliwość kilku odmian ziemniaka (Impala, Livera, 

Agria, Désirée) na zwiększoną zawartość cynku w glebach wykorzystywanych do ich uprawy 

(BT – piasek, VTP – gleba). Cynk był dodawany do podłoża w postaci roztworu ZnSO 4 

∙7H 2 

O: 

5 wariantów do podłoża BT i 4 warianty do podłoża VTP w zróżnicowanych dawkach. 

Po wykonaniu pomiarów zawartości cynku w poszczególnych wariantach i odmianach ziemniaka, 

najmniejszą zawartość zaobserwowano w odmianie Desiree (A2 = 10,849; B2 = 23,368; C2 

= 40,443; D2 = 44,795 mg∙kg -1 DW), w bulwie w podłożu VTP. Stwierdzono pozytywną korelację 

(P < 0,01) pomiędzy zawartością cynku w podłożu i kumulacją w bulwach oraz częściach naziemnych 

roślin. 

* Doc. Ing. Janette Musilová, PhD., Ing. Diana Jónášová – Dep. of Chemistry, Faculty of 

Biotechnology and Food Sciences, Slovak University of Agriculture in Nitra, Tr. A. Hlinku 2, 

949 76 Nitra, Slovak Republic; tel.: 0042 1376414606; e-mail: janette.musilova@uniag.sk 

** Ing. Zuzana Poláková, PhD. – Dep. of Statistics and Operation Research, Faculty of 

Economics and Management, Slovak University of Agriculture in Nitra, Tr. A. Hlinku 2, 

949 76 Nitra, Slovak Republic. 

131

Janette Musilová, Diana Jónášová, Zuzana Poláková 

1. Introduction 

Soil is a limited and irrecoverable natural source. In case of gradual degradation and its 

loss this source becomes in many parts of the world a limit of further development of human 

society. If the soil does not exist, also biosphere will be affected with harmful consequences 

for humankind [Hronec et al. 2002]. 

Heavy metals rank among basic groups of polluting substances that are monitored in 

various components of environment. Their content plants depends on concentration and migration 

heavy metals in soil, on physical and chemical traits of soil, availability of heavy metals 

(for potatoes heavy metals are set up as following: Cu > Zn > Cd > Pb > Ni > Cr) and on 

ability of plant to accumulate heavy metals (potatoes cumulate 2-fold more of Cd than wheat 

and 2.6-fold more than barley) [Otabong et al. 2001; antanaitis, antanaitis 2004]. 

Order of contamination rate of individual crops is as following: pea < cereals (grain < straw) 

< potatoes < sugar beat < alfalfa < maize < clover-grass. Monitored crops cumulate heavy metals 

in following order: Zn > Cd > Cr > Cu > Mn > Fe > Hg > Pb > As [Hronec et al. 2002]. 

Biological microelements (e.g. Cu, Zn, Mn, Co, Cr, etc.) as well as non-essential chemical 

elements (Cd, Pb, Hg, etc.) belong to heavy metals. Zinc ranks among important micronutrients 

under common conditions and fills important physiological and biochemical functions 

in plant and also in animal organisms. It becomes a foreign matter only when its concentration 

in environment exceeds exact limit. As one of essential elements for plants zinc is important 

for proper growth and development of plant tissues. It is an activator and stabilizer of 

many enzymes, it plays functional and structural roles in their reactions, participates in biosynthesis 

of proteins, affects an accumulation and transport of saccharides, affects synthesis 

of tryptophan. Although, more than 70 metaloenzymes containing Zn were identified, these 

present only small part of total zinc content in plant [Tomáš et al. 2000; 2007]. 

Mobility of zinc in soil and its availability for plants is affected by soil reaction, content of 

organic matter, texture of soil and bonds with some oxides (mainly aluminium, manganese 

and iron). Its availability by plants is significantly lowered in soil rich in phosphates. In alkali environment 

it is commonly absorbed mainly on humic acids [Kabata-Pendias, Pendias 2001]. 

The most mobile form of zinc is Zn 2+ . In acid soil environment zinc could be washed out 

into waters. Its solubility in alkali environment increases by formation of organic easily soluble 

complex compounds [Tomáš et al. 2007]. 

Adsorption of zinc is affected in acid environment by cation changeable capacity and 

in alkali environment the chemisorption is dependable on presence of organic ligands. In 

acid soil zinc dominates in form of Zn 2+ a ZnSO 4 

, under alkali conditions ZnHCO 3 

, less Zn 2+ , 

ZnSO 4 

a ZnCO 3 

. Main compounds of zinc in soil solution are Zn 2+ , ZnCl + , ZnOH + , Zn(OH) 2 

and ZnSO 4 

in neutral calcinated soil [Makovníková et al. 2006]. 

Non-controlled mining activities pose great environmental risk that is a problem especially 

in developed countries. Illegal mining has aftermath an occurrence of enormous amounts 

132

Variety as one of the factors affecting the accumulation of risk elements of potato tubers 

of wastes and various types of pollutants. Onyedika and Nwosu [2008] had evaluated accumulation 

of Cd, Pb and Zn in four typical agricultural crops cultivated in Nigeria in 6 localities 

of region with typical mining activity. Contents of heavy metals were in range from 0.02 to 

0.140 mg Pb·kg -1 FW, from 0.820 to 2.84 mg Zn·kg -1 FW and from 0 to 1.91 mg Cd·kg -1 FW 

in potatoes, whereas influence of locality on the contents of these metals in crops was statistical 

non-significant. 

Soil is the starting place of heavy metals to plants and afterwards into food chain. In 

case of risk of enter of heavy metals into food chain it is necessary to minimalize this risk. 

One possibility is the minimalization of risky metals input into plant production is application 

of sorbents amending not only soil reaction, but also soil content of organic matter. The most 

effective treatment in reducing of metal uptake by plant (Zn by 32-59%, Cd by 25-61%, Cu 

by 8-22% and Pb by 59-72%) was a combination of caustik, Humix and ground magnesite 

mineral into soil [Tomáš et al. 2006; Vollmannová et al. 2006; 2007]. Another way of utilization 

of soil contaminated by heavy metals is the orientation of crop rotation on cultivating of crops 

for technical purposes and the most radical treatment is mechanical removal of surface contaminated 

layer in order to dilute the remaining part by tillage on harmless, by norm tolerable 

level of heavy metals [Tomáš et al. 2007]. 

Potatoes belong to the most important foodstuffs and forage crops. Tubers are the only 

utilizable organs of potatoes. Their inner and outer quality is thus determining factor for all 

utilizable branches, while quality of potatoes including hygienic safety, is established by 

content of foreign matters in flesh. Heavy metals are significant inorganic contaminants entering 

the food chain. 

2. Material and methods 

1. Tested crop – 4 cultivars of potatoes with different length of vegetation period: 

Impala, Livera, Agria, Désirée. 

2. Form of experiment: 

1) biological test (BT): 

●● 

in BT germinated crown-capped parts of potato tubers were sown into containers 

with silicate sand, 

●● 

zinc in form of water-soluble salt ZnSO 4·7H 2 

O was added on 18 th day after BT establishment, 

●● 

in individual variants (A1 – B1 – C1 – D1 – E1) graded doses Zn (0 – 75 – 150 – 

225 – 300 mg·kg -1 sand) were applied, 

●● 

content of Zn was assessed in potato biomass (harvest after 40 days after BT establishment) 

after mineralization of plant material with using of microwave digestion 

on MARS X-press (f-a CEM USA); content of Zn was assessed at wavelength 

213.9 nm by wet way method of AAS (AAS Varian DUO 240FS/240Z); 

133


2) vegetation pot trial (VPT): 

●● 

under model conditions VPT three potato tubers of 4 cultivars were sown into 25 kg 

containers with soil (soil : sand = 21 : 4), 

●● 

zinc in form of water-soluble salt of ZnSO 4 

.7H 2 

O was applied by establishing of VPT 

in gradual doses 0 – 100 – 200 – 300 mg·kg -1 soil) in variants A2 – B2 – C2 – D2, 

●● 

content of Zn was assessed in fresh matter of potato tubers (harvest in consumers 

ripeness) and calculated on dry matter. 

Samples of fresh matter were prepared by homogenisation of all potato tubers from individual 

containers. Content of Zn in potato tubers was assessed in mineralizates in four replications. 

Mineralization of samples was carried out in microwave MARS X-press (f-a CEM 

USA). Content of Zn was assessed at 213.9 nm by wet way method of AAS. 

Soil taken from the area of Výčapy-Opatovce was used in containers. On the basis of 

gained agrochemical parameters this type of soil could be characterize as acid (pH/KCl = 5.25), 

with medium supply of humus (% hum. = 2.54, content of humus was assessed by method of 

Ťurin), medium content of phosphorus (P = 51.88 mg·kg -1 ), good content of potassium (K = 

297.0 mg·kg -1 ) and high content of magnesium (Mg = 252 mg·kg -1 ) [Bielek 1996]. Content of calcium 

was 1356 mg·kg -1 . Acid soil reaction with pH = 5.5 – 6.5 is optimal for potatoes cultivation 

and content of humus should be higher than 2% [Vokál et al. 2000]. Content of nutrients with exception 

of P is from standpoint of suitability of soil for potatoes cultivation convenient. Contents 

of nutrients (P, K, Ca, Mg) were determined by the method of Mehlich II, analytical method of the 

determination of contents of macroelements was flame atomic spectrometry (AAS). 

Except for agrochemical characteristics the contents of heavy metals (HM) were assessed 

in soil: Zn, Cd, Pb, Cu, Ni in three various extraction reagents (Table 1): 

1) by extraction with aqua regia pseudototal contents of HM were assessed and these include 

all forms except for residual fraction of metals (Law 220/2004); 

2) by extraction with HNO 3 

potentially releasable (mobilizable) forms of HM were assessed 

and these are utilized in local investigation of soil in SR (Act of MP SR 531/1994-540); 

3) by extraction with NH 4 

NO 3 

(c = 1 mol·dm -3 ) mobile forms of heavy metals were assessed 

(Law 220/2004). 

Table 1. Content of heavy metals in mg·kg -1 in soil 

Tabela 1. Zawartość metali ciężkich w glebie w mg·kg -1 

Extraction reagent Zn Cd Pb Cu Ni 

Aqua regia 47.9 0.54* 14.0 22.1 9.9 

Limit value 100.0 0.4 70.0 60.0 40.0 

HNO 3 

(c = 2 mol.dm -3 ) 5.24 0.148 7.12 3.4 2.5 

Reference value A 1 

40.0 0.3 30.0 20.0 10.0 

NH 4 

NO 3 

(c = 1 mol. 

dm -3 ) 

0.09 0.022 0.195 * 0.03 0.15 

Critical value 2.0 0.1 0.1 1.0 1.5 

Note: *exceeded limit/critical value. 

134


On the basis of comparison with maximal acceptable contents according to valid legislative 

it could be stated an exceeding of limit value for Cd and critical value for Pb. 

Analytical method of the determination of contents of risky elements was flame atomic 

spectrometry (AAS). 

Two-factor analysis of variance Anova was used for statistical evaluation of results and 

program Statgraphics was used to process gained data. 

3. results and DISCUSSION 

3.1. Biological test 

The highest content of Zn in biomass by the highest applied dose (var. E1) was assessed 

in cultivar Livera (598.13 mg·kg -1 SH) and Zn content was 10-fold higher than in control variant 

A1 (E1/A1 = 9.76). The lowest content of Zn was assessed in cultivar Désirée in all variants 

and also the smallest increase of its content in variant E1 (E1/A1 = 7.04) (Table 2). 

Table 2. Content of zinc in biomass of potatoes in, mg·kg -1 DM in BT 

Tabela 2. Zawartość cynku w biomasie ziemniaka hodowanego w mg·kg -1 s.m.na podłożu BT 

Cultivar 

Anatomical 

part 

Variant 

A1 B1 C1 D1 E1 

Impala biomass 73.40 421.40 504.60 527.58 570.45 

Livera biomass 61.30 305.73 418.00 558.65 598.13 

Agria biomass 60.55 279.98 333.25 475.75 585.48 

Désirée biomass 61.28 96.75 141.25 242.36 431.58 

On the basis of statistical processing of the results by method of regression and correlation 

analysis it could be anticipated that accumulation of Zn in biomass after application of 

higher doses of Zn than 300 mg·kg -1 would be increasing in the highest rate in cultivar Désirée 

(Fig. 1–4). 

content of Zn in plants, 

mgkg -1 DM 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

150 

75 

0 

y = -0.0085x 2 + 4.0207x + 103.69 

R 2 = 0.948 

0 50 100 150 200 250 300 

amount of Zn applied to the sand, mgkg -1 


mgkg -1 DH 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

150 

75 

0 

y = -0.0048x 2 + 3.2222x + 68.541 

R 2 = 0.9929 

0 50 100 150 200 250 300 


Fig. 1. Biological test, cultivar Impala 

Rys. 1. Podłoże BT, odmiana Impala 

Fig. 2. Biological test, cultivar Livera 

Rys. 2. Podłoże BT, odmiana Livera 

ntent of Zn in plants, 

g.kg -1 DH 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

2 

y = -0.0017x + 2.1691x + 79.064 

ontent of Zn in plants, 

mg.kg -1 DH 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

150 

y = 0.0046x 2 - 0.2053x + 69.411 

R 2 = 0.9928 

135

0 50 100 150 200 250 300 

0 50 100 150 200 250 300 





mg.kg -1 DH 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

150 

75 

0 

2 

y = -0.0017x + 2.1691x + 79.064 

R 2 = 0.9761 

0 50 100 150 200 250 300 



mg.kg -1 DH 

600 

525 

450 

375 

300 

225 

150 

y = 0.0046x 2 - 0.2053x + 69.411 

R 2 = 0.9928 

75 

0 

0 50 100 150 200 250 300 


Fig. 3. Biological test, cultivar Agria 

Fig. 4. Biological test, cultivar Désirée 

Rys. 3. Podłoże BT, odmiana Agria 

Rys. 4. Podłoże BT, odmiana Desiree 

Table 3. Analysis of Variance for ZN in leaves, Type III Sums of Squares 

Tabela 3. Analiza wariancji dla zawartości cynku w liściach, typ III, suma kwadratów 

Source Table 3. Analysis of Variance Sum of Squares for ZN in Df leaves, Mean Type Square III Sums F-Ratio of Squares P-Value 

MAIN Tabela EFFECTS 3. Analiza wariancji dla zawartości cynku w liściach, typ III, suma kwadratów 

A: mg Zn.kg -1 sand 2.16309E6 4 540772.0 169.74 0.0000 

B: variety Source 596153.0 Sum of Squares3 198718.0 Df Mean 62.38 Square 0.0000 F-Ratio P-Value 

RESIDUAL MAIN EFFECTS 229379.0 – 72 3185.82 – – – – 

TOTAL A: mg (CORRECTED) Zn·kg -1 sand 2.98862E6 2.16309E6 79 4 540772.0 169.74 0.0000 

All F-ratios are based on the residual mean square error. 

B: variety 596153.0 3 198718.0 62.38 0.0000 

RESIDUAL 229379.0 72 3185.82 – – 

Table 4. Multiple Range Test for Zn in plants by content of applied Zn (BT) (Method: 95,0 

TOTAL (CORRECTED) 2.98862E6 79 – – – 

percent LSD) 

Tabela Note: All 4. F Test – ratios Duncana are based dla on zawartości the residual cynku mean w square roślinach error. w odniesieniu do zaaplikowanego 

Zn – not do applicable. podłoża BT. Metoda jednoczynnikowej wariancji 95% (najmniejszej istotnej różnicy) 

Table 4. Multiple Range Test for Zn in plants by content of applied Zn (BT) (Method: 95.0 percent 

-1 sand 

mg Zn.kg 

LSD) 

Count LS Mean LS Sigma Homogeneous Groups 

0 16 64.1438 14.1108 X 

Tabela 4. Test Duncana dla zawartości cynku w roślinach w odniesieniu 

75 16 275.963 14.1108 X 

do zaaplikowanego Zn 

150 do podłoża BT. 16 Metoda 349.275 jednoczynnikowej 14.1108 wariancji 95% X (najmniejszej istotnej różnicy) 

225 16 451.087 14.1108 X 

mg Zn·kg -1 sand Count LS Mean LS Sigma Homogeneous Groups 

300 16 546.406 14.1108 X 

0 16 64.1438 14.1108 X 

75 

Table 5. 

16 275.963 14.1108 

Multiple Range Test for Zn in plants by variety (BT) 

X 

Method: 150 95.0 percent LSD 16 349.275 14.1108 X 

Tabela 225 5. Test Duncana 16 dla zawartości 451.087 cynku w roślinach 14.1108 w odniesieniu do Xzmienności 

podłoża 300 BT. Metoda jednoczynnikowej 16 546.406 wariancji 95% (najmniejszej 14.1108 istotnej różnicy) X 

Variety Count LS Mean LS Sigma Homogeneous Groups 

Table 5. Multiple Range Test for Zn in plants by variety (BT) (Method: 95.0 percent LSD) 

Tabela 5. Test Duncana dla zawartości cynku w roślinach w odniesieniu do zmienności podłoża 

6 

BT. Metoda jednoczynnikowej wariancji 95% (najmniejszej istotnej różnicy) 


Désirée 20 194.645 12.6211 X 

Agria 20 347.0 12.6211 X 

Livera 20 388.36 12.6211 X 

Impala 20 419.495 12.6211 X 

136


Results of analysis of variance confirmed that there is statistical significant difference in 

cumulating of Zn after application of various substances (P-Value = 0,000) also in accumulation 

between cultivars (P-Value = 0,000). 

Despite that zinc cumulates especially in roots of plants (and by higher concentration 

it is phytotoxic) [Tomáš et al. 2007] and in plant not very mobile (its lack could be manifested 

as chlorosis of young leaves) [Fecenko, Ložek 2000], by application of graded doses 

of Zn we observed the accumulation of this element in potato biomass. Under conditions 

of biological test statistically strong significant differences in accumulation of Zn were confirmed, 

only between cultivars Livera – Impala the differences were statistically non-significant, 

what suggest an influence of cultivar on accumulating of Zn even in first phases of 

potatoes growth. 

High content of zinc in plant tissues inhibit the function of proteins containing other metals, 

which are substituted by zinc [Broadley et al. 2007; Malakouti et al. 2007]. Toxicity of 

zinc ions has probably the cause in its ability to form chelates with transporters of iron [Alloway, 

Ayres 1993]. Its excessive increased content affects transpiration, photosynthesis and 

enzymatic activity [Rout, Das 2003]. For toxic concentration is considered 150 to 200 mg 

Zn·kg -1 in dry matter of plant material [Sauerbeck 1989]. 

3.2. Vegetation pot trial 

Hygienic safety of foodstuffs and nutritional value of tubers is important from the consumer’s 

standpoint and is determined by chemical composition which finally forms foodstuff 

and raw material [Vokál et al. 2003]. For comparison to maximal acceptable content 

of Zn in potato tubers according to valid legislative (http://www.svssr.sk/) zinc content was 

assessed in fresh matter of potato tubers. Its content depends on rate of soil contamination 

with this element. 

Content of zinc in potato tubers depends on rate of soil contamination by this element. 

Comparison of Zn accumulation in potato tubers after application of graded doses 

into soil showed that the highest increase of Zn content was after application 100 mg·kg -1 

soil: B2/A2 – 2.2-fold average increase of Zn content in FW, C2/B2 = Ø 1.67-fold, D2/C2 = 

Ø 1.17-fold. Despite the fact that the highest content of Zn was assessed in all variants in 

cultivar Livera in comparison to control variant (B2/A2, C2/A2, D2/A2), content of Zn was 

the highest in individual variants in variety Impala and declined in order of cultivars Impala 

> Livera > Agria > Désirée (Tab. 6). Content of Zn exceeded limit value defined FC SR (10 

mg·kg -1 FW) in 4 th variant besides cultivar Désirée. Increased content of nitrogen in soil results 

in increased uptake and accumulation of Zn in potatoes [Hlušek, Rop 1998] and its 

cumulating in tubers is influenced also by the way of cultivating (ecological vs. conventional) 

[Guziur et al. 2000]. 

137

exceeded limit value defined FC SR (10 mg.kg FW) in 4 variant besides cultivar Désirée. 

Increased content of nitrogen in soil results in increased uptake and accumulation of Zn in potatoes 

exceeded [Hlušek, Rop limit 1998] value Janette and defined its cumulating Musilová, FC SR (10 in Diana mg.kg tubers -1 Jónášová, is FW) influenced 4 th Zuzana variant also by besides Poláková the way cultivar of cultivating Désirée. 

(ecological Increased content vs. conventional) of nitrogen [Guziur in soil results et al. 2000]. in increased uptake and accumulation of Zn in potatoes 

[Hlušek, Table 6. Rop Content 1998] of and zinc its in cumulating various parts in of tubers plants is and influenced potato tubers also by in the mg·kg way -1 of DM**/mg·kg cultivating -1 FW in 

Table (ecological 6. VPT vs. conventional) Content of zinc [Guziur in various et al. 2000]. parts of plants and potato tubers, mg·kg -1 

DM/ ** mg.kg -1 FW in VPT 

Tabela 6. Zawartość cynku w różnych częściach rośliny i bulwie ziemniaka w mg·kg -1 s.m.**/ 

Tabela 6. Zawartość cynku w różnych częściach rośliny i bulwie ziemniaka, mg·kg -1 

Table s.m./ **mg·kg 6. mg·kg -1 Content -1 FW FW w of podłożu zinc in VPT 

various parts of plants and potato tubers, mg·kg -1 

DM/ ** mg.kg -1 FW in VPT 

Anat. 

Variant 

Variant 

Tabela Cultivar 6. Anat. Zawartość Cultivar 

part Variant cynku w różnych częściach rośliny i bulwie Variant ziemniaka, mg·kg -1 

Cultivar 

A2 B2 C2 D2 A2 B2 C2 D2 

s.m./ **mg·kg part 

-1 FW Cultivar 

A2 w podłożu B2 VPT C2 D2 A2 B2 C2 D2 

tubers 16.00 30.18 52.19 63.39 

11.22 24.79 42.56 49.70 

tubers 16.00 30.18 52.19 63.39 

11.22 24.79 42.56 49.70 

Impala tubers** 2.75 5.81 9.58 11.93 Agria 

Impala 

2.40 5.31 9.13 10.29 

tubers Anat. 

Variant 2.75 5.81 9.58 11.93 Agria 2.40 Variant 5.31 9.13 10.29 

Cultivar peels 34.85 107.88 Cultivar 

peels part 34.85 A2 107.88 B2 218.53 C2 383.20 D2 24.50 24.50 A2 99.28 99.28 B2 190.45 190.45 C2 345.65 345.65 D2 

tubers tubers 12.64 16.00 28.62 30.18 43.35 52.19 51.91 63.39 

10.85 10.85 11.22 23.37 23.37 24.79 40.44 40.44 42.56 44.80 44.80 49.70 

Livera Impala 

tubers** 2.45 2.75 5.77 5.81 5.77 9.38 9.58 10.76 11.93 Désirée Agria 2.34 2.40 2.34 5.31 5.01 9.13 8.48 9.64 10.29 9.64 

peels 34.85 24.58 107.88 104.43 218.53 209.78 383.20 344.93 21.45 24.50 21.45 74.03 99.28 74.03 178.78 190.45 178.78196.98 

345.65 196.98 

Limit Limit value: value: tubers 10.0 10.0 mg.kg mg·kg 12.64 -1 FW -1 FW (Food 28.62 (Food Codex Codex of 43.35 Slovak of Slovak Republic) 51.91 Republic) 10.85 23.37 40.44 44.80 

Livera tubers ** 2.45 5.77 9.38 10.76 Désirée 2.34 5.01 8.48 9.64 

peels 24.58 104.43 209.78 344.93 21.45 74.03 178.78 196.98 

Limit Strong value: statistical 10.0 mg.kg relation -1 FW relation (Food between between Codex the of Slovak amount the amount Republic) of applied of applied zinc into zinc soil into and soil its content and its content in fresh in 

matter fresh matter (Impala: (Impala: P-value P-value = 6.247.10 = -11 6.247·10 ; Livera: -11 P-value ; Livera: = 1.102.10 P-value -8 = ; Agria: 1.102·10 P-value -8 ; Agria: = 2.337.10 P-value -9 ; = 

2.337·10 -9 ; Désirée: P-value = 1.641·10 -7 ), or in dry matter of potato tubers was evaluated in 

Désirée: Strong P-value statistical = 1.641.10 relation between -7 ), or in dry the amount matter of of potato applied tubers zinc was into evaluated soil and its in content all cultivars in fresh of 

all cultivars of potatoes (Fig. 5–8). 

matter potatoes (Impala: (Fig. 5–8). P-value = 6.247.10 -11 ; Livera: P-value = 1.102.10 -8 ; Agria: P-value = 2.337.10 -9 ; 

Désirée: P-value = 1.641.10 -7 ), or in dry matter of potato tubers was evaluated in all cultivars of 

potatoes (Fig. 5–8). 

content of Zn in content potato of tubers, Zn in potato tubers, 

mg.kg -1 DM mg.kg -1 DM 


mg.kg -1 DM 

80.000 

70.000 

60.000 

50.000 

40.000 

80.000 

30.000 

70.000 

20.000 

60.000 

y = 0.1642x + 15.815 

10.000 

50.000 

R 2 = 0.9562 

0.000 

40.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 

30.000 

20.000 

amount of Zn to the soil, mg.kg -1 

y = 0.1642x + 15.815 

10.000 

R 2 = 0.9562 

0.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 


Fig. 5. VPT, cultivar Impala 

Rys. 5. Podłoże VPT, odmiana Impala 

mg.kg -1 DM 

80.000 

70.000 

60.000 

50.000 

40.000 

80.000 

30.000 

70.000 

20.000 

60.000 

y = 0.1332x + 12.085 

10.000 

50.000 

R 2 = 0.9452 

0.000 

40.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 

30.000 

20.000 


y = 0.1332x + 12.085 

10.000 

R 2 = 0.9452 

0.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 




mg.kg -1 DM 

mg.kg -1 DM 

mg.kg -1 DM 

80.000 

70.000 

60.000 

50.000 

40.000 

80.000 

30.000 

70.000 

20.000 

60.000 

y = 0.1325x + 14.25 

10.000 

50.000 

R 2 = 0.9159 

0.000 

40.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 

30.000 


20.000 

10.000 

Fig. 6. VPT, cultivar Livera 

y = 0.1325x + 14.25 

R 2 = 0.9159 

0.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 


Rys. 6. Podłoże VPT, odmiana Livera 

80.000 

70.000 

60.000 

50.000 

40.000 

80.000 

30.000 

70.000 

20.000 

60.000 

y = 0.1189x + 12.027 

10.000 

50.000 

R 2 = 0.8494 

0.000 

40.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 

30.000 

20.000 


10.000 

mg.kg -1 DM 

y = 0.1189x + 12.027 

R 2 = 0.8494 

0.000 

0 50 100 150 200 250 300 350 


Fig. 7. VPT, cultivar Agria 

Rys. 7. Podłoże VPT, odmiana Agria 

Fig. 8. VPT, cultivar Désirée 

Rys. 8. Podłoże VPT, odmiana Desiree 

8 

138 

8


Also positive statistically strong significance was confirmed between Zn applied into 

soil and its accumulation in potato peels (Impala: P-value = 2.184·10 -9 ; Livera: P-value = 

8.118·10 -10 ; Agria: P-value = 3.540·10 -10 ; Désirée: P-value = 8.286·10 -6 ). 

Horigughi and Nishihara [1981] compared the contents of Zn, Mn, Cu and Fe in potato 

peels and peeled potato tubers. Content of zinc was higher by 9%, manganese by 4.3%, 

copper by 43.9% and content of Fe more than 5-fold higher in peel than in peeled tuber. 

Our results (Tab. 5) confirmed their findings about higher accumulation of mentioned heavy 

metals in peels, while the most significant difference even 6-fold higher was evaluated in 

variant D2. 

Table 7. Analysis of Variance for potato tubers, Type III Sums of Squares 

Tabela 7. Analiza wariancji dla bulwy ziemniaka, typ III, suma kwadratów 

Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value 

MAIN EFFECTS – – – – – 

A: mg Zn·kg -1 soil 15372.7 3 5124.23 246.40 0.0000 

B: variety 996.22 3 332.073 15.97 0.0000 

RESIDUAL 1185.39 57 20.7963 – – 

TOTAL (CORRECTED) 17554.3 63 – – – 

Note: All F – ratios are based on the residual mean square error. 

– not applicable. 

Table 8. Multiple Range Test for Zn in potato tubers by content of applied Zn (VPT). Method: 

95.0 percent LSD 

Tabela 8. Test Duncana dla zawartości cynku w bulwach ziemniaka w odniesieniu do zaaplikowanego 

Zn do podłoża VPT. Metoda jednoczynnikowej wariancji 95% (najmniejszej 

istotnej różnicy) 

Appl. Count LS Mean LS Sigma Homogeneous Groups 

0 16 12.6777 1.14007 X 

100 16 26.7386 1.14007 X 

200 16 44.6381 1.14007 X 

300 16 52.4476 1.14007 X 

Table 9. Multiple Range Test for Zn in potato tubers by variety (VPT). Method: 95.0 percent LSD 

Tabela 9. Test Duncana dla zawartości cynku w bulwach ziemniaka w odniesieniu do zmienności 

podłoża VPT. Metoda jednoczynnikowej wariancji 95% (najmniejszej istotnej różnicy) 


Désirée 16 29.8639 1.14007 X 

Agria 16 32.0683 1.14007 XX 

Livera 16 34.13 1.14007 X 

Impala 16 40.4398 1.14007 X 

139


On the basis of our results it could be stated that there was statistically strong significant 

difference in accumulation of Zn after application of various doses (P-Value = 0,000) also in 

accumulation among cultivars (P-Value = 0,000). Statistically significant differences in accumulation 

of Zn were evaluated between cultivars Désirée – Livera, Désirée – Impala, Agria 

– Livera and Agria – Impala. Statistically non-significant differences were between cultivars 

Désirée – Agria and Agria – Livera. 

Our results partly correspond to the results cited by Hlušek et al. [1998], who found out 

that content of zinc almost was not dependent on cultivar, but the influence of locality was 

the most important factor. 

4. ConclUSION 

Varietal dependence is one of the most important factors affecting quality of potatoes, 

their resistance against diseases and, as our results suggest, also against the entry of risky 

elements from soil. Also zinc by its high concentration could rank among risky elements. 

Content of zinc in biomass (BT) was highest in cultivar Impala in variants A1 – C1, 

where we evaluated also the highest increase of Zn content in comparison to control variant 

(B1/A1 = 5.74; C1/A1 = 6.87). In variants with applied higher content of Zn its concentration 

in biomass significantly increased in cultivar Livera in variant D1 on 558.65 mg·kg -1 DM 

(D1/A1 = 9.11), and in variant E1 on 598.13 mg·kg -1 SH (E1/A1 = 9.76). The lowest content 

of Zn was assessed in biomass of cultivar Désirée (var. A1 – E1: 61.28 – 96.75 – 141.25 – 

242.36 – 431.58 mg·kg -1 DM). 

Similarly the highest content of Zn in all variants in cultivar Impala was assessed in 

fresh matter of potato tubers (VPT) also in potato peels (flesh: A2 → D2: 2.75 → 11.93 

mg·kg -1 FW; peel: A2 → D2: 34.85 → 383.20 mg·kg -1 DW) and the lowest content was in potato 

tubers of cultivar Désirée (flesh: A2 → D2: 2.345 → 9.64 mg·kg -1 FW; peel: A2 → D2: 

21.45 → 196.98 mg·kg -1 DW). 

Strong positive correlation (P-value < 0.01) was confirmed between amount of Zn applied 

into cultivation substrate and its accumulation in biomass (BT) also in tubers and peels 

of potatoes (VPT). In biological test similarly also the influence of cultivar on ability of accumulation 

of zinc by plant, statistically non-significant were only differences between cultivars 

Impala and Livera (BT) and between cultivars Désirée – Agria and Agria – Livera (VPT). 

Acknowledgement. This work was supported by grant VEGA 1-0030-09. 

140


References 

Alloway B.J., Ayres D.C. 1993. Chemical principles of Environmental Pollution. Blackie 

Academic and Professional, London: 55-150. 

Antanaitis A., antanaitis D. 2004 Migration of heavy metals in soil and their concentration 

in sewage and sewage sludge. Ekologija No. 1:42-45. 

Bielek P. 1996. Ochrana pôdy. Kódex správnej poľnohospodárskej praxe. VÚPÚ : Bratislava. 

Broadley M., White P.J., Hammond J. P., Zelko I., Lux A. 2007. Zinc in plants. New 

Phytology vol. 173, No 4:677-702. 

Fecenko J., Ložek O. 2000. Výživa a hnojenie poľných plodín. Vyd. SPU v Nitre v spolupráci 

s Duslom a.s. Šaľa. 

Guziur J., Schulzová V., Hajšlová J. 2000. Vliv lokality a způsobu pěstování na 

chemické složení hlíz brambor. Bramborářství vol. VIII, No. 1: 6-7. 

Hlušek J., Jůzl M., Zrůst J. 1998. Kvalita brambor v závislosti na odrůdě, hnojení a lokalitě 

pěstování. Úroda No 6: 21-25. 

Hlušek J., Rop O. 1998. Problematika obsahu cizorodých látek v raných bramborách. 

Bramborářství vol. VI, No. 3: 3-5. 

Horigughi T., Nishihara T. 1981. Heavy Metals Associated with the Major Constituents 

of Potato Tubers snd Peanut Seeds. Mem. Fac. Agr. Kagoshima Univ. 17: 95-101. 

Hronec O., Tóth J., Tomáš J. 2002. Cudzorodé látky a ich riziká. Košice. 

Kabata-Pendias A., Pendias H. 2001. Trace Elements in Soil and Plants. 3rd. edition, 

CRC Press, Boca Rato, FL, USA: 409. 

Makovníková J., Barančíková G., Dlapa P., Dercová K. 2006. Anorganické kontaminanty 

v pôdnom ekosystéme. Chemické listy vol. 100, No. 6: 424-432. 

Malakouti M.J., Bybodi A., Ranjbar R., Nouri A.A. 2007. The Role of Zinc (Zn) and 

Potassium (K) on the Reduction of Nitrate (NO 3 

) and Cadmium (Cd) Contaminants in 

Potato and Onion. Zinc crops 2007. Improving crop production and human health. Istambul, 

Turkey. 

Onyedika G.O., Nwosu G.U. 2008. Lead, Zinc and Cadmium in Root Crops from Mineralized 

Galena-Sphalerite Mining Areas and Environment. Pak. J. Nutr. vol. 7, No. 3: 

418-420. 

Otabbong E., Jakimenko O.S., Sadovnikova L.K. 2001. Vlijanie gorodskich osadkov 

stočnych vod na dostupnosť biogennych elementov v vegetacionnom eksperimente. 

Agrochimija No. 2: 55-60. 

Rout G.R., Das P. 2003. Effect of metal toxicity on plant growth and metabolism: I. Zinc. 

Agronomie 23: 3-11. 

Sauerbeck D. 1989. Die transfer von Schwermetallen in die Pflanzen. Dechema Arbeitsgruppe, 

Frankfurt n/Mohan: 281-316. 

141


Tomáš J., Tóth T., Lazor P. 2000. Stav pôdnej hygieny v regiónoch nížin SR z hľadiska 

obsahu ťažkých kovov v rôznych extrahovadlách. Acta fytotech. et zootech. vol. 3, No. 

1: 16-20. 

Tomáš J., Hronec O. et al. 2007. Poškodzovanie pôd a rastlín ľudskými činnosťami. Nitra. 

Tomáš J., Tóth T., Lazor P. 2006. Využitie mletej odseparovanej magnezitovej horniny 

ako horečnatého hnojiva. Chemické listy vol. 100, No. 8: 717. 

Vokál B. et al. 2000. Brambory. Ed. Agrospoj Praha: 245. 

Vollmannová A., Tóth T., Lahučký L., Musilová J., Jomová K. 2006. Kumulácia 

medi a kadmia alternatívnymi plodinami. Chemické listy vol. 100, No. 8: 720. 

Vollmannová A., Bystrická J., Lahučký L., Tóth T., Jomová, K. 2007. Riziko 

vstupu zinku, kadmia, medi a olova do potravového reťazca v regióne s metalickou 

záťažou pôdy. Chem-Zi vol. 1, No. 3: 127-128. 

142


Elżbieta Kondera* 

Wpływ kadmu i miedzi na aktywność krwiotwórczą nerki 

głowowej karpia 

The effect of cadmium and copper on hematopoietic 

activity of carp head kidney 

Słowa kluczowe: ryby, metale ciężkie, toksyczność, proliferacja, apoptoza, hematopoeza. 

Key words: fish, heavy metals, toxicity, proliferation, apoptosis, hematopoiesis. 

Common carp (21,6 ± 8,3 g) were exposed for 4 weeks to waterborne cadmium at 

0.65 mg/dm 3 or copper at 0.075 mg/dm 3 (10 % of 96hLC50). Every week, main hematopoietic 

organ – head kidneys were sampled from 5 fish of each group. Frequency of proliferating 

and apoptotic hematopoietic precursor cells was counted in microscopic preparations. 

The cells were detected with immunocytochemical methods using monoclonal antibodies 

binding to PCNA protein (proliferating cell nuclear marker) or caspase 3 (an enzyme participating 

in DNA degradation during apoptosis) and stained with appropriate chromogen. 

Both metals: copper and cadmium caused a significant increase in apoptotic rate with only 

minor increase in the rate of cell proliferation which resulted in a significant reduction of hematopoietic 

activity. The obtained results indicate that fish hematopoietic system is sensitive 

to intoxication with heavy metals. 


Kadm i miedź, zaraz po rtęci, należą do najbardziej toksycznych metali ciężkich [Hellawell 

1989]. Kadm jest zaliczany do ksenobiotyków i nie pełni żadnych znanych funkcji w procesach 

życiowych zwierząt. Miedź jest mikroelementem niezbędnym, w śladowych ilościach 

wspomaga np. wchłanianie oraz transport żelaza z jelita, bierze udział w procesie syntezy hemoglobiny, 

jest też składnikiem wielu enzymów [Hoser 1998]. W wodach metale te stanowią 

* Mgr Elżbieta Kondera – Katedra Fizjologii Zwierząt, Akademia Podlaska, ul. B. Prusa 12, 

08-110 Siedlce; tel.: 25 6431228, e-mail: konderae@ap.siedlce.pl. 

143

Elżbieta Kondera 

szeroko rozpowszechnione zanieczyszczenia. Ich pochodzenie może być naturalne, choć 

w znacznej mierze jest antropogeniczne [Dojlido 1995, Wittmana i Hu 2002, Bonda i in. 2007]. 

Źródłem zanieczyszczenia wód miedzią są m.in. ścieki przemysłowe i komunalne oraz środki 

stosowane w rolnictwie oraz hodowli i terapii ryb. Antropogenicznym źródłem kadmu są ścieki 

z kopalń i hut kadmu, jak również odcieki ze składowisk odpadów oraz sztuczne nawożenie 

gleb [Dojlido 1995]. Problem związany z tymi metalami polega nie tylko na ich właściwościach 

toksycznych, ale także na zdolności do kumulowania się w organizmie. 

Metale ciężkie mogą wnikać do organizmu ryb przez układ oddechowy, pokarmowy 

oraz przez skórę. Subletalne działanie kadmu i miedzi powoduje u ryb zaburzenia różnych 

procesów fizjologicznych: wymiany gazowej i jonowej, aktywności wielu enzymów, mechanizmów 

odpornościowych, regulacji hormonalnej – wywołując w konsekwencji zaburzenia 

zachowania, wzrostu, rozrodu i rozwoju, a także zwiększając podatność ryb na choroby [Jezierska 

i Witeska 2001]. 

Wiadomo, że parametry krwi obwodowej i morfologia komórek krwi są dobrymi wskaźnikami 

wpływu środowiska (np. substancji toksycznych) na organizm ryb [Vosyliene 1999, 

Mazon i in. 2002, Drastichova i in. 2004, Kori-Siakpere i in. 2006], jednak mało jest danych 

na temat wpływu czynników środowiskowych na tkankę krwiotwórczą tych zwierząt [Peters 

i Schwarzer 1985, Własow i Dąbrowska 1989, Gosh i in. 2006, Som i in. 2009]. Wiadomo, 

że jest to tkanka bardzo aktywna – stale zachodzą w niej procesy namnażania, różnicowania 

i dojrzewania komórek, a procesy proliferacji i apoptozy (programowana śmierć komórki) 

są ważnymi mechanizmami regulacji homeostazy w tkankach. Można zatem przypuszczać, 

że ze względu na duże tempo wymiany komórek w tkance hematopoetycznej nerki 

głowowej ryb jej wrażliwość na działanie różnych czynników zaburzających homeostazę organizmu 

jest duża. 

Celem badań było porównanie wpływu subletalnych stężeń miedzi i kadmu na aktywność 

tkanki krwiotwórczej karpia (potencjał proliferacyjny i apoptotyczny) w warunkach ekspozycji 

chronicznej. 


Karpie (Cyprinus carpio L.) o masie 21,6 ± 8,3 g sprowadzono ze stawów hodowlanych 

Zakładu Doświadczalnego Instytutu Rybactwa Śródlądowego w Żabieńcu w październiku 

2008 roku. Przed eksperymentem ryby aklimowano przez 4 tygodnie do warunków laboratoryjnych 

w zbiorniku przepływowym, w temperaturze 17-18°C. Następnie ryby przeniesiono 

do trzech 100 dm 3 akwariów (20 ryb w każdym). 

Pierwsza grupa ryb przebywała cały czas w czystej wodzie (kontrola). Kolejne 2 grupy 

ryb, Cu (n=20) i Cd (n=20), były poddane działaniu metali przez cały czas trwania doświadczenia 

(4 tygodnie), w wodzie zawierającej odpowiednio 0,075 mg/dm 3 miedzi lub 0,65 

mg/dm 3 kadmu, co stanowiło 10% 96hLC50 [Witeska i in. 2009, 2010]. Wodę stale napo- 

144

Wpływ kadmu i miedzi na aktywność krwiotwórczą nerki głowowej karpia 

wietrzano i codziennie wymieniano ¾ jej objętości. Temperatura wody wynosiła 17-17,5°C, 

wysycenie tlenem - w granicach 86-88%, a pH 6,6-7,0. Stężenie NO – 2 

wynosiło 0,03-0,06 

mg/dm 3 + 

, a zawartość NH 4 

- 3,9-6,1 mg/dm 3 . W tym okresie ryby karmiono codziennie karmą 

Aller Aqua Classic dla karpi, o średnicy granul 4 mm, w dawce dziennej równej 2% masy 

ciała. W czasie ekspozycji co tydzień (przez miesiąc) od 5 ryb z każdej grupy doświadczalnej 

pobierano główny organ krwiotwórczy karpi - nerki głowowe, które zostały wielokrotnie 

pocięte skalpelem. Na odtłuszczonych szkiełkach z każdej nerki głowowej delikatnie wykonano 

rozmazy tkanki krwiotwórczej. Preparaty suszono w temperaturze pokojowej przez 24 

godziny, a następnie barwiono metodami immunocytochemicznymi. 

Do identyfikacji komórek w stadium mitozy i apoptozy użyto metod immunocytochemicznych 

(standaryzowane metody firmy Dako Cytomation). Komórki w fazie apoptozy wykazują 

obecność kaspazy 3 (enzym rozszczepiający białka jądrowe i cytoplazmatyczne 

podczas apoptozy komórek), podczas gdy u proliferujących komórek obserwuje się aktywne 

białko PCNA (antygen jądrowy komórek w stadium proliferacji). W prezentowanych badaniach 

PCNA wykrywano stosując mysie przeciwciała monoklonalne anty-PCNA (Dako), 

a następnie wywoływano reakcję barwną za pomocą Dako mouse anti-caspase Envision 

system. Do kaspazy 3 wykorzystywano królicze przeciwciała monoklonalne anty-aspaza 3 

(Sigma), a do wizualizacji stosowano Dako mouse anti-caspase Envision system. Wybarwione 

preparaty utrwalono balsamem kanadyjskim i oglądano pod powiększeniem 1000 x 

za pomocą mikroskopu Nikon – Eclipse E600. 

Na wybarwionych preparatach komórki PCNA-pozytywne lub kaspazo-pozytywne (barwiły 

się na brązowo, podczas gdy pozostałe komórki były niebieskie - fot.1.) liczono w co 

najmniej 6 polach widzenia i obliczano ich odsetek we wszystkich komórkach tkanki (na 500 

wybranych losowo komórek). W celu oceny wpływu kadmu i miedzi na aktywność tkanki 

krwiotwórczej obliczono wskaźnik wymiany komórek (turnover rate), jako stosunek odsetka 

komórek proliferujących (PCNA-pozytywnych) do apoptotycznych (kaspazo-pozytywnych). 

Istotność różnic między grupami analizowano nieparametrycznym testem U Manna- 

-Whitneya, przyjmując poziom istotności p ≤ 0,05. Wartości istotnie statystycznie różne od 

występujących w grupie kontrolnej oznaczono w tabeli symbolem ↑ (wartość istotnie wyższa) 

i ↓ (wartość istotnie niższa). 

3. Wyniki 

W grupie kontrolnej w fazie proliferacji było ponad 3 razy więcej komórek (12,8%) niż 

w stadium apoptozy (4,3%) (tab. 1). Kadm i miedź w niewielkim stopniu zmieniły aktywność 

proliferacyjną komórek krwiotwórczych nerki głowowej. Istotny wzrost odnotowano tylko 

w 2. i 3. tygodniu ekspozycji w wodzie z kadmem (18,1-19,1%) oraz w 4. tygodniu w wodzie 

z miedzią – do 19,5% (chociaż we wszystkich grupach doświadczalnych zanotowano 

tendencję wzrostową). 

145


Udział komórek w fazie apoptozy, w stosunku do grupy kontrolnej, znacząco zwiększył 

się we wszystkich grupach badawczych (nawet do 15,8% komórek kaspazo-pozytywnych 

w grupie Cd2), a tym samym zmniejszyło się tempo wymiany komórek układu krwiotwórczego 

nerki głowowej, na co wskazuje znacząco mniejszy (we wszystkich grupach doświadczalnych 

z wyjątkiem Cu3) stosunek udziału komórek w fazie namnażania do komórek 

apoptotycznych, najmniejszy w grupie Cd1 (1,17). 

A 

B 

Fot. 1. Komórki PCNA-pozytywne (A) i kaspazo-pozytywne (B), barwienie immunocytochemiczne 

(A – Cd1, B – Cu1) 

Fot. 1. PCNA-positive (A) and caspase 3-positive cells (B), immunocytochemical staining (A – 

Cd1, B – Cu1) 

Tabela 1. Zmiany aktywności proliferacyjnej i apoptotycznej nerki głowowej karpi poddanych 

przez 4 tygodnie działaniu 0,65 mg/dm 3 kadmu (Cd1, Cd2, Cd3, Cd4) lub 0,075 mg/ 

dm 3 miedzi (Cu1, Cu2, Cu3, Cu4); wartość istotnie wyższa ↑, niższa ↓ niż w grupie kontrolnej 

(K), test U Manna-Whitneya, p≤0,05, n=5. 

Table 1. Changes of proliferation and apoptosis of hematopoietic cells in head kidney of common 

carp after 4 week exposure to 0.65 mg/dm 3 of cadmium (Cd1, Cd2, Cd3,Cd4), or 

0,075 mg/dm 3 copper (Cu1, Cu2, Cu3, Cu4), values significantly higher ↑, lower ↓ from 

K, U test, p≤0.05, n=5. 

PARAMETR K Cd1 Cd2 Cd3 Cd4 Cu1 Cu2 Cu3 Cu4 

Proliferacja, % 

Apoptoza, % 

Proliferacja / 

apoptoza 

12,8±3,4 15,5±2,6 19,1±4,0 

↑ 

4,3±1,6 14,1±4,0 

↑ 

3,12±0,71 1,17±0,38 

↓ 

15,8±6,8 

↑ 

1,41±0,64 

↓ 

18,1±4,0 

↑ 

11,4±3,3 

↑ 

1,68±0,55 

↓ 

18,7±4,5 13,5±3,4 13,1±4,5 14,9±5,9 19,5±5,1 

↑ 

10,7±3,0 

↑ 

1,88±0,68 

↓ 

8,9±2,3 

↑ 

1,58±0,61 

↓ 

8,9±4,1 

↑ 

1,58±0,50 

↓ 

8,0±1,0 

↑ 

10,3±1,7 

↑ 

1,95±0,99 1,87±0,28 

↓ 

146


4. Dyskusja 

Proliferacja i apoptoza to podstawowe procesy, które wraz z różnicowaniem i dojrzewaniem 

komórek stanowią o efektywności krwiotworzenia. W prezentowanych badaniach 

kadm i miedź znacząco zmniejszyły całkowity potencjał tkanki krwiotwórczej nerki głowowej 

karpia: aktywność apoptotyczna zwiększyła się u ryb poddanych działaniu metali, a tempo 

namnażania komórek nie zmieniło się lub wzrosło w niewielkim stopniu. W literaturze niemal 

brak jest prac na temat toksycznego działania metali ciężkich na aktywność krwiotwórczą 

u ryb. 

Saxena i in. [1992] wspominają o uszkodzeniu tkanki krwiotwórczej Heteropneustis fossilis 

przez kadm. Garofano i Hirschfield [1982] zaobserwowali eliminację wszystkich komórek 

(z wyjątkiem dojrzałych erytrocytów) u Ictalurus nebulosus poddanych krótkotrwałemu 

działaniu wysokiego stężenia tego metalu. Baker [1969] zaś stwierdził, że również miedź 

może powodować całkowitą martwicę tkanki krwiotwórczej nerek u Pseudopleuronectes 

americanus. Nieliczne są też dane na temat wpływu metali na układ krwiotwórczy innych 

kręgowców. Celik i in. [2005, 2009] donoszą o genotoksycznym i cytotoksycznym działaniu 

kadmu na komórki szpiku kostnego szczura. Mitsumori i in. [1998] badając szczury, którym 

podawano pokarm z dodatkiem tego metalu, obserwowali zmniejszenie tempa hematopoezy 

w ich szpiku. Van Den Heuvel i in. [1999, 2001] zauważyli, że mysie i ludzkie komórki 

prekursorowe poszczególnych linii komórkowych wykazują różną wrażliwość na związki 

toksyczne. 

W literaturze nie ma prawie żadnych danych na temat wpływu metali ciężkich na aktywność 

proliferacyjną i apoptotyczną tkanki krwiotwórczej ryb, są jedynie doniesienia dotyczące 

innych tkanek. Lundebye i in. [1999] zaobserwowali wzrost poziomu proliferacji 

i apoptozy w jelitach ryb poddanych działaniu kadmu i miedzi drogą pokarmową, co oznacza, 

że oba metale mogą modyfikować intensywność tych procesów. Według Berntssen 

i in. [2001], u Salmo salar karmionych pokarmem zawierającym kadm, w porównaniu do 

ryb z grupy kontrolnej, znaczący wzrost komórek o regulowanej śmierci równoważony tymi 

w fazie namnażania się wydaje się skutecznie zapobiegać uszkodzeniu tkanek. Garcia- 

-Santos i in. [2011] badając skrzela i nerki Sparus aurata zauważyli wzrost liczebności komórek 

proliferujących, co przyczynia się do osłabienia szkodliwego wpływu kadmu. Tsangaris 

i Tzortzatou-Stathoupoulou [1998] odnotowali apoptyczną działalność kadmu wśród 

ludzkich komórek odpornościowych (limfocyty B były bardziej wrażliwe niż limfoblasty i limfocyty 

T). O wywoływaniu apoptozy u mysich trombocytów przez kadm donoszą także Fujimaki 

i in. [2000]. Natomiast wyniki otrzymane przez Habeebu i in. [1998] dowodzą, że ze 

wzrostem dawki i czasu działania kadmu rośnie tempo apoptozy i mitozy komórek wątroby 

myszy. 

Jedyna praca, w której badano skutki działania metali ciężkich na namnażanie i apoptozę 

komórek krwiotwórczych u ryby (Labeo rohita) dotyczy miedzi [Som i in. 2009]. Autorzy 

147


donoszą, że metal ten aktywował procesy apoptozy zarówno w stężeniu subletalnym, jak 

i letalnym, podczas gdy tempo rozmnażania komórek rosło jedynie w warunkach subletalnych, 

a malało w czasie ekspozycji letalnej. 

5. Wnioski 

1. Otrzymane wyniki wskazują, że badania tkanki krwiotwórczej warto włączyć do metod 

oceny wpływu różnych czynników środowiska na organizm ryb. 

2. Oba badane metale istotnie zmniejszyły tempo wymiany komórek układu krwiotwórczego 

nerki głowowej karpia - kadm w nieco większym stopniu niż miedź. 


BAKER J. T. P. 1969. Histological and electron microscopical observations on copper poisoning 

in the winter flounder (Pseudopleuronectes americanus). J. Fish Res. Bd. Can. 

26: 2785–2793. 

BERNTSSEN M. H. G., ASPHOLM O. O., HYLLAND K., WENDELAAR BONGA S. E., LUN- 

DEBYE A. K. 2001. Tissue metallothionein, apoptosis and cell proliferation responses 

in Atlantic salmon (Salmo salar L.) parr fed elevated dietary cadmium. Comp. Biochem. 

Physiol C 128: 299–310. 

BONDA E., WŁOSTOWSKI T., KRASOWSKA A. 2007. Metabolizm i toksyczność kadmu 

u człowieka i zwierząt. Kosmos. Problemy Nauk Biologicznych 56: 87–97. 

CELIK A., COMELEKOGLU U., YALIN S. 2005. A study on the investigation of cadmium 

chloride genotoxicity in rat bone marrow using micronucleus test and chromosome 

aberration analysis. Toxicol. Ind. Health 21: 243–248. 

CELIK A., BUYUKAKILLI B., CIMEN B., TASDELEN B., OZTURK M. I., EKE D. 2009. Assessment 

of cadmium genotoxicity in peripheral blood and bone marrow tissues of male 

Wistar rats. Toxicol. Mech. Meth. 19: 135–140. 

DRASTICHOVA J., SVOBODOVA Z., LUSKOVA V., MACHOVA J. 2004. Effects of cadmium 

on hematological indices of common carp (Cyprinus carpio L.). Bull. Environ. Contam. 

Toxicol. 72: 725–732. 

DOJLIDO J., R. 1995. Chemia wód powierzchniowych. Wyd. Ekonomia i Środowisko, Białystok. 

FUJIMAKI H., ISHIDO M., NOHARA K. 2000. Induction of apoptosis in mouse thymocytes 

by cadmium. Toxicol. Lett. 115: 99–105. 

GARCIA-SANTOS S., VARGAS-CHACOFF L., RUIZ-JARABO I., VARELA J. L., MANCERA 

J. M., FANTAINHAS-FERNANDES A., WILSON J. M. 2011. Metabolic and osmoregulatory 

changes and cell proliferation in gilthead sea bream (Sparus aurata) exposed to 

cadmium. Ecotoxicol. and Environ. Safety 74: 270–278. 

148


GAROFANO J. S., HIRSHFILD H. I. 1982. Peripheral effects of cadmium on the blood and 

head kidney in the brown bullhead (Ictalurus nebulosus). Bull. Environ. Contam. Toxicol. 

28: 552–556. 

GHOSH D., DATTA S., BHATTACHARYA S., Mazumder S. 2007. Long-term exposure to 

arsenic affects head kidney and impairs humoral immune responses of Clarias batrachus. 

Aquatic Toxicology 81: 79–89. 

HABEEBU S. S. M., LIU J., KLAASSEN C. D. 1998. Cadmium-Induced Apoptosis in mouse 

liver. Toxicology and applied pharmacology 149: 203–209. 

HELLAWELL J. M. 1989. Biological indicators of freshwater pollution and enviromental management. 

Elsevier, London and New York. 

HOSER P. 1998. Fizjologia organizmów z elementami anatomii człowieka. Wydawnictwa 

Szkolne i Pedagogiczne, Warszawa. 

JEZIERSKA B., WITESKA M. 2001. Metal toxicity to fish. University of Podlasie, Siedlce. 

KORI-SIAKPERE O., AKE J. E. G., AVWORO U. M. 2006. Sublethal effects of cadmium on 

some selected haematological parameters of Heteroclarias (a hybrid of Heterobranchus 

bidorsalis and Clarias gariepinus). Int. J. Zool. Res. 2: 77–83. 

LUNDEBYE A.K., BERNTSSEN M.H.G., WENDELAAR BONGA S.E., MAAGE A. 1999. Biochemical 

and Physiological Responses in Atlantic Salmon (Salmo salar) Following Dietary 

Exposure to Copper and Cadmium. Marine Pollution Bulletin Vol. 39, Nos. 1–12: 137–144. 

MAZON A. F., MONTEIRO E. A. S., PINHEIRO G. H. D., FERNANDES M. N. 2002. Hematological 

and physiological changes induced by short-term exposure to copper in the 

freshwater fish, Prochilodus scrofa. Brazilian Journal of Biology 62: 621–631. 

MITSUMORI K., SHIBUTANI M., SATO S., ONODERA H., NAKAGAWA J., HAYASHI Y., 

ANDO M. 1998. Relationship between the development of hepato-renal toxicity and 

cadmium accumulation in rats given minimum to large amounts of cadmium chloride in 

the long-term: preliminary study. Arch. Toxicol. 72: 545–552. 

PETERS G., SCHWARZER R. 1985. Changes in hemopoietic tissue of rainbow trout under 

influence of stress. Dis. Aquat. Org. 1: 1–10. 

SAXENA M. P., GOPAL K., JONES W., RAY P. K. 1992. Immune responses to Aeromonas 

hydrophila in cat fish (Heteropneustis fossilis) exposed to cadmium and hexachlorocyclohexane. 

Bull. Environ. Contam.Toxicol. 48: 194–201. 

SOM M., KUNDU N., BHATTACHARYYA S., HOMECHAUDHURI S. 2009. Evaluation of hemopoietic 

responses in Labeo rohita Hamilton following acute copper toxicity. Toxicol. 

Environ. Chem. 91: 87–98. 

TSANGARIS G. T., TZORTZATOU-STATHOUPOULOU F. 1998. Cadmium induces apoptosis 

differentially on immune system cell lines. Toxicology 128: 143–150. 

VAN DEN HEUVEL R. L., LEPPENS H., SCHOETERS G. E. R. 1999. Lead and catechol 

hematotoxicity in vitro using human and murine hematopoietic progenitor cells. Cell 

Biol. Toxicol. 15: 101–110. 

149


VAN DEN HEUVEL R. L., LEPPENS H., SCHOETERS G. E. R. 2001. Use of in vitro assays 

to assess hematotoxic effects of environmental compounds. Cell Biol. Toxicol. 17: 

107–116. 

VOSYLIENE M. Z. 1999. The effect of heavy metals on haematological indices of fish (survey). 

Acta. Zool. Lituanica 9: 76–82. 

WLASOW T., DĄBROWSKA H. 1989. Cellular changes in the blood and haemopoietic tissues 

of common carp exposed to sublethal concentration of ammonia. Aquatic Living 

Resources 2: 169–174. 

WITESKA M., KONDERA E., LIPIONOGA J., JASTRZĘBSKA A. 2010. Dynamics of oxygen 

consumption rate, and red blood parameters in common carp Cyprinus carpio L. after 

acute copper and cadmium exposures. Fresenius Environmental Bulletin 19: 115–122. 

WITESKA M., KONDERA E., LIPIONOGA J., NIENAŁTOWSKA R. 2009. The changes in 

blood leukocyte profile of common carp induced by acute exposures to copper and cadmium. 

Fresenius Environmental Bulletin 18(8): 1534–1540. 

WITTMAN R., HU H. 2002. Cadmium exposure and nephropathy in a 28-year- old female 

metals worker. Environ. Health. Perspect 110: 1261–1266. 

150


Hanna Lutnicka*, Agnieszka Ludwikowska* 

ZMIANY HISTOPATOLOGICZNE W NERCE TUŁOWIOWEJ KARPIA 

(CYPRINUS CARPIO L.) EKSPONOWANEGO NA WYBRANE 

PYRETROIDY 

HISTOPATHOLOGICAL CHANGES IN POSTERIOR KIDNEY OF CARP 

(CYPRINUS CARPIO L.) EXPOSED TO THE PYRETHROIDS 

Słowa kluczowe: karp, pyretroidy, nerka tułowiowa, zmiany histopatologiczne. 

Key worlds: carp, pyrethroids, posterior kidney, histopathological changes. 

Synthetic pyrethroids are the IV class of insecticides. They are neurotoxins. The main mechanism 

of their action is blocking the sodium ion channels (Na + ) in the central and peripheral 

nervous system of animals. They are a slight toxic to mammals and birds. But for water 

organisms – they are very toxic. 

The aim of the study was to find out if they cause the pathological changes in posterior kidney 

of fish exposed to the pyrethroids – cypermethrin and deltamethrin. 

The experiment was conducted in aquaria conditions, using river water, on carp (Cyprinus 

carpio L.), weighing 70 ± 10 g average. Cypermethrin and deltamethrin, as pure active 

substances, were added to the water only once, in subtoxic concentration: 0,02 µg·l -1 

for each. The exposure time was 2 weeks – one group of fish was exposed to one pyrethroid. 

After it fish were transferred to river water without pyrethroids, for the next 4 

weeks for a possible recovery. The recovery period was considered sufficient for eventual 

tissue regeneration process. Fish posterior kidneys were taken out twice: at the end 

of exposure and after the fourth-week convalescence period. Histological preparations 

were made using typical method for this procedure (Karnovsky method). Serial semithin 

cross sections were stained with a mixture of methylene blue and Azur II and used for 

light microscopy. 

* Dr. hab. lek. wet. Hanna Lutnicka, mgr Agnieszka Ludwikowska – Katedra Hodowli Drobiu, 

Zwierząt Futerkowych i Zoohigieny, Wydział Hodowli i Biologii Zwierząt, Uniwersytet 

Rolniczy im. H. Kołłątaja w Krakowie, al. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków; 

tel.: 12 662 41 09; 600 466 427; e-mail: aga.ludwikowska@onet.eu, lutnicka@op.pl 

151

Hanna Lutnicka, Agnieszka Ludwikowska 

No histopathological changes were observed in posterior kidney of the control fish. In posterior 

kidney of the experimental fish most commonly observed: swelling of epithelial cells 

of renal tubules and their necrosis. The cells were swollen and so tubules lumen – narrowing. 

Haematopoietic tissue proliferation process were observed between renal tubules after 

the exposure and convalescence time. 


Syntetyczne pyretroidy to czwarta, chronologicznie najmłodsza, grupa insektycydów. 

Została opracowana na bazie naturalnych pyretryn – substancji o właściwościach insektobójczych, 

występujących w kwiatach chryzantemy – Tanacetum cinerariaefolium [Różański 

1992]. Związki syntetyczne cechuje duża fotostabilność i trwałość w środowisku. Pyretroidy 

odznaczają się bardzo dużą i selektywną skutecznością owadobójczą przy relatywnie 

małych dawkach użytkowych oraz brakiem zdolności do biokumulacji. Nie kumulują się 

też w środowisku naturalnym, w którym szybko ulegają biodegradacji [Łakota i in. 1990, Różański 

1992]. 

Pyretroidy są neurotruciznami, a docelowym miejscem ich działania są bramkowane 

napięciem kanały sodowe (Na + ) błon komórek nerwowych centralnego i obwodowego układu 

nerwowego [Bradbury i Coats 1989, Coats 1990, Lund 1984, Vijverberg i van den Bercken 

1990]. Związki te modulują kinetykę otwierania i zamykania kanałów, przytrzymując je 

w stanie otwarcia przez ekstremalnie długi czas (czasem przez kilkanaście sekund) i prowadząc 

do przedłużonej depolaryzacji błony. Trwały wpływ pyretroidów na przewodnictwo 

jonowe uniemożliwia przekazywanie impulsów w układzie nerwowym. 

Niezależnie od działania na układ nerwowy związki te wpływają na organizmy zwierząt 

na wiele innych sposobów, ponieważ łatwo przenikają przez błony komórkowe. 

Pyretroidy należą do związków o niskiej toksyczności dla ssaków i ptaków, natomiast 

wykazują bardzo silne działanie toksyczne w stosunku do organizmów wodnych, w tym i ryb 

[Bradbury i Coats 1989, Coats i in. 1989, Łakota i in. 1990, Łakota i in. 1987–1988]. Przenikają 

z wody poprzez nabłonek skrzeli do krwi ryb i za jej pośrednictwem roznoszone są 

po całym organizmie, a w pierwszej kolejności – do mózgu. Jako substancje rozpuszczalne 

w lipidach znacznie szybciej pokonują barierę krew–mózg w porównaniu z ssakami i wywołują 

znacznie większe efekty zatrucia [Eells i in. 1993]. 

Metabolizm pyretroidów odbywa się w wątrobie, jednak, ze względu na niską temperaturę 

wewnętrzną ciała, jest on u ryb znacznie spowolniony [Demoute 1989, Bradbury i Coats 

1989, Coats i in. 1989, James 1994]. Jest to jedna z przyczyn silnej toksyczności tych 

związków dla ryb. Nerki są narządem wydalającym zmetabolizowane substancje toksyczne. 

Nerki ryb, poza funkcją wydalniczą, pełnią też rolę narządu krwiotwórczego. Elementy 

krwiotwórcze rozsiane są pomiędzy kanalikami wydalniczymi i razem z nimi reagują na zawarte 

w wodzie substancje toksyczne. 

152

Zmiany histopatologiczne w nerce tułowiowej karpia (Cyprinus carpio L.)... 

2. CEL BADAŃ 

Celem podjętych badań było poznanie wpływu subtoksycznego stężenia cypermetryny 

i deltametryny na strukturę nerki tułowiowej karpia. 


Badania przeprowadzono w warunkach akwaryjnych. 100-litrowe akwaria napełniono 

wodą rzeczną średnio zanieczyszczoną o następujących parametrach fizyko-chemicznych: 

temperatura 17–19°C, pH 7,7, tlen rozpuszczony 10,5 mg O 2·l -1 , BZT 5 

ok. 2,2 mg O 2·l -1 i twardość 

ogólna 126 mg CaCO 3·l -1 . Dodatkowo woda była napowietrzana i filtrowana za pomocą 

filtrów węglowych, aby usunąć uboczne produkty przemiany materii i resztki pokarmowe. 

Zastosowanie wody rzecznej miało na celu stworzenia rzeczywistych warunków narażenia 

na insektycydy, ponieważ adsorpcja pyretroidów na naturalnej zawiesinie organicznej wpływa 

na zmniejszenie ich toksyczności dla ryb [Hadfield i in. 1993, Wu i in. 1999]. 

W doświadczeniach zastosowano dwa obecnie stosowane w rolnictwie pyretroidy – 

cypermetrynę ((1RS)-cis,trans-3-(2,2-dichlorowinylo)-2,2-dimetylocyklopropanokarboksylan 

(RS)–α-cyjano-3-fenoksybenzylu) i deltametrynę ((1R,3R)-3-(2,2-dibromowinylo)-2,2- 

dimetylocyklopropanokarboksylan (S)-α-cyjano-3-fenoksybenzylu). Badane preparaty 

zastosowano w formie czystych substancji aktywnych (pochodzących z Promochem Sp. 

z o.o. w Warszawie), w subtoksycznych ich koncentracjach – 0,02 µg·l -1 każda. Podano je 

do wody jednorazowo, w formie rozpuszczonej w acetonie (ilość acetonu nie przekraczała 

1% objętości próbki). 

Stężenia badanych substancji i czas ekspozycji wyznaczono na podstawie wyników 

badań dynamiki rozkładu i biodegradacji pyretroidów w modelowych wodach powierzchniowych 

[Lutnicka i in. 1999], w zalecanych przez Instytut Ochrony Roślin dawkach użytkowych 

oraz ze stopnia przenikania insektycydów do wód powierzchniowych, wynoszącego 

0,085–0,85% stosowanej dawki, w zależności od związku i wielkości aplikacji [Crossland 

i in. 1982, Hill 1989, Taylor i Bogacka 1979]. Potwierdza to również poziom pyretroidów 

stwierdzany w wodach powierzchniowych po ich aplikacji na polach, wynoszący dziesiętne 

części mikrograma w litrze, a bezpośrednio po zastosowaniu jest wyższy – rzędu mikrogramów 

w litrze [Crossland i in. 1982, Hill 1989, Muir 1985]. 

Do eksperymentu użyto narybku karpia (Cyprinus carpio L.) o masie ciała 70 ± 10 g. 

Ryby podzielono na 3 grupy: 2 doświadczalne i 1 kontrolną, po 10 sztuk każda. Po 2-tygodniowym 

okresie aklimatyzacji do warunków akwaryjnych ryby doświadczalne eksponowano 

przez 2 tygodnie na badane pyretroidy. Jedną grupę ryb eksponowano na jedną substancję 

aktywną. Po okresie narażenia karpie przeniesiono do wody rzecznej bez pyretroidów 

na kolejne 4 tygodnie w celu ewentualnej naprawy tkanek. W całym okresie badawczym 

nie notowano śnięcia ryb w grupach doświadczalnych i kontrolnej. 

153


Wycinki nerki tułowiowej ryb doświadczalnych i kontrolnych pobrano dwukrotnie w ciągu 

okresu badawczego: po 2-tygodniowej ekspozycji i po 4-tygodniowej rekonwalescencji. 

Preparaty półcienkie (0,5–0,6 µm) do obserwacji w mikroskopie świetlnym przygotowano 

według standardowych metod – skrawki narządu utrwalano według metody Karnovskyego, 

przepłukiwano 4x15 min w 0,1M buforze kakodylanowym, dokontrastowywano 

w 1-procentowym OsO 4 

, odwadniano w serii alkoholi o wzrastających stężeniach. Skrawki 

po przepojeniu w mieszaninie zawierającej tlenek propylenu i Epon 812 – zatapiano 

w Epon 812. Barwiono je błękitem metylenowym i Azurem II i dokonano dokumentacji 

fotograficznej. 

3. WYNIKI I ICH OMÓWIENIE 

Wyniki badań nad wpływem cypermetryny i deltametryny na nerkę tułowiową karpia 

przedstawiają fotografie 1–6. Wskazują one na szkodliwe oddziaływanie niskich stężeń zastosowanych 

pyretroidów na strukturę nerki tułowiowej karpia. 

Fot. 1. Nerka tułowiowa ryb kontrolnych. Widoczne kanaliki wydalnicze (Kw) i tkanka krwiotwórcza 

(Tk). 400x 

Phot. 1. Posterior kidney structure of control fish. Renal tubules (Kw) and haematopietic tissue 

(Tk). 400x 

154


Fot. 2. Nerka tułowiowa ryb eksponowanych przez 2 tygodnie na subtoksyczne stężenie cypermetryny. 

Zniszczona struktura kanalików (D) w sąsiedztwie tkanki krwiotwórczej. 

Zatarta struktura tkanki krwiotwórczej (Tk). 400x 

Phot. 2. Posterior kidney of fish exposed to subtoxic concentration of cypermethrin for two 

weeks. Structure disintegration of renal tubules (D) near haematopoietic tissue. Cloudy 

disintegration process of haematopoietic tissue (Tk). 400x 

Fot. 3. Nerka tułowiowa ryb eksponowanych przez 2 tygodnie na subtoksyczne stężenie deltametryny. 

Destrukcja kanalików nerkowych i ogniskowa martwica (Kw). Bardzo silny rozplem 

tkanki krwiotwórczej (Tk). 400x 

Phot. 3. Posterior kidney of fish exposed to subtoxic concentration of deltamethrin. Destroying 

of renal tubules and local necrosis process (Kw). Heavy proliferation process of haematopietic 

tissue (Tk). 400x 

155


Fot. 4. Nerka tułowiowa ryb po 2-tygodniowym okresie ekspozycji na subtoksyczne stężenie 

cypermetryny i 4-tygodniowym okresie rekonwalescencji. Obrzmienie komórek nabłonka 

kanalików wydalniczych i ich destrukcja, zmniejszenie światła kanalików i obecność 

płynu w ich świetle (Kw). Rozplem tkanki krwiotwórczej (Tk). 400x 

Phot. 4. Posterior kidney of fish after exposure time to subtoxic concentration of cypermethrin 

and convalescence period. Swelling of epithelial cells of renal tubules and their destroying, 

narrowing of the tubular lumen. A fluid in the lumen of renal tubules were seen. Proliferation 

of haematopietic tissue (Tk). 400x 

Fot. 5. Nerka tułowiowa ryb po 2-tygodniowym okresie ekspozycji na subtoksyczne stężenie 

deltametryny i 4-tygodniowym okresie rekonwalescencji. Zniszczona struktura kanalików 

wydalniczych (Kw) pomiędzy tkanką krwiotwórczą, wakuolizacja ich cytoplazmy. 

Uszkodzony kłębuszek nerkowy (Kn). 400x 

Phot. 5. Posterior kidney of fish after the exposure time to subtoxic concentration of deltamethrin 

and after the convalescence period. Destroying of structure of renal tubules (Kw) 

between haematopietic tissue, vacuolization process in cytoplasm of epithelial cells of 

renal tubules. Damage of renal glomerulus (Kn). 400x 

156


Fot. 6. Nacieki leukocytarne (L) wokół kanalików nerkowych, zniszczona ich struktura i wakuolizacja 

cytoplazmy komórek nabłonka (W) u ryb eksponowanych na deltametrynę i po 

okresie rekonwalescencji. 400x 

Phot. 6. Posterior kidney of fish exposed to subtoxic concentration of deltamethrin and after 

convalescence period. Leukocytic infiltration around renal tubules (L), destroying of 

their structure and vacuolization of cytoplasm of endothelial cells (W). 

W nerkach ryb kontrolnych nie obserwowano zmian patologicznych (fot. 1). Natomiast 

u ryb eksponowanych na pyretroidy, pomimo subtoksycznej ich koncentracji, zmiany te 

były nasilone (fot. 2–6). Obserwowano obrzmienie komórek nabłonka kanalików wydalniczych, 

co powodowało zwężenie ich światła. W świetle kanalików najczęściej obecny był 

płyn (fot. 2–6). Struktura komórkowa kanalików nerkowych ryb doświadczalnych była często 

zniszczona, z ogniskową martwicą (fot. 3, 6). Rozplem tkanki krwiotwórczej obserwowano 

w nerkach ryb obu grup doświadczalnych (fot. 2, 3, 4, 6), jednakże proces był silniej 

wyrażony u ryb eksponowanych na deltametrynę (fot. 3). Obecne były też w tkance pojedyncze 

centra melano-makrofagowe. Rozplem tkanki przyczyniał się do rujnowania struktury 

kanalików w jej sąsiedztwie (fot. 2, 3, 5). Bardzo często, a zwłaszcza po okresie rekonwalescencji 

obserwowano wakuolizację cytoplazmy w komórkach nabłonka kanalików (fot. 

6). Okres rekonwalescencji (4 tygodnie) był zbyt krótki na regenerację narządu. Zmiany histopatologiczne 

w nerkach ryb doświadczalnych po tym czasie często były jeszcze bardziej 

nasilone w stosunku do obserwowanych po okresie ekspozycji, a zwłaszcza w nerkach ryb 

narażonych na deltametrynę. Wokół kanalików nerkowych u tych ryb często formowały się 

nacieki leukocytarne (fot. 6), uszkodzeniu ulegały kłębuszki nerkowe wskutek przerwania 

ciągłości torebki Bowmana (fot. 5). Prawdopodobnie doszło do silnego rozszerzenia naczyń 

krwionośnych kłębuszka. 

Zmiany histopatologiczne – podobne do opisanych – obserwował Cengiz [2006] u karpia 

o masie ciała 59,8±0,62 g poddanego ostrej ekspozycji na deltametrynę w dawce 0,029 

i 0,041 mg/lˉ1 . Cengiz obserwował hipertrofię i zniszczenie komórek nabłonka kanalików 

157


nerkowych i obecność w nich wakuoli, piknozę jąder w komórkach tkanki krwiotwórczej, poszerzenie 

naczyń kłębuszka. Światło kanalików było zwężone. Zmiany patologiczne obserwowane 

przez tego autora były bardziej nasilone w stosunku do w obserwacji własnych, 

co prawdopodobnie wynikało z zastosowania znacznie wyższego stężenia pyretroidu przy 

znacznie krótszym czasie ekspozycji (96 godzin). Badania El-Sayed i in. [2007] przeprowadzone 

na tilapii (Oreochromis niloticus L.) o masie ciała 90 ± 5 g, eksponowanej na subtoksyczne 

stężenie deltametryny (1,46 μg/l) przez 28 dni wykazały umiarkowaną hyperaktywność 

centrów melano-makrofagowych w nerce tułowiowej po tygodniowej ekspozycji. 

Podobnie w badaniach Velíšek i in. [2007] stwierdzono brak zmian histopatologicznych 

u pstrąga tęczowego (Oncorhynchus mykiss) o masie ciała 309,18 ± 64,80 g, eksponowanego 

na deltametrynę w stężeniu 0,02 mg/l. Również badania Sepici-Dinçel i in. [2009] wykazały 

brak zmian patologicznych u karpia o masie ciała 100,9 ± 46,4 g eksponowanego 

na subletalne stężenie cyflutryny (10 μg/l) podczas 48-godzinnej i tygodniowej ekspozycji. 

Velmurugan i in. [2007] wykazali, że ekspozycja mrigala (Cirrhinus mrigala) – jednego z gatunków 

indyjskiego major karpia – o masie ciała 9,36 ± 0,56 g, na subtoksyczne stężenie 

lambda-cyhalotryny (0,3 i 0,6 ppb) przez 10 dni była przyczyną rozwoju nasilonych zmian 

patologicznych w nerkach. Autorzy obserwowali nekrozę komórek nabłonka i ich obrzmienie, 

zwężenie światła kanalików nerkowych, obkurczenie kłębuszków oraz obecność przestrzeni 

wewnątrz torebki Bowmana. 

Wydaje się, że rozbieżność wyników badań różnych autorów i własnych dotyczących 

zmian patologicznych rozwijających się w nerce tułowiowej ryb eksponowanych na pyretroidy 

może wynikać z kilku przyczyn. Po pierwsze, badania wykonywano na różnych gatunkach 

ryb i o różnej masie ciała. Im młodsze wiekowo ryby i o mniejszej masie ciała, tym 

większa na ogół ich wrażliwość na ksenobiotyki. Prawdopodobnie duża masa ciała pstrąga 

tęczowego w badaniach Velíšek i in. [2007] była przyczyną braku zmian patologicznych 

w nerce, pomimo większej wrażliwości ryb łososiowatych na substancje toksyczne w porównaniu 

z wrażliwością karpia. 

Po drugie, pyretroidy o różnej budowie chemicznej wykazują zróżnicowaną toksyczność 

dla ryb. Różne były też okresy ekspozycji i stosowane stężenia pyretroidów oraz warunki 

przeprowadzanych eksperymentów. Jednak należy zauważyć, że na ogół zmiany patologiczne, 

jeśli były obserwowane, miały podobny charakter i wyrażały się obrzmieniem komórek 

nabłonka kanalików, zwężeniem ich światła i ogniskową martwicą. 

Praca finansowana z grantu N N304 279440. 


BRADBURY S. P., COATS J. R. 1989. Comparative toxicology of the pyrethroid insecticides. 

Rev. Environ. Contam. Toxicol. 108: 134–159. 

158


CENGIZ E.I. 2006. Gil land kidney histopathology in the fressh water fish Cyprinus carpio 

after acute exposure to deltamethrin. Environ. Toxicol. Pharmacol. 22: 200–204. 

COATS J. R. 1990. Mechanisms of toxic action and structure-activity relationships for organochlorine 

and synthetic pyrethroid insecticides. Environ. Health Perspectives 87: 

255–262. 

COATS J. R., SYMONIK D. M., BRADBURY S. P., DYER S. D., TIMSON L. K., ATCHISON 

G. J. 1989. Toxicology of synthetic pyrethroids in aquatic organisms: an overview. Environ. 

Toxicol. Chem. 8: 671–679. 

CROSSLAND N. O., SHIRES S. W., BENNETT D. 1982. Aquatic toxicology of cypermethrin. 

III. Fate and biological effects of spray drift deposits in fresh water adjacent to agricultural 

land. Aquatic Toxicol. 2: 253–270. 

EELLS J., RASMUSSEN j. l., BANDETTINI P. A., PROPP j. M. 1993. Differences in the neuroexcitatory 

actions of pyrethroid insecticides and sodium channel-specific neurotoxins 

in rat and trout brain synaptosomes. Toxicol. Appl. Pharmacol. 123: 107–119. 

EL-SAYED Y. S., SAAD T. T. 2007. Subacute intoxication of a Deltamethrin-based preparation 

(Butox 5% EC) in Monosex Nile Tilapia, Oreochromis niloticus L.. Basic & Clinical 

Pharmacol & Toxicol. 102: 293–299. 

DEMOUTE J. P. 1989. A brief review of the environmental fate and metabolism of pyrethroids. 

Pestic. Sci. 27: 375–385. 

HADFIELD S. T., SADLER J. K., BOLYGO E., HILL S., HILL I. R. 1993. Pyrethroid residues 

in sediment and water samples from mesocosm and farm pond studies of simulated accidental 

aquatic exposure. Pestic. Sci. 38: 283–294. 

HILL I. R. 1989. Aquatic organisms and pyrethroids. Pestic. Sci. 27: 429–465. 

JAMES M.O. 1994. Pesticide metabolism in aquatic organisms. Chem. Plant Protect. 9: 

153–189 

KARASU BENLI A. C., SELVI M., SARIKAYA R., ERKOÇ F., KOÇAK O. 2009. Acute toxicity 

of deltamethrin on Nile Tilapia (Oreochromis niloticus L.1758) larvae and fry. G. U. 

Journal of Science 22: 1–4. 

LUND A. E. 1984. Pyrethroid modification of sodium channel: current concepts. Pestic. Biochem. 

Physiol. 22: 161–168. 

LUTNICKA H, BOGACKA T., WOLSKA L. 1999. Degradation of pyrethroids in an aquatic 

ekosystem model. Wat. Res. 33: 3441–3446. 

ŁAKOTA S., KOŁODZIEJCZYK E., RASZKA A. 1990. Badania nad ubocznym działaniem 

pyretroidów na środowisko wodne. Pestycydy 4: 19–25. 

ŁAKOTA S., RASZKA A., UTRACKI T., CHMIEL Z. 1987-88. Wpływ toksyczny deltametryny 

i cypermetryny na wybrane organizmy wodne. Organika – Prace Nauk. Inst. Przem. 

Org. 1987-88: 71–77. 

MUIR D. C. G., RAWN G.P., GRIFT N. P. 1985. Fate of the pyrethroid insecticide deltamethrin 

in small ponds: a mass balance study. J. Agric. Food Chem. 33: 603–609. 

159


RÓŻAŃSKI L. 1992. Przemiany pestycydów w organizmach żywych. PWRiL, Warszawa. 

SEPICI-DINÇEL A., BENLI A. Ç. K., SELVI M., SARIKAYA R., SAHIN D., ÖZKUL I. A., 

ERKOÇ F.2009. Sublethal cyfluthrin toxicity to carp (Cyprinus carpio L.) fingerlings: biochemical, 

hematological, histopathological alternations. Ecotoxicol. Environ. Safety 72: 

1433–1439. 

TAYLOR R., BOGACKA T. 1979. Transport of pesticides to thr sea by the Wistula river. 

Oceanology 11: 129–138. 

VELÍŠEK J., JURČÍKOVÁ J., DOBŠÍKOVÁ R., SVOBODOVÁ Z., PIAČKOVÁ V., MÁCHO- 

VÁ J., NOVOTNÝ L. 2007. Effects of deltamethrin on rainbow trout (Oncorhynchus 

mykiss). Environ.Toxicol. Pharmacol. 23: 297–301. 

VELÍŠEK J., SVOBODOVÁ Z., , MÁCHOVÁ J. 2009. Effects of bifenthrin on some haematological, 

biochemical and histopathological parameters of common carp (Cyprinus carpio 

L.). Fish Physiol. Biochem. 35: 583–590. 

VELMURUGAN B., SELVANAYAGAM M., CENGIZ E. I., UNLU E. 2007. Histopathology of 

lambda-cyhalothrin on tissue (gill, kidney, liver and intestine) of Cirrhinus mrigala. Environ. 

Toxicol. Pharmacol. 24: 286–291. 

VIJVERBERG H. P. M., VAN DEN BERCKEN 1990. Neurotoxicological effects and the 

mode of action of pyrethoid insecticides. Toxicology 105–126. 

WU W.Z., XU Y., SCHRAMM K. W., Kettrup A. 1999. Effect of natural humic material on 

bioavailability and acute toxicity of fenpropathrin to the grass carp, Ctenopharyngodon 

idellus. Ecotoxicol. Environ. Safety 42: 203–206. 

160


Ewa Drąg-Kozak*, Ewa Łuszczek-Trojnar*, Włodzimierz Popek* 

Koncentracja metali ciężkich w tkankach i organach 

pstrąga tęczowego (Oncorhynchus mykiss) w zależności 

od wieku i sezonu 

Heavy metals in some tissues and organs of rainbow 

trout (Oncorhynchus mykiss) fish species in relation 

to age and season 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, pstrąg tęczowy, sezon. 

Key words: heavy metals, rainbow trout, season. 

The aim of the study was to compare the concentration of zinc, copper, cadmium and lead 

in different tissues of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss), depending on season (autumn 

and spring) and fish age (one and two years). Fish were taken from fish farm which is supplied 

with water coming from Rudawa the left tributary of the Vistula River. The concentration 

of heavy metals was determined by atomic absorption (AAS) in some tissues and organs 

of rainbow trout. There was a clear difference between the concentrations of heavy 

metals within tissues and organs of fish. The results showed that higher Cd and Pb concentration 

was in the spleen, Zn in the intestine and Cu in the liver. Muscle, generally, accumulated 

the lowest levels of metals in the tissues. The concentration of heavy metals follow 

the tend: zinc>copper>lead>cadmium. The increase of zinc and cadmium concentration, 

depending on age was observed in majority tissues as the decrease was noticed in case of 

lead and copper. Seasonal differences was demonstrated in the tissues in case of zinc, copper 

and cadmium. In this study was not observed any relationship between accumulation of 

lead in tissues and season. The metal accumulation in different fish organs depends on age 

and season. General conclusion is that higher concentration of tested metals were found in 

the spring compared with those during the autumn season. 

* Dr Ewa Drąg-Kozak, dr Ewa Łuszczek-Trojnar, prof. dr hab. inż. Włodzimierz Popek 

– Katedra Ichtiobiologii i Rybactwa Uniwersytetu Rolniczego w Krakowie, 

30-199 Kraków-Mydlniki, ul. Spiczakowa 6; tel.: 12 637 51 76; e-mail: edrag-kozak@ar.krakow.pl 

161

Ewa Drąg-Kozak, Ewa Łuszczek-Trojnar, Włodzimierz Popek 


Jednym z ważniejszych problemów związanych z rozwojem cywilizacji jest degradacja 

środowiska naturalnego. Ciągły rozwój przemysłu powoduje gigantyczną emisję zanieczyszczeń. 

Problemy skażenia środowiska są nierozerwalnie związane z metalami ciężkimi, 

które w nieograniczony sposób przenikają do wszystkich elementów biosfery. 

Metale ciężkie nie podlegają biodegradacji i procesom rozkładu. Do głównych ośrodków, 

w których rozprzestrzeniają się substancje chemiczne zawierające metale ciężkie należą 

powietrze, woda i gleba. Szczególnie narażone na zanieczyszczenia jest środowisko 

wodne, ponieważ zbiorniki wodne są często bezpośrednim miejscem zrzutu ścieków przemysłowych, 

komunalnych i zanieczyszczeń będących wynikiem działalności rolniczej. Do 

wody substancje szkodliwe dostają się również z powietrza, w wyniku opadów atmosferycznych, 

jak również z gleb – w wyniku spływów obszarowych [Alloway i Ayres 1999]. Toksyczność 

metali w wodzie jest warunkowana głównie ich rozpuszczalnością, pH wody oraz jej 

temperaturą, twardością itp. 

Organizmy wodne są szczególnie narażone na bezpośrednie działanie szkodliwych 

substancji. Metale w organizmach żywych prawie zawsze występują w postaci utlenionej 

lub chemicznie związanej. Metale w postaci nieorganicznych kationów wykazują w większości 

przypadków skłonność do silnego wiązania się z białkami i tkankami biologicznymi 

[Manahan 2010]. Takie wiązanie zwiększa bioakumulację i hamuje ich wydzielanie z organizmu. 

Ryby jako najważniejsze, z punktu widzenia człowieka, organizmy wodne stanowią 

cenne źródło wysokowartościowego białka, niezbędnych aminokwasów oraz tłuszczów, dostarczają 

również wielu makro– i mikroelementów [Łuczyńska i in. 2000b, Polak-Juszczak 

i Adamczyk 2009], jednak zajmując jedno z ostatnich ogniw w łańcuchu troficznym ekosystemu 

wodnego mogą akumulować znaczne ilości metali ciężkich. Zawartość metali w organizmach 

zależy od: dawki, drogi wchłaniania, szybkości wydalania, a także od sposobu odżywiania. 

Ocena stopnia skażenia ekosystemów wodnych metalami ciężkimi nie może ograniczyć 

się tylko do określania ich stężeń w wodzie, ale również w organizmach żywych w nich 

bytujących, dlatego też celem niniejszej pracy jest zbadanie koncentracji Pb, Cd, Cu i Zn 

w różnych tkankach i organach pstrąga tęczowego ze stawów hodowlanych, zasilanych 

wodą pochodzącą z rzeki Rudawa (lewobrzeżny dopływ Wisły) w zależności od wieku ryb 

i sezonu (jesień, wiosna). 


Badania przeprowadzono na terenie Rybackiej Stacji Doświadczalnej Katedry Ichtiobiologii 

i Rybactwa Uniwersytetu Rolniczego w Krakowie. Stawy hodowlane są zasilane 

162

Koncentracja metali ciężkich w tkankach i organach pstrąga tęczowego... 

wodą z rzeki Rudawa, lewobrzeżnego dopływu Wisły. Rzeka Rudawa jest odbiornikiem 

ścieków komunalnych, głównie z miasta Krzeszowice (przez Krzeszówkę) oraz gminy Zabierzów. 

Do zlewni Rudawy odprowadza się około 1,5 mln m 3 ścieków komunalnych oraz 

0,8 mln m 3 ścieków przemysłowych. Ponadto Rudawa jest jednym ze źródeł wody pitnej dla 

Krakowa (ujęcie w Mydlnikach) oraz gminy Zabierzów. Jakość wody w Rudawie w latach 

2006 i 2007, w których pobrano próby, zakwalifikowano jako zadowalającą, odpowiadającą 

III klasie czystości w pięciostopniowej skali czystości wód [WIOŚ… 2007, 2008]. Z pomiarów 

wykonanych przez MPWiK ZUW Rudawa wynika, że stężenia ołowiu i miedzi w wodzie 

Rudawy były mniejsze niż 0,005 mg·l -1 , cynku – mniejsze niż 0,08 mg·l -1 , a kadmu mniejsze 

niż 0,001 mg·l -1 . 

Pstrągi tęczowe przebywały w stawach betonowych (tuczowe) o powierzchni 70 m 2 , 

głębokości 0,5–1,5 m i obsadzie ok. 150 kg. Ryby były karmione zbilansowaną paszą firmy 

Aller Aqua w dziennej dawce 2% masy ciała. 

W listopadzie 2006 oraz w maju 2007 roku losowo odłowiono po 10 sztuk jednorocznych 

(w wieku 9 i 15 miesięcy) oraz dwuletnich (w wieku 21 i 27 miesięcy) pstrągów tęczowych. 

Średnia masa ciała pstrągów jednorocznych złowionych jesienią wynosiła 93,1 g, 

a wiosną – 146,57 g, natomiast dwuletnich jesienią – 352,68 g, a wiosną – 529,40 g. Po 

dekapitacji pobrano fragmenty tkanek i organów ryb (1–5 g): mięsni, wątroby, śledziony, 

nerek, skrzeli, serca, wyrostków pylorycznych, żołądka i jelit. Pobrane próbki poddano mineralizacji 

w mieszaninie kwasu azotowego (HNO 3 

) i nadchlorowego (HClO 4 

), a następnie 

oznaczono stężenie Pb, Cd, Cu i Zn w spektrometrze absorpcji atomowej ATI UNI- 

COM 929. 

Uzyskane wyniki (w mg·kg -1 mokrej masy) poddano jednoczynnikowej analizie wariancji 

oraz za pomocą testu t–Studenta wykazano istotność różnic między badanymi metalami, 

tkankami i organami. Za pomocą pakietu Statistica obliczono również współczynnik 

korelacji Spearmana, określając zależność stężenia metali w tkankach od wieku ryb 

i sezonu. 


Zawartość metali ciężkich w tkankach ryb jest efektem ich pobierania w trakcie życia 

w dwojaki sposób: przez akumulację z otaczającego środowiska (wody), głównie przez 

skrzela, oraz drogą pokarmową wraz z pożywieniem [Tepe i in. 2008]. W naturalnych warunkach 

obie drogi akumulacji metali zachodzą równocześnie, a końcowym rezultatem 

jest stężenie pierwiastka w tkankach. Stężenie to można określić jako funkcję ilości przyjętego 

metalu, współczynnika jego wchłaniania przez daną tkankę oraz tempa eliminacji 

metalu z organizmu. Zjawisko to nazywamy bioakumulacją [Parlar i Angerhöfer 1991]. 

Różnorodne metale ciężkie występujące w środowisku wodnym działają niekorzystnie na 

znajdujące się tam organizmy. Większość badań dotyczących zawartości metali ciężkich 

163


w tkankach ryb ogranicza się głównie do mięśni [Łuczyńska i in. 2000a, 2000b, Szczerbik 

i in. 2001, Aygun i in. 2004], tymczasem porównawcze dane z obszernej literatury, dotyczącej 

pobierania i rozmieszczania metali w ciele ryb dowodzą, że ich kumulacja w tkance 

mięśniowej jest stosunkowo niewielka. W największych ilościach metale odkładają się 

w tkankach i organach miękkich, takich jak wątroba, nerki, śledziona, przewód pokarmowy 

i skrzela [Jezierska, Witeska 2003, Tekin-Özan 2008]. Ponadto różne tkanki i organy 

ryb akumulują różne ilości poszczególnych metali ciężkich [Szulkowska-Wojaczek i in. 

1992, Malik i in. 2010]. 

W badaniach prezentowanych w niniejszej pracy zaobserwowano podobne zależności. 

Największą koncentrację ołowiu odnotowano w śledzionie dwuletnich pstrągów jesienią 

(14,28 mg·kg -1 ), następnie w jelicie jednorocznych ryb pobranych wiosną (13,26 

mg·kg -1 ). Najmniej ołowiu zanotowano w sercu jednorocznych pstrągów złowionych jesienią 

i wiosną – odpowiednio 0,03 oraz 0,04 mg·kg -1 , również w mięśniach koncentracja 

była mała i nie przekroczyła wartości 0,46 mg·kg -1 u pstrągów jednorocznych i 0,39 

mg·kg -1 u dwuletnich (rys. 1). Oznaczone wartości w niewielkim stopniu przekroczyły dopuszczalny 

poziom ołowiu w mięsie rybim, który wg rozporządzenia Komisji (WE) z 2006 

roku wynosi 0,3 mgPb · kg -1 świeżej tkanki [Rozporządzenie…2006]. Zaobserwowano, że 

koncentracja ołowiu w tkankach zmniejsza się z wiekiem – szczególnie wyraźnie widać to 

w przypadku żołądka, jelit, wyrostków pylorycznych, wątroby oraz skrzeli. Tłumaczy się to 

większą aktywnością i większym zapotrzebowaniem na tlen oraz energię młodszych ryb 

[Canpolat i Calta 2003]. Co więcej u starszych ryb lepiej funkcjonują mechanizmy obronne, 

w związku z czym eliminacja szkodliwych związków z organizmu jest szybsza. Podobne 

zależności zaobserwowali inni autorzy [Popławska i Korzeniowski 1991, De Wet i in. 

1994, Łuczyńska i in. 2000a]. 

Odnotowano ujemny współczynnik korelacji między stężeniem ołowiu a wiekiem: 

w przypadku wątroby (r = -0,676, p < 0,0001), wyrostków pylorycznych (r = -0,828, p < 

0,0001), żołądka (r = -0,859, p < 0,0001) i jelit (r = -0,78 p < 0,0001), natomiast w przypadku 

nerek i serca koncentracja ołowiu była dodatnio skorelowana z wiekiem (odpowiednio 

r = 0,65, p


Rys. 1. Porównanie koncentracji Pb, Cd, Cu, Zn w tkankach i organach pstrąga tęczowego w zależności 

od wieku i sezonu (jesień, wiosna) 

Fig. 1. Pb, Cd, Cu and Zn concentration in some tissues and organs of rainbow trout in relation 

to fish age and season (Autumn, Spring) 

Koncentracja kadmu w większości tkanek i organów, w przeciwieństwie do ołowiu, 

zwiększa się z wiekiem ryb. Dodatnią korelację odnotowano w przypadku mięśni (r = 0,831, 

p < 0,0001), wątroby (r = 0,793, p < 0,0001), skrzeli (r = 0,511, p < 0,01), serca (r = 0,714, 

p < 0,0001), wyrostków pylorycznych (r = 0,591, p < 0,0001) i jelit (r = 0,418 p < 0,05). Podobną 

zależność zwiększania się koncentracji kadmu z wiekiem w mięśniach, wątrobie 

i nerkach ryb wykazali Dobicki i Polechoński [2003] oraz Farkas i in. [2002]. Badania zależności 

akumulacji kadmu od sezonu wykazały większą koncentrację kadmu wiosną w mięśniach, 

wątrobie, skrzelach i sercu, natomiast jesienią – w żołądku i wyrostkach pylorycznych 

(rys. 1). 

Miedź i cynk są ważnymi mikroelementami, niezbędnymi do prawidłowego funkcjonowania 

organizmu. Zarówno niedobór, jak i nadmiar tych metali może zakłócać równowagę 

biologiczną ekosystemów wodnych oraz wpływać na utrzymanie prawidłowego przebiegu 

funkcji życiowych organizmów żywych [Łuczyńska i in. 2000a]. 

Miedź wchodzi w skład wielu enzymów i białek. Jest konieczna w procesie powstawania 

krwinek czerwonych, tworzenia kości oraz kolagenu, w metabolizmie kwasów tłuszczowych, 

syntezie RNA, wspomaga wchłanianie oraz transport żelaza, ma wpływ na sprawne 

funkcjonowanie układu nerwowego. Miedź wchłonięta i rozmieszczona w organizmie ryb, 

165


w najwyższej koncentracji występuje w wątrobie [Brucka-Jastrzębska i in. 2009, Ronagh 

i in. 2009, Abel-Baki i in. 2011]. Wysoki poziom miedzi w wątrobie jest związany z aktywacją 

metaloenzymów. Ponadto jednym z zadań wątroby jest filtracja krwi i neutralizacja toksyn, 

w tym metali ciężkich [Seńczuk 2002]. 

Najwięcej miedzi odnotowano w wątrobie dwuletnich pstrągów wiosną, gdzie osiągnęła 

stężenie 74,53 mg·kg -1 , natomiast najmniej – w mięśniach, gdzie jej poziom nie przekroczył 

0,54 mg·kg -1 . Jedynie w przypadku wątroby zaobserwowano dodatnią korelację stężenia 

miedzi z wiekiem (r = 0,861, p < 0,0001). Podobne wyniki uzyskali Al-Kahtani [2009], Dobicki 

i Polechoński [2003] oraz Canpolat i Calta [2003]. Stężenie miedzi, podobnie jak ołowiu, 

w większości tkanek i organów było statystycznie istotnie ujemnie skorelowane z wiekiem: 

w śledzionie (r = -0,757, p < 0,0001), nerkach (r = -0,664, p < 0,0001), skrzelach (r = -0,659, 

p < 0,0001), sercu (r = -0,807, p < 0,0001), wyrostkach pyrolycznych (r = -0,388, p < 0,05), 

żołądku (r = -0,887, p < 0,0001) i jelicie (r = -0,738, p < 0,0001). Badając zależność akumulacji 

od sezonu odnotowano zwiększenie stężenia miedzi jesienią w mięśniach, śledzionie, 

wyrostkach pylorycznych, żołądku i jelicie, natomiast wiosną – w wątrobie, nerkach i skrzelach 

(rys. 1). 

Kolejnym badanym mikroelementem był cynk. Wiadomo, że jest on składową wielu 

metaloenzymów, ponadto znajduje się w cząsteczkach kwasów nukleinowych. Bierze 

udział w wielu reakcjach syntezy, np.: RNA, DNA, białek, insuliny. Aktywuje około 80 enzymów 

i jest niezbędny do prawidłowego funkcjonowania układu immunologicznego, dlatego 

też jest metalem akumulowanym w największych ilościach w organizmach żywych 

[Szulkowska-Wojaczek i in. 1992, Farkas i in. 2002, Al-Kahtani 2009, Malik i in. 2010]. 

Również w tkankach i organach pstrąga tęczowego stężenie cynku osiągnęło poziom 

wyższy niż innych badanych metali. Najwięcej tego metalu zakumulowały jelita dwuletnich 

ryb w sezonie wiosennym (386,27 mg·kg -1 ), a następnie kolejno – wyrostki pyloryczne 

(292,65 mg·kg -1 ) oraz żołądek (226,94 mg·kg -1 ). Najmniej cynku odnotowano w śledzionie 

dwuletnich pstrągów odłowionych wiosną (0,363 mg·kg -1 ) oraz w mięśniach dwuletnich 

ryb jesienią (5,94 mg·kg -1 ). Zwiększnie koncentracji cynku z wiekiem zaobserwowano 

w skrzelach (r = 0,703, pCu>Pb>Cd, wątroby 

– Cu>Zn>Pb>Cd, serca – Zn>Cu>Cd>Pb, natomiast śledziony, nerek, skrzeli, wyrost- 

166


ków pylorycznych, żołądka i jelit – Zn>Pb>Cu>Cd (rys. 1). Podobne rezultaty otrzymał Ashraf 

[2005], badając zawartość metali w sercu i nerkach Epinephelus microdon z rzędu okoniokształtnych. 

Badając koncentracje metali ciężkich w tkankach i organach ryb możemy określić stopień 

zanieczyszczenia środowiska wodnego oraz ocenić zagrożenia dla zdrowia i kondycji 

ryb, jak również człowieka, stojącego na końcu łańcucha troficznego. 


Zaobserwowano znaczne różnice w koncentracji metali ciężkich w badanych tkankach 

i organach pstrąga tęczowego. Najmniejsze ilości metali stwierdzono w mięśniach. Metalem 

dominującym we wszystkich badanych tkankach i organach był cynk, a następnie 

miedź. Koncentracja metali zarówno w tkankach, jak i organach była zróżnicowana w zależności 

od wieku i sezonu. W przypadku Pb i Cu zaobserwowano zmniejszenie koncentracji 

tych metali z wiekiem w przeważającej większości badanych tkanek i organów pstrąga 

tęczowego. Z kolei w przypadku Cd i Zn odnotowano sytuację odwrotną – zwiększenie koncentracji 

w większości tkanek i organów. Sezonowe różnice koncentracji w tkankach i organach 

wykazano w przypadku cynku, miedzi i kadmu. Więkższe stężenie Cd i Zn zaobserwowano 

wiosną, natomiast Cu – jesienią. 

PIŚMIENNICTWO I AKTY PRAWNE 

ABEL-BAKI A.S., DKHIL M.A., AL-QURAISHY S. 2011. Bioaccumulation of some heavy 

metals in tilapia fish relevant to their concentration in water and sedyment of Wadi Hanifah, 

Saudi Arabia. African Journal of Biotechnology 10(13): 2541–2547. 

AL-KAHTANI M. 2009. Accumulation of heavy metals in tilapia fish (Oreochromis niloticus) 

from Al – Khadoud Spring, Al.-Hassa, Saudi Arabia. American Journal of Applies Sciences 

6(12): 2024–2029. 

ALLOWAY B.J., AYRES D.C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczenia środowiska. 

Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. 

ASHRAF W. 2005. Accumulation of heavy metals in kidney and heart tissues of Epinephelus 

microdon fish from the Arabian Gulf. Environ. Monitoring and Assessment 101: 

311–316. 

AYGUN O., YARSAN E., AKKAYA R. 2004. Lead and copper levels in muscle meat of crucian 

carp (Carassius carassius L. 1758) from Yarseli Dam Lake, Turkey. Bull. Environ. 

Contam. Toxicol. 72: 135–140. 

BRUCKA-JASTRZĘBSKA E., KAWCZUGA D., RAJKOWSKA M., PROTASOWICKI M. 

2009. Levels of microelements (Cu, Zn, Fe) and macroelements (Mg, Ca) in freshwater 

fish. J. Elementol. 14(3): 437–447. 

167


CANPOLAT Ö., CALTA M. 2003. Heavy metals in some tissues and organs of Capoeta capoeta 

umbla (Heckel, 1843) fish species in relation to body size, age, sex and seasons. 

Fresenius Environ. Bulletin 12(9): 961–966. 

DE WET L.M., SCHOONBE H., DE WET L.P., WIID A. 1994. Bioakumulation of metals 

by the southern mouthbrooder, Pseudocrenilabrus philander from a mine polluted impoundment. 

Water SA. 20: 119–126. 

DOBICKI W., POLECHOŃSKI R. 2003. Relationship between age and heavy metals bioaccumulation 

by tissues of four fish species inhabiting Wojnowski Lakes. A. Scient. Pol. 

Piscaria 2(1): 27–44. 

FARKAS A., SALÁNKI J., SPECZIÁR A. 2002. Relation between growth and the heavy metal 

concentration in organ sof bream Abramis brama L. populating lake Balaton. Arch. 

Environ. Contam. Toxicol. 43: 236–243. 

JEZIERSKA B., WITESKA M. 2003. Zawartość metali w mięśniach ryb – wskaźnik użyteczny 

dla celów konsumpcyjnych ale nie dla celów naukowych. Materiały z XIX Zjazdu Hydrobiologów, 

9-12 września 2003, Warszawa. 

ŁUCZYŃSKA J., JAWORSKI J., MARKIEWICZ K. 2000a. Wybrane metale w tkance mięśniowej 

ryb z jeziora Łańskiego. Komunikaty Rybackie 3: 22–25. 

ŁUCZYŃSKA J., JAWORSKI J., MARKIEWICZ K. 2000b. Wybrane metale w tkance mięśniowej 

ryb z jezior mazurskich. Komunikaty Rybackie 4: 22–25. 

MALIK N., BISWAS A.K., QURESHI T.A., BORANA K., VIRHA R. 2010. Bioaccumulation 

of heavy metals in fish tissues of a freshwater lake of Bhopal. Environ. Monit. Assess. 

160: 267–276. 

MANAHAN S.E. 2010. Toksykologia środowiskowa. Aspekty chemiczne i biochemiczne. 


PARLAR H., ANGERHÖFER D. 1991. Chemische Ökotoxikologie. Springer, Berlin: 384 . 

POLAK-JUSZCZAK L., ADAMCZYK M. 2009. Jakość i skład aminokwasowy białka ryb 

z Zalewu Wiślanego. Żywność. Nauka. Technologia. Jakość. 3(64): 75–83. 

POLECHOŃSKI R., 2004. Ołów w ekosystemie jeziora Sława – przemieszczanie, kumulacja 

oraz próba bilansu w dziesięcioleciu 1993–2003. Zesz. Nauk. AR Wrocław, Rozprawy 

CCXXIII. 

POPŁAWSKA M., KORZENIOWSKI K. 1991. Ciernik (Gastostomus aculeatus L.) jako bioindykator 

metali śladowych w przybrzeżnych wodach morskich. W: Metale ciężkie w środowisku 

przyrodniczym. TWWP Oddz. w Lublinie, Lublin: 35–38. 

RONAGH M.T., SAFARI A., PAPAHN F., HESNI M.A. 2009. Bioaccumulation of heavy metals 

in Euryglossa orientalis from the Hendijan Seaport (Coastal of Persian Gulf), Iran. J. 

Biolog. Scien. 9(3) 272–275. 

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

poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych. Dz. Urz. 

UE, L 364:5–20. 

168


SEŃCZUK W. 2002. Toksykologia. PZWL Wydawnictwo Lekarskie, Warszawa. 

SZCZERBIK P., MIKOŁAJCZYK T., SOCHA M., CHYB J., EPLER P. 2001. Akumulacja kadmu 

w mięśniach karasia Carassius auratus przy żywieniu paszą z różną koncentracją 

CdCl 2 

. Rocz. Nauk. Zoot., Supl. 12: 253–259. 

SZULKOWSKA-WOJACZEK E., MAREK J., DOBICKI W., POLECHOŃSKI R. 1992. Metale 

ciężkie w środowisku stawowym. Zeszyty naukowe AR we Wrocławiu 218: 7–25 

TEKIN-ÖZAn S. 2008. Determination of heavy metals levels in water, sedyment and tissues 

of techn. (Tinca tinca L., 1758) from Beysehir Lake (Turkey). Environ. Monit. Assess. 

145: 295–302. 

TEPE Y., Türkmen M., Türkmen A. 2008. Assessment of heavy metals in two commercial 

fish species of four Turkish seas. Environ. Monit Assess. 146: 277–284. 

WIOŚ 2007. Ocena jakości wód powierzchniowych w województwie małopolskim w roku 

2006. Raport. http://www.krakow.pios.gov.pl/publikacje/2007/wody_ocena_ 2006 .pdf 

WIOŚ 2008. Ocena jakości wód powierzchniowych w województwie małopolskim w roku 

2007. Raport. http://www.krakow.pios.gov.pl/publikacje/2008/wody_ocena_ 2007.pdf 

169


Katarzyna Ługowska*, Justyna Kubik* 

Malformations of barbel (Barbus barbus) larvae 

induced by copper and cadmium 

Deformacje larw brzany (Barbus barbus) pod wpływem 

miedzi i kadmu 

Słowa kluczowe: brzana, miedź, kadm, deformacje larw. 

Key words: barbel, copper, cadmium, malformations of larvae. 

Zapłodnione jaja brzany (Barbus barbus) inkubowano w wodzie zawierającej 0,1 mg/dm -3 

Cu, 0,1 mg/dm -3 Cd lub w czystej wodzie (grupa kontrolna). Obliczono procent wyklutych 

larw i odsetek larw zdeformowanych. Larwy zdeformowane dokładnie oglądano i fotografowano 

za pomocą kamery i komputera z systemem analizy obrazu MultiScan, aby sklasyfikować 

typy deformacji. Zdeformowane larwy przez 14 dni hodowano w niezanieczyszczonej 

wodzie. Znaczące zmniejszenie procentu wyklucia odnotowano jedynie pod wpływem kadmu. 

Oba metale spowodowały znaczący wzrost odsetka zdeformowanych larw, podczas 

gdy w warunkach kontrolnych były one nieliczne. Oznaczono 5 głównych typów deformacji 

larw brzany: skrzywienie kręgosłupa, larwa w kształcie litery, deformacja woreczka żółtkowego, 

obrzęk serca, skrócenie ciała. Po 14 dniach od wyklucia we wszystkich grupach 

obserwowano nasilanie się deformacji ciała larw, najmniej w warunkach kontrolnych, gdzie 

jednocześnie najwięcej larw wykazywało ustępowanie deformacji. 


Body deformations commonly occur in fish larvae, their frequency may be affected by 

environmental conditions, and they become visible already during embryonic development. 

Several factors may cause an increase in frequency of body deformations in fish, such as 

low and high temperature [Stott and Cross 1973, Miś et al. 1995, Lein et al. 1997, Ługowska 

* Dr Katarzyna Ługowska, mgr Justyna Kubik – Zakład Fizjologii Zwierząt, Uniwersytet 

Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. Prusa 12, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 30; 

e-mail: kongo@ap.siedlce.pl 

170

Malformations of barbel (Barbus barbus) larvae induced by copper and cadmium 

and Jezierska 2000], pH changes [Jezierska 1993, Duis and Oberemm 2000], low dissolved 

oxygen content [Tomasik et al.1982, Keckeis et al. 1996], radiation [Shrivastava and Dwivedi 

1980], and heavy metals [Samson and Shenker 2000, Słomińska and Jezierska 2000, 

Hallare et al. 2005, Fraysse et al. 2006, Johnson et al. 2007]. 

Among deformations of fish larvae, different types of spine curvature are the most common 

[Newsome and Piron 1982, Baumann and Hamilton 1984, Afonso et al. 2000, Słomińska 

and Jezierska 2000, Calta 2001] followed by yolk sac deformations [Krejčí and Palíková 

2006, Nguyen and Jansen 2002]. In our earlier papers we reported detailed description of 

body malformations in common carp [Jezierska et al. 2000] and grass carp [Ługowska et al. 

2002] but detailed visual evidence of body deformations in other fish larvae is still lacking. 

The present study describes various types of deformities found in barbel caused by two 

heavy metals, copper and cadmium, and their possible changes during further larval development. 

2. Materials and methods 

The experiment was done on barbel larvae exposed during embryonic development to 

copper or cadmium. Eggs and sperm were obtained from artificially stimulated spawning in 

the Inland Fisheries Institute in Żabieniec. The material was transported to the laboratory 

of the Department of Animal Physiology in Siedlce at 5˚C. The eggs were fertilized in about 

2 hours after stripping: they were mixed with sperm and a small amount of water. Fertilized 

eggs were divided into four groups: C (control) – in clean tap water, Cu – at 0.1 mg/l Cu (obtained 

using CuSO 4 

solution) and Cd – at 0.1 mg/l Cd (obtained using CdCl 2 

solution) and 

incubated at 20 o C. Water was changed every day, and constantly aerated. 

Newly hatched larvae were counted and inspected. Hatching rate was calculated as 

a percentage of hatched larvae in the initial number of incubated eggs. The larvae were divided 

into two groups: normal – live, motile, without visible abnormalities, and deformed – 

live, moving erroneously, showing body malformations. The percentage of each group in 

total number of hatched larvae was calculated. Each deformed larva was examined and 

classified according to [Jezierska et al. 2000]. 

Larval development took place in dechlorined tap water (dissolved oxygen saturation 

about 80%, hardness 167 mg/dm 3 as CaCO 3 

, pH 7.8) for 14 days post hatching. Larvae 

were kept in 250 ml aquaria placed in water thermostate to maintain constant temperature 

of 20°C. Water in aquaria was changed daily. Dead larvae were counted and removed daily. 

Beginning from 3 day post hatching larvae were fed Artemia salina naupli. Larvae were observed 

and photographed daily using computer MultiScan image analysis system and stereoscopic 

microscope connected with camera. The photographs were used to create the catalog 

of barbel larvae deformations. 

The results were subjected to U Mann-Whitney tests to evaluate the significance of differences 

(at p < 0.05). 

171

Katarzyna Ługowska, Justyna Kubik 

3. Results and Discussion 

The highest hatching percentage was obtained in the control (50.5 %–73.6 %) whereas 

in copper exposure it was 51.3 % and 62.5 % (no significant differences comparing to the 

control). In cadmium exposure hatching percent decreased to 38.9 % which was significantly 

lower compared to the control (Tab. 1). Calta [2000] observed that only 46.9 % of common 

carp larvae hatched after exposure to 0.01 mg/dm 3 of cadmium. A decrease in percentage 

of hatching with the increase of cadmium concentration within the range of 0.001–0.02 mg/ 

dm 3 was reported by [Witeska et al. 1995]. Cadmium at the concentration of 3.3 and 33.3 

mg/dm 3 reduced number of hatched Melanotaenia fluviatilis larvae [Williams and Holdway 

2000]. Similar effect of copper was observed by [Słomińska 1998, Witeska and Ługowska 

2004] for common carp and [Ługowska et al. 2002] for grass carp. 

The highest percentage of normal larvae was obtained in the control – about 90 %, and 

only 9.5 % of deformed ones. Frequency of body malformations increased significantly in 

copper and cadmium exposures (Tab. 1). An increase in frequency of common carp body 

deformation rate induced by exposure to cadmium at concentrations 0.002–0.05 mg/dm 3 

was reported by [Calta 2001] and at 0.2 mg/dm 3 by [Ługowska 2007]. Similar effect of copper 

atn concentrations 0.006–1.2 mg/dm 3 reported [Miś et al. 1995, Witeska and Ługowska 

2004] for common carp. 

Table 1. Percentage of hatching and quality of newly hatched barbel larvae 

Tabela 1. Procent wyklucia i jakość wyklutych larw brzany 

Series 

Hatching rate, % Normal larvae, % Deformed larvae, % 

control Cu Cd control Cu Cd control Cu Cd 

I 73.6 51.3 - 87.7 65.6* - 9.5 19.8* - 

II 69.9 62.5 - 90.0 69.3* - 4.6 9.5* - 

III 50.5 - 38.9* 84.7 - 52.6* 8.1 - 33.7* 

Five main types of malformations of newly hatched barbel larvae were observed 

(Fig. 1): A – spine curvature; A1 – kyphosis, A2 – axial curvature of spine in caudal region, 

A3 – scoliosis in abdominal region, A4 – scoliosis in both, abdominal and caudal regions; 

B – C-shaped larva, spine curvature and yolk sac deformation, body shortened; E – yolk 

sac deformation, accompanied by edema and spine curvature; E1 – only yolk sac edema, 

E2 – yolk sac edema , scoliosis in abdominal region, E3 – anterior part of yolk sac enlarged 

(pea-shaped yolk sac), E4 – edema of pea-shaped yolk sac, E5 – pea-shaped yolk 

sac and kyphosis, E6 – pea-shaped yolk sac and lordosis, E7 – pea-shaped yolk sac and 

scoliosis in abdominal region, E8 – pea-shaped yolk sac and scoliosis in caudal region, E9 

– anterior and posterior parts of yolk sac enlarged (bean-shaped yolk sac) and its edema, 

E10 – reduced anterior part and enlarged posterion part of yolk sac with contraction be- 

172


tween them, E11 – enlarged posterior part of yolk sac, lordosis, E12 – enlarged anterior 

part of yolk sac, enlarged and shortened posterior part of yolk sac, scoliosis in abdominal 

region, E13 – enlarged anterior part of yolk sac, enlarged and shortened posterior part of 

yolk sac, scoliosis in acaudal region, E14 – changes in consistence of yolk sac (thick yolk 

in anterior and thin yolk in posterior part of yolk sac); F – heart edema and spine curvature 

usually accompanied by yolk sac malformation; F1 – heart edema and pea-shaped yolk 

sac, F2 – heart edema and kyphosis, yolk sac malformation (contraction in the middle of 

yolk sac), F3 – heart edema and yolk sac malformation (contraction in the middle of yolk 

sac), F5 – heart edema, scoliosis in caudal region; G – shortened body accompanied by 

complex spine curvature and malformation of yolk sac; G1 – shortened body, spine curvature, 

G2 – shortened body, kyphosis in caudal region, G3 – shortened body, scoliosis in 

abdominal region, G4 – shortened body, scoliosis in caudal region (tail curved vertically), 

G5 – shortened body, scoliosis in caudal region (tail curved vertically), malformation and 

edema of yolk sac, heart edema. 

173


Fig. 1. Types of barbel larvae malformations 

Rys. 1. Typy deformacji larw brzany 

174


In barbel the most common type of body malformation was yolk sac deformation (E), 

observed in 60.95–82. 5% of deformed control fish, 78.3 %, 90 % of deformed copper-exposed 

and 95% of cadmium-exposed fish. Under control conditions spine curvatures (A) 

and heart edema (F) were quite often observed, while less than 10% of larvae showed 

body shortening (G) and C- shaped body (B) (Tab. 2). In metal-exposed fish deformations 

A, B, F and G were observed in less than 10 % fish. These types of malformations are not 

copper, cadmium (or any other metal) specific, and they were observed in fish exposed 

to different heavy metals, for example: different types of spine curvature [Holcombe et 

al. 1976, Weis and Weis 1977], C-shaped body [Heisinger and Green 1975, Munkittrick 

and Dixon 1989], body shortening [Klein-McPhee et al. 1984, Sarnowski and Jezierska 

1999], yolk sac deformations [Jezierska et al. 2000, Ługowska et al. 2002, Witeska and 

Ługowska 2004]. 

Table 2. Percentage of types of barbel deformations 

Tabela 2. Procentowy udział różnych typów deformacji larw brzany 

Control Cu Cd 

Series types of deformations, % types of deformations, % types of deformations, % 

A B E F G A B E F G A B E F G 

I 8.7 8.7 60.9 17.4 4.3 4.3 0.0 78.3 8.7 8.7 - - - - - 

II 7.5 0.0 82.5 5.0 5.0 2.5 0.0 90.0 2.5 5.0 - - - - - 

III 20.0 0.0 67.5 5.0 7.5 - - - - - 2.5 0.0 95.0 0.0 2.5 

After 14 days of rearing in non-contaminated water some fish in all groups showed advancement 

in body malformation, while most of them recovered. In the control less than 

20 % initially deformed fish showed malformations (A and G types) (Tab. 3). At the same 

time, in copper-exposed group deformed fish showed only spine curvature (30–50 %) 

whereas in cadmium-exposed group 58 % of fish showed body shortening. Remaining fish 

in all groups – especially those showing light and simple deformations – gradually recovered. 

Gradual recovery of fish exposed to heavy metals during embryonic development 

was observed and described in our previous paper by [Witeska and Ługowska 2004]. 

Table 3. Changes in body malformation of barbell larvae after 14 of rearing 

Tabela 3. Zmiany deformacji larw brzany po 14 dniach chowu 

Body malformation, % / type 

Series complete recovery part recovery no change or advancement 

Control Cu Cd control Cu Cd control Cu Cd 

I 100 50 - - 7/A - - 43/A - 

II 80 70 - 5/A 10/A - 15/A 20/A - 

III 80 - 42 5/A - 4/G 15/G - 54/G 

175


4. Conclusions 

1. Hatching success of barbel was reduced by both metals, but only the effect of cadmium 

was significant. 

2. Copper and cadmium increased frequency of larval body malformations 

3. The most common malformations of barbel larvae induced by both metals were yolk sac 

anomalies 

4. Body deformations may advance (resulting in most cases in fish death) but most larval 

malformations gradually recover. 

5. Frequency of larval body malformations is a good but non-specific indicator of water 

quality. 

References 

AFONSO J. M., MONTERO D., ROBAINA L., ASTORGAN., IZQUIERDO M. S., GINÉS R. 

2000. Association of a lordosis-scoliosis-kyphosis deformity in gilthead seabream (Sparus 

aurata) with family structure. Fish Physiol. Biochem. 22: 159–163. 

BAUMANN P. C., HAMILTON S. J. 1984. Vertebral abnormalities in white crappies, Pomoxis 

annularis Rafinesque, from Lake Decatur, Illinois, and an investigation of possible 

causes. J. Fish Biol. 25: 25–33. 

CALTA M. 2001. Effect of aqueous cadmium on embryos and larvae of mirror carp. Indian 

J. of Animal Sci. 71: 885–888. 

DUIS K., OBEREMM A. 2000. Survival and sublethal responses of early life stages of pike 

exposed to low pH in artificial post-mining lake water. J. Fish. Biol. 57: 597–613. 

FFRAYSSE B., MONS R., GARRIC J. 2006. Development of zebrafish 4-day embryo-larval 

bioassay to assess toxicity of chemicals. Ecotoxicol. Environ. Saf. 63: 253–267. 

HALLARE A. V., SCHIRLING M., LUICKENBACH T., KÖHLER H.-R., TREIBSKORN R. 

2005. Combined effects of temperature and cadmium on developmental parameters 

and biomarker responses in zebrafish (Danio rerio) embryos. J. Thermal Biol. 30: 

7–17. 

HEISINGER J. F., GREEN W. 1975. Mercuric chloride uptake by eggs the ricefish and resulting 

teratogenic effects. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 14: 665–673. 

HOLCOMBE G. W., BENIOT D. A., LEONARD E. N., MCKIM J. M. 1976. Long-term effects 

of lead exposure on three generations of brook trout (Salvelinus fontinalis). J. Fish. Res. 

Bd. Can. 33: 1731–1741. 

JEZIERSKA B. 1993. Wpływ aluminium na ryby w wodach zakwaszonych. Zesz. Nauk. 

WSR-P Siedlce, Zootechnika 32: 205–215. 

JEZIERSKA B., ŁUGOWSKA K., WITESKA M., SARNOWSKI P. 2000. Malformations of 

newly hatched common carp larvae. EJPAU 3(2). 

176


JOHNSON A., CAREW E., SLOMAN K. A. 2007. The effect of copper on morphological and 

functional development of zebrafish embryos. Aquat. Toxicol. 84: 431–438. 

KECKEIS H., BAUER-NEMESCHKAL E., KAMLER E.1996. Effects of reduced oxygen level 

on the mortality and hatching rate of Chondrostoma nasus embryos. J. Fish. Biol. 

49: 430–440. 

KLEIN-MACPHEE G., CARDIN J. A., BERRY W. J. 1984. Effects of silver on eggs and larvae 

of the winter flounder. Trans. Am. Fish Soc. 113: 247–251. 

KREJČÍ R., PALÍKOVÁM. 2006. Potassium dichromate as a reference substance for embryonic 

tests of toxicity in the common carp (Cyprinus carpio L.). Acta Vet. Brno 75: 259–263. 

LEIN I., HOLMEFJORD I., RYE M. 1997. Effects of temperature on yolk sac larvae of atlantic 

halibut (Hippoglossus hippoglossus L.). Aquaculture 157: 123–135. 

ŁUGOWSKA K. 2007. The effect of cadmium and cadmium/copper mixture during the embryonic 

development of deformed common carp larvae. EJPAU 10 (4). 

ŁUGOWSKA K., JEZIERSKA B. 2000. Effect of copper and lead on common carp embryos 

and larvae at two temperatures. Folia Univ. Agric. Stetin. 205 Piscaria 26: 29–38. 

ŁUGOWSKA K., JEZIERSKA B., WITESKA M., SARNOWSKI P. 2002. Deformations of 

newly hatched grass carp larvae. Acta Sci. Pol. Piscaria 1: 15–21. 

MIŚ J., BIENIARZ K., EPLER P., SOKOŁOWSKA-MIKOŁAJCZYK M., CHYB J. 1995. Incubation 

of fertilized common carp (Cyprinus carpio L.) eggs in different concentrations of 

copper. Pol. Arch. Hydrobiol. 42: 269–276. 

MUNKITTRICK K. R., DIXON D. G. 1989. Effects of natural exposure to copper and zinc on 

eggs and larval tolerance in white sucker (Catostomus commersoni). Ecotoxicol. Environ. 

Saf. 18: 15–26. 

NEWSOM C. S., PIRON R. D. 1982. Aetiology of skeletal deformities in zebra fish (Brachydanio 

rerio, Hamilton-Buchanan). J. Fish Biol. 21: 231–237. 

NGUYEN L. T. H., JANSSEN C. R. 2002. Embryo-larval toxicity tests with African catfish 

(Clarias gariepinus): comparative sensitivity of endpoints. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 

42: 256–262. 

SAMSON J. C., SHENKER J. 2000. The teratogenic effects of methylmercury on early development 

of the zebrafish, Danio rerio. Aquat. Toxicol. 48: 343–354. 

SARNOWSKI P., JEZIERSKA B. 1999. The effect of lead exposure on grass carp spermatozoa 

and developing embryos. In: Lovejoy D.A. (Ed.) Heavy metals in the environment: 

an integrated approach. Institude of Geology Vilnius, Lithuania: 304–308. 

SHRIVASTAVA R. S., DWIVEDI P. 1980. Effects of γ-rays on hatching of the eggs and survival 

period of fries of Cyprinus carpio. Acta Hydrohi. Hydrobiol. 8: 311–317. 

SŁOMIŃSKA I. 1998: Wrażliwość stadiów młodocianych karpia (Cyprinus carpio L.) na toksyczne 

działanie ołowiu i miedzi. Rozprawa doktorska. IRŚ, Olsztyn: 104. 

SŁOMIŃSKA I., JEZIERSKA B. 2000. The effect of heavy metals on postembryonic development 

of common carp, Cyprinus carpio L. Arch. Pol. Fish. 8: 119–128. 

177


STOTT B., CROSS D. G. 1973. A note on the effect of lowered temperatures on the survival 

of eggs and fry of the grass carp Ctenopharyngodon idella (Vallencienes). J. Fish 

Biol. 5: 649–658. 

TOMASIK L., WAWRZYNIAK W., WINNICKI A. 1982. Oxygen deficiency and negative temperaturę 

as teratogenic factors in rainbow trout (Salmo gairdneri Rich.). Acta Ichthyol. 

Piscat. 12: 93–99. 

WEIS J. S., WEIS P. 1977. Effects of heavy metals on development of the killifish, Fundulus 

heteroclitus. J. Fish Biol. 11: 49–54. 

WILLIAMS N. D., HOLDWAY D. A. 2000. The effects of pulse-exposed cadmium and zinc 

on embryo hatchability, larval development, and survival of Australian crimson spotted 

rainbow fish (Melanotaenia fluviatilis). Environ. Toxicol. 15 (3): 165–173. 

WITESKA M., ŁUGOWSKA K. 2004. The effect of copper exposure during embryonic development 

on deformations of newly hatched common carp larvae, and further consequences. 

EJPAU 7(2). 

WITESKA M., JEZIERSKA B., CHABER J. 1995. The influence of cadmium on common 

carp embryos and larvae. Aquaculture 129: 129–132. 

178


Andrzej Grosicki* 

INFLUENCE OF BENTONITE ON ABSORPTION OF ZINC 

SUPPLEMENTS IN RATS 

WPŁYW BENTONITU NA WCHŁANIANIE U SZCZURÓW 

ZWIĘKSZONYCH ILOŚCI CYNKU W DIECIE 

Key words: bentonite, supplemental zinc, absorption, rat. 

Słowa kluczowe: bentonit, cynk, suplementacja, wchłanianie, szczur. 

Badania wykonano na dwóch grupach samców szczurzych szczepu Wistar. W grupie I 

(kontrolnej) zwierzęta spożywały standardową paszę LSM, a w grupie II tę samą paszę 

wzbogaconą w 2-procentowy dodatek bentonitu. W obu grupach zwierzęta otrzymywały 

przez 28 dni dożołądkowo w wodzie pitnej chlorek cynku (około 23 mg/l) znakowany cynkiem 

65, tak by ilość cynku podawana zwierzętom była dwukrotnie większa od zalecanej. 

Zawartość cynku 65 oznaczano radiometrycznie w korpusie z usuniętym przewodem pokarmowym 

w okresie do 28 dni po zaprzestaniu aplikacji. Wyniki wskazują, że dodatek bentonitu 

zwiększał zawartość cynku w organizmie zwierząt. Biorąc pod uwagę wartości parametru 

AUC, wzrost ten wynosił ponad 50%. Dane mogą mieć praktyczne znaczenie tam, 

gdzie stosowane są pasze wzbogacone w bentonit, a zawartość cynku w diecie zwierząt 

jest podwyższona. 

1. INTRODUCTION 

Bentonite is a clay comprising minerals resulted from in situ devitrication of volcanic 

ash. Its name was derived from the Fort Benton cretaceous rocks in Wyoming (US) where it 

was first found in about 1890. The composition of bentonite may vary according to its geographical 

location but as a mixture of minerals it has not any chemical formula. It comprises 

mainly hydrated aluminium silicates smectite minerals such as montmorillonite (named after 

the town Montmorillon in central France) and nontronite. Bentonite has strong colloidal 

* Dr Andrzej Grosicki – Zakład Radiobiologii, Państwowy Instytut Weterynaryjny – 

Państwowy Instytut Badawczy, al. Partyzantów 57, 24-100 Puławy; tel.: 81 889 31 48, 

e-mail: grosicki@piwet.pulawy.pl 

179

Andrzej Grosicki 

properties and it swells to about 12 to 15 times its volume when coming into contact with 

water. Moreover, bentonite has great adsorptive capacity; one gram of bentonite has a surface 

area of about 800 sq. meters. These properties of bentonite make it a valuable material 

for a wide range of uses and applications [Abehsera 1979, McGraw-Hill encyclopedia 

1988, Trickova et al. 2004]. The beneficial action of bentonite consists in the adsorption of 

toxins and inclusion of bacteria and certain viruses such as intestinal influenza present in 

the gastrointestinal tract and trace elements including iron, calcium, selenium, and manganese 

[Abehsera 1978, Grosicki et al. 2004 a, b, Grosicki, Rachubik 2005, 2009, Schwartz, 

Werner 1990]. 

Little is known about the influence of bentonite on zinc absorption and metabolism. It 

was reported that a prolonged oral application of high doses of bentonite reduced zinc incorporation 

into the liver and kidneys of goats [Schwarz and Werner, 1990]. In contrast, supplemental 

bentonite given to rats enhanced moderately the absorption and organ retention of 

zinc given in traces amounts [Grosicki, Rachubik 2009] Increases in zinc absorption following 

bentonite additives may be undesirable especially in the areas with high zinc concentrations. 

Thus, the present paper attempts to examine the influence of bentonite on the absorption 

and distribution of zinc given at a dose higher than zinc requirements in rats. 

2. MATERIALS AND METHODS 

Ninety male Wistar rats weighing 207g ± 11 g were used. The animals were randomly 

assigned into two dietary groups each of 45 rats after an acclimatisation period of one week. 

Rats in the two groups (controls and bentonite treated) were offered tap water fortified with 

23 mg Zn/L and a standard rodent chow LSM ad libitum (Fodder Manufacture Motycz, Poland). 

The bentonite treated group received the same LSM diet but fortified with 2% of bentonite. 

The total zinc content of the LSM diet was 23.3 mg/kg according to the manufacturer. 

The bentonite used originated from the Polish geological sources. The animals were on 

these diets for the whole experimental period. Body weight gains and feed and water consumption 

were recorded weekly during the feeding period. 

Animals received chloride in a 0.5 mL water solution comprising about 20 kBq of zinc 

65 per rat daily for 28 d except weekends by an intragastric tube. Rats were killed by immersion 

in gaseous carbon dioxide 3 h, 6 h, 1 d, 2 d, 4 d, 7 d, 14 d, and 28 d after dosing. 

Radiozinc in the carcass (whole body without the stomach and intestines) was measured 

using a whole-body counter ZM 701 (Polon, Poland). Reference standards for quantification 

of carcass radiozinc were prepared by intraperitoneal injection of the appropriate solution to 

rats, which were killed 45 min thereafter. 

The area under the curves (AUC) of radiozinc content versus time points was calculated 

by the trapezoidal rule. Data were analysed statistically using Student’s t-test at P

P

Andrzej Grosicki 

weight gains in animals [Adamis et al. 2005]. The effect of bentonite on the bioavailability of 

zinc seems to be controversial [Grosicki, Rachubik 2005, Schwartz, Werner 1990] and may 

depend on the amount of bentonite applied to diet. Higher dietary concentrations of bentonite 

[from 10% to 50%] decreased hepatic and renal zinc content whereas a concentration 

as low as 2% increased zinc concentrations in selected organs of rats [Grosicki, Rachubik 

2009, Schwartz, Werner 1990]. The results of the present report provided evidence that 

bentonite used as a 2% dietary supplement increased zinc bioavailability even when a zinc 

administration doubled the requirements for this element. It is rather difficult to explain why 

bentonite considered an agent with high adsorbent capability [Adamis et al. 2005, Ma, Uren 

1998, Trckova et al. 2004] increases zinc uptake from the gastrointestinal tract. The effect of 

bentonite on trace element bioavailability seems to be complex. Findings reported by several 

authors showed that bentonite may affect absorption of several trace elements making 

them more o less available for the utilization by animals [Abdel-Wahhab et al. 2002, Grosicki 

et al. 2004, Grosicki, Rachubik 2009, Schwartz, Werner 1998]. 

The findings showing an increased zinc uptake from the alimentary canal of animals fed 

supplements of bentonite indicate that this agent may play a significant role in zinc utilization 

by animals. It may pose particular problems in cases where zinc concentrations in foodstuffs 

is high as a results of environmental contamination. 

REFERENCES 

ABDEL-WAHHAB M. A., NADA A., KHALIL F. A. 2002. Physiological and toxicological responses 

in rats fed aflatoxin-contaminated diet with or without sorbent materials. Animal 

Feed Sci. Tech. 97: 209–219. 

ABEHSERA M. [in:] The Healing Clay, edited by Swan House, 1979, pp. 8–9. 

ADAMIS Z., FODER J., WILLIAMS R. B. 2005. Bentonite, kaolin, and selected minerals. 

EHC 231: 78–82. 

GROSICKI A., KOWALSKI B., BIK D. 2004a. Influence of bentonite on trace element kinetics 

in rats. I. Iron. Bull. Vet. Inst. Pulawy 47: 555–558. 

GROSICKI A., KOWALSKI B., BIK D. 2004b. Influence of bentonite on trace element kinetics 

in rats. II. Calcium. Bull.Vet. Inst. Pulawy 48: 337–340. 

GROSICKI A., RACHUBIK J. 2005. Influence of bentonite on trace element kinetics in rats. 

III. Selenium. Bull. Vet. Inst. Pulawy 49: 121–123. 

GROSICKI A., RACHUBIK J. 2009. Influence of bentonite on trace element kinetics in rats. 

IV. Zinc. Bull. Vet. Inst. Pulawy 53: 693–695. 

MA Y., UREN N. C. 1998. Dehydration, diffusion and entrapment of zinc in bentonite. Clays 

and Clays Minerals 46: 132–138. 

McGRAW-HILL encyclopedia of the geological science. 1988. edited by Parker S.P. (New 

York, McGraw-Hill pp. 32–33, 64–72, 400–401. 

182

Influence of bentonite on absorption of zinc supplements in rats 

SCHWARTZ T., WERNER E. 1990. The effect of long-term bentonite administration on the 

metabolism of selected trace elements (Fe, Cu, Zn, Mn) in the dwarf goat. Arch. Exp. 

Veterinarmed. 44: 591–597. 

TRCKOVA M., MATLOVA L., DVORSKA L., PAVLIK I. 2004. Kaolon, bentonite, and zeolites 

as feed supplements for animals: health advantages and risks. Vet. Med-Czech. 

49: 389–399. 

183


Ewa M. Skibniewska*, Michał Skibniewski**, Tadeusz Kośla* 

Zawartość miedzi w sierści kotów wolno żyjących 

i domowych z terenu Warszawy 

Copper content in hair of free living and domestic cats 

from the region of Warsaw 

Słowa kluczowe: miedź, sierść, koty wolno żyjące, koty domowe. 

Key words: copper, hair, free living cats, domestic cats. 

The investigations aimed at the assessment of copper contamination of the environment 

where an indicator was the coat of domestic and feral cats. Feral urban cat as a synantrophic 

animal living in the urbanized environment feeds on human consumption wastes. 

Thus it can be treated as a bioindicator of the presence of certain elements in the environment. 

Analyses of copper content in the hair were performed to check whether copper level 

is connected with living conditions and gender. The samples of coat were collected from 

the middle abdominal region. Then they were degreased and mineralized in the microwave 

apparatus in the concentrated nitric acid under increased pressure. Copper content was 

determined by the inductively coupled plasma optical emission spectrometry (ICP-OES) 

method. The results were analyzed statistically with the help of the Statistica. 

The mean copper content in the coat of the investigated cats amounted to 24.86 mg·kg -1 of 

air dried hair. Considering the animal living conditions the highest copper content amounted 

to 30.08 mg·kg -1 in the group of free living (wild) animals and in the group of breeding 

(domestic) cats the content of the investigated element was evidently lower, amounting to 

19.64 mg·kg -1 of air dried hair. The observed mean values do not differ from the mean values 

of copper content in the coat and hair of other mammals. 

* Dr Ewa M. Skibniewska, prof. dr hab. Tadeusz Kośla – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, 

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa; 

tel.: 22 593 66 18, fax.: 22 593 66 11; e-mail: ewa_skibniewska@sggw.pl 

** Dr Michał Skibniewski – Katedra Nauk Morfologicznych, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa. 

184

Zawartość miedzi w sierści kotów wolno żyjących i domowych z terenu Warszawy 


W organizmie ssaków poza tlenem, wodorem oraz azotem, które uczestniczą w utworzeniu 

około 96% masy ciała, występuje także 60 innych pierwiastków, określanych jako 

makro- i mikroelementy, a także pierwiastki, które nie są uważane za niezbędne do prawidłowego 

przebiegu procesów metabolicznych. 

Miedź jest zaliczana do mikroelementów. Uczestniczy ona w różnych procesach biologicznych. 

W roli strukturalnej, jest obecna w elektrolitach, pełni funkcje regulacyjną jako 

kofaktor metaloenzymów [Krejpcio i in. 1999a]. Bierze udział w procesach odpornościowych, 

jest niezbędna do prawidłowego działania wielu hormonów i witamin. Jej deficyt jest 

związany z antagonistycznym działaniem niektórych pierwiastków chemicznych, jak: cynk, 

siarka, molibden i kadm. 

Niedobory miedzi mogą powodować u zwierząt zaburzenia metaboliczne, które manifestują 

się między innymi: 

1) zmianami jakości okrywy włosowej, 

2) niedokrwistością, 

3) utratą łaknienia, 

4) obniżeniem zdolności rozrodczych, 

5) zwłóknieniem mięśnia sercowego, 

6) deformacją kości, 

7) uszkodzeniami narządów wewnętrznych, a także 

8) biegunkami. 

Zwiększona podaż tego pierwiastka w diecie może łagodzić toksyczne oddziaływanie 

ołowiu na organizm zwierząt [Anke 1965; Anke, Risch 1979; Morawiec 1991; Krejpcio i in. 

1999a; Krejpcio i in. 1999b; Szkoda, Żmudzki 1996; Foo, Tan 1998]. 

Jedną z metod oznaczania zawartości pierwiastków w organizmie jest określenie ich stężenia 

w surowicy krwi. Metoda ta jednak w dużym stopniu zależy od mechanizmów homeostatycznych, 

a uzyskane wyniki nie zawsze odzwierciedlają stan rzeczywisty, ponieważ w wielu 

przypadkach krew spełnia jedynie funkcję transportową, zapewniając odpowiednie stężenie 

wielu jonów w odpowiednich tkankach bądź narządach [Krejpcio i in. 1999a; Unkiewicz-Winiarczyk 

2009]. Inną metodą, w znacznie mniejszym stopniu zależną od mechanizmów homeostatycznych, 

jest ocena stanu zaopatrzenia organizmu w składniki mineralne na podstawie analizy 

włosa [Radomska i in. 1991, Gellein i in. 2008]. Wielu autorów wyraża opinię, że badanie 

składu mineralnego włosów może być alternatywą dla standardowo przeprowadzonych oznaczeń 

zawartości składników mineralnych w surowicy krwi oraz w moczu [Maugh 1978, Gellein 

i in. 2008]. W badaniach przeprowadzonych u ludzi przyjmuje się, że pierwszy cal długości włosów 

(licząc od powierzchni skóry) pobranych z okolicy ciemieniowej jest dobrym wskaźnikiem 

ekspozycji organizmu na metale toksyczne oraz pierwiastki esencjalne w okresie ostatnich 

6–8 tygodni [Bos i in. 1985, Klevay i in. 1987, Radomska i in. 2005]. Włos jest zatem cennym 

185

Ewa M. Skibniewska, Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla 

materiałem analitycznym, zwłaszcza w razie przyżyciowego badania stanu zaopatrzenia organizmu 

w składniki mineralne (głównie mikroelementy), ponieważ zawartość tych składników 

w sierści jest zazwyczaj wyższa niż w surowicy krwi [Bodkowski i in. 2006]. 

Zdziczały kot miejski jako zwierzę synantropijne, bytujące w środowisku zurbanizowanym, 

spożywa pokarmy stanowiące odpadki pokonsumpcyjne człowieka. Może być zatem 

traktowany jako bioindykator występowania określonych pierwiastków w jego otoczeniu [Patkowska-Sokoła 

i in. 2004]. Populację kotów zamieszkujących środowisko wielkomiejskie można 

podzielić na szereg kategorii. Jedną z nich są osobniki bytujące wyłącznie w domostwach 

ludzkich, czyli koty całkowicie uzależnione od opieki człowieka, ich znaczenie dla stanu sanitarnego 

środowiska jest znikome. Kolejną kategorię stanowią koty bezdomne zamieszkujące 

w pobliżu siedzib ludzkich, które w sposób pośredni, zjadając odpady, lub bezpośredni, przy 

celowym dokarmianiu, korzystają z zasobów pokarmowych człowieka. Pozostałe to tzw. koty 

domowe wychodzące. Zwierzęta te są kategorią pośrednią między zwierzętami grupy pierwszej 

i drugiej [Liberg, Sandell 1988; Natoli 1994; Gunter, Terkel 2002]. 

Celem prowadzonych badań było użycie sierści kota jako indykatora kontaminacji środowiska 

miedzią w zależności od wpływu środowiska bytowania oraz płci zwierząt. 


Materiał badawczy (n=40) stanowiła sierść pobrana od kotów utrzymywanych w warunkach 

domowych o udokumentowanym pochodzeniu (n=20) oraz od zdziczałych kotów miejskich 

(n=20). Wszystkie zwierzęta były klinicznie zdrowe i pochodziły z terenu Warszawy. Koty 

wolno żyjące odławiane były za pomocą specjalnych klatek-pułapek w ramach akcji ograniczającej 

populację kotów bezdomnych. W obu grupach zwierząt na podstawie badania klinicznego 

wyselekcjonowano po 10 samic i samców. Próby sierści pobrano z okolicy śródbrzusza. 

Badany materiał odtłuszczono z wykorzystaniem 70% etanolu w aparacie Soxleta. Następnie 

przeniesiono go do pojemników teflonowych i zmineralizowano w aparacie mikrofalowym ze 

stężonym kwasem azotowym pod ciśnieniem (próbka 0,25–0,5g powietrznie suchej masy). 

Zawartość miedzi określono metodą emisyjnej spektrometrii atomowej z plazmą 

sprzężoną indukcyjnie (ICP-OES). Uzyskane wyniki opracowano statystycznie za pomocą 

programu Statistica. Do porównań międzygrupowych zastosowano test najmniejszej istotnej 

różnicy (NIR). 

3. Wyniki i Dyskusja 

Średnia zawartość miedzi w sierści badanych zwierząt wynosiła 24,86 mg·kg -1 powietrznie 

suchego włosa (tab. 1). U osobników wolno żyjących stwierdzono niemal dwukrotnie 

większe wartości w porównaniu do wyników odnotowanych w grupie kotów domowych. Uzyskano 

odpowiednio: 30,08 mg·kg -1 u kotów dzikich oraz 19,64 mg·kg -1 u kotów domowych. 

186


Tabela 1. Zawartość miedzi w sierści kotów w zależności od środowiska utrzymania (mg·kg -1 

powietrznie suchego włosa) 

Table 1. The Copper content in the cat coat depending on living conditions (mg·kg -1 air dried 

hair) 

Parametry statystyczne 

Koty 

wszystkie osobniki wolno żyjące domowe 

Liczebność grupy (n) 40 20 20 

Średnia arytmetyczna 24,86 30,08* 19,64* 

Standardowe odchylenie 13,7 15,25 9,76 

Kwartyl dolny (25%) 15,64 16,99 13,85 

Mediana 20,5 30,00 17,89 

Kwartyl górny (75%) 31,29 38,94 21,17 

* Istotne różnice przy p≤0,05. 

Analizując zawartość miedzi w zależności od płci zwierząt (tab. 2) stwierdzono, że najwięcej 

tego pierwiastka zawiera sierść pochodząca od samców kotów dzikich – średnio 

32,5 mg·kg -1 . W grupie kotów domowych u obu płci wartości te są zbliżone i wynoszą średnio 

19,65 mg·kg -1 miedzi (powietrznie suchego włosa). 

Tabela 2. Zawartość miedzi w sierści kotów w zależności od płci (mg·kg -1 powietrznie suchego 

włosa) 

Table 2. The Copper content in the cat coat depending on gender (mg·kg -1 air dried hair) 

Parametry statystyczne 

Samice 

Samce 

wolno żyjące domowe wolno żyjące domowe 

Liczebność grupy (n) 10 10 10 10 

Średnia arytmetyczna 27,6 19,4 32,5 19,9 

Standardowe odchylenie 12,4 6,9 18,0 12,4 

Kwartyl dolny (25%) 16,1 15,0 19,0 12,0 

Mediana 26,3 17,9 31,3 17,5 

Kwartyl górny (75%) 34,0 22,0 42,0 21,0 

Analiza statystyczna otrzymanych wyników przedstawiona w tabeli 1 i 2 wykazała 

istotne różnice między nimi przy p≤0,05, w zależności od środowiska bytowania zwierząt 

(między grupą kotów zdziczałych a grupą kotów hodowlanych). Nie stwierdzono natomiast 

istotnych różnic w zależności od płci badanych osobników. 

Zawartość miedzi w sierści jest uzależniona od wielu czynników, wśród których należy 

między innymi wymienić rodzaj włosa oraz jego barwę. Wielu autorów wyraża opinię, 

że na zawartość składników mineralnych w sierści zwierząt istotny wpływ wywiera 

faza wzrostu włosa oraz związana z wpływami klimatycznymi okresowa wymiana okrywy 

włosowej. W badaniach zawartości miedzi stwierdzono, że zjawisko to nie ma tak dużego 

wpływu jak np. zawartość manganu [Anke, Risch 1979]. Do tej pory brak jest dobrze 

187


udokumentowanych pozycji piśmiennictwa dotyczących analizy mikroelementów w sierści 

zwierząt mięsożernych oraz wartości referencyjnych, odnoszących się do ich zawartości 

u psów i kotów. Skibniewski i in. [2006] stwierdzili, że zawartość miedzi w sierści kotów 

wynosi średnio 24,95 mg·kg -1 powietrznie suchego włosa, u psów zaś przyjmuje nieco 

mniejsze wartości – średnio 15,66 mg·kg -1 . Podobną zależność zaobserwowano także 

w badaniach dotyczących innych ssaków. Skibniewska i in. [2006] stwierdziła, że w sierści 

żubrów pochodzących z Puszczy Białowieskiej średnia zawartość tego pierwiastka 

wynosiła 16,48 mg·kg -1 . 

U zwierząt domowych najniższy poziom miedzi odnotowano we włosach okrywowych 

koni. Autorzy niemieccy stwierdzili, że sierść koni zawiera średnio 5,3 mg·kg -1 miedzi [Ratjen, 

Anke 2000]. Otrzymane w badaniach własnych wyniki są zatem zbieżne z danymi literaturowymi 

z wyjątkiem koni, u których zawartość miedzi była zdecydowanie mniejsza. 

Należy jednak zaznaczyć, że zawartość tego pierwiastka w sierści zwierząt podlega pewnym 

zmianom w zależności od ich bytowania, rodzaju okrywy włosowej zwierząt, jej odmiany 

barwnej czy wreszcie bazy pokarmowej. 


Na podstawie otrzymanych wyników można wnioskować, że zdziczałe koty miejskie 

wchłaniają znacznie więcej miedzi niż koty domowe. Przyczynę tego stanu z pewnością stanowi 

baza pokarmowa tych zwierząt, oparta na odpadach pokonsumpcyjnych człowieka. 

Przedstawione w opracowaniu badania powinny być kontynuowane w celu opracowania 

wartości referencyjnych dotyczących zawartości pierwiastków w sierści kotów i psów, 

podobnie jak analizy surowicy krwi. Pozwoliłyby one zarówno na diagnostykę chorób wynikających 

zarówno z niedoboru, jak i nadmiaru makro- i mikroelementów u przedstawicieli 

tych gatunków, jak i na określenie ich środowiskowej ekspozycji na poszczególne pierwiastki 

mineralne. 


Anke M. 1965. Der Mengen- und Spurenelementgehalt des Rinderhaaresals Indykator der 

Calcium-, Magnesium-, Phosphor-, Kalium-, Natrium-, Eisen-, Zink-, Mangan-, Kupfer-, 

Molybdän- und Kobaltversorgung. 2 Mitt. Der Mengen- und Spurenelementgehalt des 

Rinderhaaresals in Abhängigkeit von der Schnittiefe, der Haarfarbe, dem Haaralter, 

dem Laktationsstadium und der Trächtigkeit. Arch. Tierernährung 15: 469–485. 

Anke M., Risch M. 1979. Haaranalyse und Spurenelementstatus, VEB Gustav Fischer 

Verlag, Jena. 

Bodkowski R., Patkowska-Sokoła B., Dobrzyński Z., Janczar M., Zygadlik 

K. 2006. Sheep wool as the indicator of environment pollution by heave metals. 

188


[Wykorzystanie wełny owczej do oceny stopnia skażenia środowiska metalami ciężkimi.] 

Rocz. Nauk. PTZ. 1: 105–111 (in Polish). 

Bos A.J.J, van der Stap C.C.A.H., Vis R.D., Verheul H. 1985. Sci. Tot. Environ. 14: 

53–75. 

Foo S.c., tan Tc. 1998. Elements in the hair of South- east Asian islanders. Sci. Tot. Environ. 

209: 185–192. 

Gellein K., Lierhagen S., Brevik P.S., Teigen M., Kaur P., Singh T., Flaten 

T.P., Syvyrsen T. 2008. Trace element profiles in single strands of human hair determined 

by HR-ICP-MS. Biol. Trace Elem. Res. 123: 250–260. 

Gunther I., Terkel J. 2002. Regulation of free-roaming cat (Felis Silvestris Catus) populations: 

a survey of the literature and its application to Israel. Anim. Wel. 11: 171–188. 

Klevay L. M., Bistran b .g., Neumann c. g. 1987. Am. J. Clin. Nutr. 46:233–236. 

Krejpcio Z., Wójciak R. W., Zielke M., Gawędzki J. 1999a: Level of calcium, magnesium, 

zinc and copper in the hair of elderly blind people. Mengen- und Spurenelemente, 

Jena 19: 525–531. 

Krejpcio Z., Olejnik Z., Wójciak R.W., Kaczmarek S., Gawędzki J. 1999b. 

Evaluation of the content of calcium, magnesium, zinc and copper in the hair of young 

men from Poland. Mengen- und Spurenelemente, Jena 19: 514–518. 

Liberg O., Sandell M.1988. Spatial organisation and reproductive tactics in the domestic 

cat and other felids. In: Turner D.C. and Bateson P. (eds). The Domestic Cat: The 

Biology of its Behaviour, Camridge Univ. Press: Cambridge, UK: 83–98. 

Maugh T.H. 1978. Hair: a diagnostic tool to complement blood serum and urine. Science 

202: 1271–1273. 

Morawiec M. 1991. Pierwiastki szkodliwe a Fe, Cu i Zn. Interakcje w organizmie zwierząt 

i ludzi. Ołów. Roczniki PZH 2: 121–126. 

Natoli E. 1994. Urban feral cats (Felis Catus L.): perspectives for a demographic control 

respecting the psycho-biological welfare of the species. Ann. Ist. Super. Sanita. 30 (2): 

223–227. 

Patkowska-sokoła B., Bodkowski R, Dobrzyński Z., Zygadlik K., Bolanowski 

J. 2004. Human and animal hair as bioindycator of environmental pollution 

in Legnicko-Głogowski Copper-Region (LGOM). Chemistry for Agiculture, 494–502. 

Radomska K., Graczyk A., Konarski J. 1991. Hair analysis as evaluation method of 

mineral status in organism [Analiza włosów jako metoda oceny stanu mineralnego organizmu] 

Pol. Tyg. Lek. 46: 479–481 (in Polish). 

Radomska K., Dunicz-Sokołowska, Graczyk A. 2005. Badania nad zawartością 

biopierwiastków i metali toksycznych w organizmach (włosach) dzieci polskich w wieku 

1-5 lat. J. Elementology 10, 5: 129–146. 

Ratjen A., Anke M. 2000. Der Mengen-, Spuren- und Ultraspurenelementgehalt des 

Pferdehaares in Abhänngigkeit von Lebensraum, Geschlecht, Haarfarbe. 1. Mitteilung: 

189


Der Kupfergehalt, Mengen- und Spurenelemente, Jena 20: 1169–1176. 

Skibniewska E. M., Kośla T., Skibniewski M., Urbańska-Słomka G. 2006. 

Copper concentration in chosen organs and tissues of free living European Bisons 

from Białowieża Forest, Polish J. Environ. Stud. 15, 2a: 479–481. 

Skibniewski M., Kośla T., Skibniewska E.M., Kupczyńska M., Makowiecka 

M., Klimkowska P., Urbańska-Słomka G. 2006. Copper und Magnesium content 

in the Hair of Dogs and Cats Living in the Warsav Area, Polish J. Environ. Stud. 

15, 2a: 168–170. 

Szkoda J., Żmudzki J. 1996. Występowanie miedzi w tkankach zwierząt, mleku, jajach 

i mieszankach paszowych. Miedź i molibden w środowisku problemy ekologiczne i metodyczne. 

PAN Komitet Naukowy Przy Prezydium PAN ”Człowiek i środowisko”, Warszawa. 

Zeszyty Naukowe, 14: 216–220. 

Unkiewicz-Winiarczyk A., Bagniuk A., Gromysz-Kałkowska K., Szubartowska 

E. 2009. Zinc, manganese, calcium, copper, and cadmium level in scalp hair 

samples of schizophrenic patients, Biol. Trace Elem. Res. 127:102–108. 

190


Tadeusz Kośla*, Ewa M. Skibniewska*, Michał Skibniewski**, Grażyna 

Urbańska-Słomka* 

ZAWARTOŚĆ KOBALTU I NIKLU W RACICACH I MIĘŚNIACH ŻUBRÓW 

WOLNO ŻYJĄCYCH 

COBALT AND NICKEL CONTENT IN THE HOOVES AND MUSCLES OF 

FREE RANGING EUROPEAN BISONS 

Słowa kluczowe: kobalt, nikiel, żubry, racice, mięśnie. 

Key words: cobalt, nickel, European bisons, hooves, muscles. 

The aim of the study was determination of cobalt and nickel content in hoof and muscle of 

free ranging European bisons. The research material comprised of cuttings of hooves wall 

(n=15) and muscles (n=10) obtained from bisons free living in Białowieża primeval forest. 

Animals were eliminated within annual selection. The cobalt and nickel content was estimated 

using ICP-MS method. Statistical analysis was performed with the Statistica programme, 

anova module. 

The average cobalt content in the horn of the hoof’s wall was 183 μg·kg -1 dry matter, SD 

72,5 and median 205. No statistically significant differences were observed depending on 

sex and age of animals. 

The average nickel content in the horn of the hoof wall was 703 μg·kg -1 dry matter; SD 546; 

median 400. In case of this element, differences depending on gender and age were statistically 

insignificant. The mean nickel content in the muscles was 338 μg·kg -1 fresh tissue; 

SD was 155 and median 275. There were no statistically significant differences depending 

on gender and age of investigated animals. The nickel content in the horn of hooves wall 

* Prof. dr hab. Tadeusz Kośla, dr Ewa M. Skibniewska, mgr inż. Grażyna Urbańska-Słomka 

– Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna 

Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Ciszewskiego 8, 02-787 Warszawa; 

tel.: 22 59 366 14; e-mail: tadeusz_kosla@sggw.pl 

** Dr Michał Skibniewski – Katedra Nauk Morfologicznych, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 59 362 10. 

191

Tadeusz Kośla i in. 

was higher than in muscular tissue. The nickel content in bisons muscles was similar to described 

in literature content of that element in horses and poultry muscular tissue. The research 

revealed, that the nickel and cobalt content in the hooves and muscles is without the 

influence of the age and gender. Similar data were obtained while investigating different tissues 

of European bisons, cattle, horses poultry and human. 


Kobalt i nikiel należą do metali z ósmej grupy układu okresowego pierwiastków. Tworzą one 

(wspólnie z żelazem) pierwszą w tej grupie triadę metali chalkofilnych i syderofilnych. Te dwa 

pierwiastki zostały w różnym czasie uznane za biopierwiastki śladowe, niezbędne tak roślinom, 

jak zwierzętom i człowiekowi, do normalnego rozwoju [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. 

Kobalt jest niezbędny dla roślin asymilujących azot z powietrza, a także dla wszystkich 

mikroorganizmów, które w podobny sposób pobierają azot z powietrza, nie jest natomiast 

uważany za niezbędny dla innych roślin wyższych [Marschner 1995]. Kobalt jest niezbędny 

dla organizmów zwierzęcych i człowieka. Wchodzi on w skład kobalaminy (witaminy B 12 

) 

[Needham 1983], spełniającej podstawową funkcję w wytwarzaniu erytrocytów oraz w metabolizmie 

kwasów nukleinowych i białek. Aktywuje procesy enzymatyczne [Kabata-Pendias 

i Pendias 1999]. 

Nie ma dowodów na spełnianie przez nikiel istotnych funkcji metabolicznych w roślinach, 

ale doświadczalnie wykazano jego korzystny wpływ na wzrost niektórych roślin [Kabata-Pendias 

i Pendias 1999]. Jest on składnikiem ureazy w różnych roślinach [Polacco 

1977]. Nikiel jest także składnikiem trzech enzymów bakterii beztlenowych [Graf i Thauer 

1981]. Z całą pewnością nikiel jest niezbędny do właściwego rozwoju roślin [Brown i in. 

1987, Eskew i in. 1983, Fageria i in. 2002]. U różnych gatunków zwierząt w doświadczeniach 

z dawką semisyntetyczną ubogą w nikiel wykazano, że niedobór tego pierwiastka 

zmniejsza przyrosty, obniża rezultaty reprodukcji, prowadzi do uszkodzeń skóry i włosów, 

anemii, zaburza przyswajanie żelaza i cynku oraz skraca okres życia [Anke i in. 1984b, 

Anke 1985, Anke i in. 1991, 1995]. U potomstwa tak żywionych kóz występowała karłowatość 

[Anke i in. 1984a]. Niedobór niklu powodował wbudowanie do szkieletu magnezu zamiast 

wapnia, a także usuwanie z moczem większej ilości wapnia kosztem jego zawartości 

w kościach. Zaburzenie gospodarki wapniem powodowało zmniejszenie rezerw cynku 

u kóz, prosiąt i szczurów. Niedobór niklu powodował gorsze przyswajanie cynku, co skutkowało 

zmniejszeniem wbudowywania cynku do różnych organów, a także jego mniejszą 

zawartością w mleku [Anke i in. 1984b, 1991]. Stwierdzono interakcje między niklem i żelazem. 

Dawka bogata w nikiel u szczurów i kóz prowadziła do anemii z obniżeniem zawartości 

hemoglobiny i mniejszej wartości hematokrytu [Kirchgessner i Schnegg 1980, Anke 

i in. 1980]. U przeżuwaczy, jak stwierdził Anke [1985], trawienie mikrobiologiczne w żwaczu 

zależy od enzymów z udziałem niklu. U zwierząt żywionych dawką z niedoborem niklu ak- 

192

Zawartość kobaltu i niklu w racicach i mięśniach żubrów wolno żyjących 

tywność ureazy była istotnie mniejsza niż u zwierząt w grupie kontrolnej. Aktywność ureazy 

zwiększyła się istotnie po zastosowaniu dodatku niklu do paszy w grupach niedoborowych 

u owiec, kóz i bydła. Długie stosowanie paszy niedoborowej w nikiel u kozłów powodowało 

atrofię jąder, obniżenie produkcji plemników i libido sexualis [Anke i in. 1984b]. 

Celem pracy było określenie zawartości kobaltu i niklu w racicy (Co i Ni) oraz w mięśniu 

(Ni) żubrów wolno żyjących. 


Materiał badawczy stanowiły wycinki rogu ściany racicy (n=15) i mięśni (n=10) żubrów 

ze stada wolno żyjącego w Puszczy Białowieskiej, eliminowanych w ramach corocznej selekcji. 

Zawartość kobaltu i niklu oznaczono metodą spektrometrii masowej (ICP-MS). Obliczenia 

statystyczne wykonano za pomocą programu statistica, moduł anova. 

3. Wyniki badań i dyskusja 

Zawartość kobaltu w rogu ściany racicy (tab. 1) wynosiła średnio 183 μg·kg -1 s.m. (SD 

72,5; mediana 205 μg·kg -1 s.m.). Nie stwierdzono istotnej statystycznie różnicy w zależności 

od płci i wieku. Nie znaleziono danych w literaturze dotyczących racicy, natomiast 

dane dotyczące narządów i mięśni człowieka i zwierząt są porównywalne [Kabata-Pendias 

i Pendias 1999]. Zawartości referencyjne kobaltu w wątrobie bydła podane przez Pulsa 

[1998] wynoszą 20–85 µg·kg -1 . Dębska [2005] badała zawartość kobaltu w wątrobie żubrów. 

Stwierdziła ona średnio dla grup wiekowych od 73 do 90 µg·kg -1 świeżej tkanki, nie 

znajdując zależności od wieku. Autorka stwierdza, że zawartość 90 µg·kg -1 świeżej tkanki 

wątroby dorosłego żubra jest wartością wysoką, co było skutkiem dużej koncentracji tego 

pierwiastka w diecie żubrów. W badaniach Blanko-Penedo i in. [2006] u bydła z Hiszpanii 

zawartość kobaltu w wątrobie wynosiła średnio 69,6 µg·kg -1 , przy wartości maksymalnej 

187 µg·kg -1 , a w nerkach średnia zawartość to 25,3 µg·kg -1 . Można stwierdzić, że średnia 

zawartość kobaltu w rogu racicy wynosząca 183 µg·kg -1 s.m. jest wartością wysoką. 

Tabela 1. Zawartość kobaltu w racicy żubrów (μg·kg -1 s.m.) w zależności od płci i wieku (n=15) 

Table 1. The cobalt content in the hoof of European bisons (μg·kg -1 d.m.) depending on gender 

and age (n=15) 

Parametr 

Średnia 

Odchylenie 

standardowe 

72,5 

57 

82 

66 

82,5 

Q 25 

Mediana Q 75 

Ogół zwierząt 

Samce 

Samice 

Zwierzęta do 1 roku 

Zwierzęta starsze niż 2 lata 

183 

158 

204 

167 

209 

115 

115 

110 

112,5 

205 

205 

155 

215 

155 

210 

235 

205 

275 

225 

275 

193


Zawartość niklu w rogu racicy żubra (tab. 2) wynosiła średnio 703 μg·kg -1 s.m. (SD 546; 

mediana 400 μg·kg -1 s.m.). Brak istotnych statystyczne różnic w zależności od płci i wieku. 

Tabela 2. Zawartość niklu w racicy żubrów (µg·kg -1 s.m.) w zależności od płci i wieku (n=15) 

Table 2. The nickel content in the hoof of European bisons (µg·kg -1 d.m.) depending on gender 

and age (n=15) 

Parametr 

Średnia 

Odchylenie 

standardowe 

Q 25 

Mediana Q 75 


Samce 

Samice 

Zwierzęta do 1 roku 

Zwierzęta starsze niż 2 lata 

703 

675 

722 

750 

610 

546 

462 

622 

581 

515 

300 

300 

300 

300 

300 

400 

500 

400 

500 

400 

1200 

1200 

800 

1200 

600 

Zawartość niklu w mięśniu żubrów (tab. 3) wynosiła średnio 338 μg·kg -1 świeżej tkanki 

(SD 155; mediana 275 μg·kg -1 świeżej tkanki). Brak istotnych statystycznie różnic w zależności 

od wieku. Uzyskane dane są porównywalne z zawartością niklu w tkankach koni: 

kości śródstopia – 583–720, żebra – 1547, nerki – 354–576, mięśni – 285–482, wątroby – 

249–371, sierści – 202, wszędzie μg·kg -1 s.m. [Kośla, Anke 1989]. Zawartość niklu w badaniach 

Anke i in. [1993] wynosiła: w sierści bydła – 405 μg·kg -1 s.m., a we włosach pracowników 

różnych zakładów – 1900–3800 μg·kg -1 s.m. Obciążenie dawki pokarmowej niklem 

zwiększało zawartość pierwiastka w tkankach bydła opasowego: włos bez obciążenia paszy 

– 508 μg·kg -1 s.m., dodatek 50 mg Ni·kg -1 paszy – 2155 μg·kg -1 s.m., dodatek 100 mg Ni·kg -1 

paszy – 6973 μg·kg -1 s.m. Autorzy ci badali zwiększanie się zawartości niklu w wyniku obciążania 

nim dawki pokarmowej u drobiu. Interesująca nas zawartość niklu w mięśniach w 

μg·kg -1 s.m. wynosiła (pierwsza liczba u kurcząt, druga u kur): bez obciążenia – 413, 414; dodatek 

125 mg Ni·kg -1 paszy – 441, 638; dodatek 250 mg Ni·kg -1 paszy – 687, 1005; dodatek 

500 mg Ni·kg -1 paszy – 972, 2339; dodatek 1000 mg Ni·kg -1 paszy – 5166, 1185. 

Tabela 3. Zawartość niklu w mięśniu żubrów (µg·kg -1 świeżej tkanki) w zależności od płci i wieku 

(n=10) 

Table 3. The nickel content in the muscle of European bisons (µg·kg -1 fresh tissue) depending 

on gender and age (n=10) 

Parametr 

Średnia 

Odchylenie 

standardowe 

Q 25 

Mediana Q 75 


Samce 

Samice 

Zwierzęta do 1. roku 

Zwierzęta starsze od 2. lat 

338 

- 

343 

300 

400 

155 

- 

167 

61 

260 

250 

- 

250 

250 

250 

275 

- 

250 

300 

250 

350 

- 

400 

300 

700 

Uzyskane wyniki świadczą o tym, że zawartość niklu w rogu ściany racicy żubrów była 

większa od zawartości w mięśniach, a także większa od zawartości niklu w różnych badaniach 

194

Zawartość kobaltu i niklu w racicach i mięśniach żubrów wolno żyjących 

w sierści, ale mniejsza od podanych w danych literaturowych zawartości we włosach ludzkich. 

Zawartość niklu w mięśniach żubrów była podobna do zawartości tego pierwiastka w mięśniach 

koni i drobiu. Obciążenie paszy niklem istotnie zwiększa jego zawartość w tkankach. 


Przeprowadzone badania wykazały, że na zawartość kobaltu i niklu w racicy i mięśniu 

żubrów nie mają wpływu płeć i wiek. Uzyskane wyniki są porównywalne z danymi dla różnych 

tkanek u żubrów, bydła, koni, drobiu i człowieka. 


ANKE M. 1985. Nickel als essentielles Spurenelement. W: E. Glatke i in. (eds) Spurenelemente. 

Georg Thieme Verlag Stuttgart, New York: 106–125. 

ANKE M., ANGELOW L., GLEI M., ILLING H. 1995. The biological importance of nickel in 

the food chain. Fresenius J. Anal. Chem. 352: 92–96. 

ANKE M., ARNHOLD W., GROPPEL B., KRAUSE U., LANGER M. 1991. Significance if 

the essentiality of fluorine, molybdenum, vanadium, nickel, arsenic and cadmium. Acta 

Agronomica Hungarica 40: 201–215. 

ANKE M., GROPPEL B., HENNIG A. 1984a. Nickel – an essential trace element. W: M. 

Anke i in. (eds) Mengen- und Spurenelemente. Univ. Leipzig 4: 404–418. 

ANKE M., GROPPEL B., KRONEMANN H., GRŰN M. 1984b. Nickel, an essential element. 

W: F. W. Sunderman (ed) Nickel in the Human Environment. Oxford University Press, 

Oxford: 339–365. 

ANKE M., KRONEMANN H., GROPPEL B., HENNIG A., MEISSNER D., SCHNEIDER H.- 

J. 1980. The influence of nickel – deficency on growth, reproduction, longevity and different 

biochemical parameters of goats. W: M. Anke, H.-J. Schneider, Chr Brückner 

(eds) 3. Spurenelementsymposium, Nickel. Univ. Leipzig, Univ. Jena: 3–10. 

ANKE M., LÖSCH E., HÜBSCHMANN, KRÄMER K. 1993. Die Nickelbelastung der Nahrungskette 

von Pflanze, Tier und mensch in Deutschland. 2. Auswirkung der Nickelbelastung 

bei der fauna. W: M. Anke i in. (eds) Mengen- und Spurenelemente, Arbeitstagung. 

Verlag MTV Hammerschmidt GmbH, Gersdorf, 13: 382–399. 

BLANCO-PENEDO I., CRUZ J. M., LOPEZ-ALONSO M., MIRANDA M., CASTILLO C., 

HERNANDEZ J., BENEDITO J. L. 2006. Infuence of copper status on the accumulation 

of toxic and essential metals in cattle. Environment International 32: 901–906. 

BROWN P. H., WELCH R. M., CARY E. E. 1987. Nickel: a micronutrient essential for higher 

plants. Plant Physiol. 85: 801–803. 

DĘBSKA M. 2005. Ocena zaopatrzenia w składniki mineralne żubrów z Puszczy 

Białowieskiej. Praca doktorska. SGGW, Wydz. Nauk o Zwierzętach, Warszawa. 

195


ESKEW D. L., WELCH R. M., CARY E. E. 1983. Nickel: An essential micronutrient for legumes 

and possibly all higher plants. Science 222: 621–623. 

FAGERIA N. K., BALIGAR V. C., CLARK R. B. 2002. Micronutrients in crop production. Advances 

in Agronomy USA 77: 185–268. 

GRAF E.-G. THAUER R. K. 1981. Hydrogenase from Methanobacterium thermoautrophicum, 

a nickel-containing enzyme. FEBS Lett. 136: 165–169. 

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


KIRCHGESSNER M., SCHNEGG A. 1980. Eisenstoffwechsel im Nickelmangel. W: M. 

Anke, H.-J. Schneider, Chr Brückner (eds) 3. Spurenelementsymposium, Nickel. Univ. 

Leipzig, Univ. Jena: 27–32. 

KOŚLA T., ANKE M. 1989. Nickelstatus, -bedarf und -versorgung des Pferdes. W: M. Anke, 

W. Baumann, H. Bräunlich, Chr. Brückner, B. Groppel, M. Grün (eds) 6 th International 

Trace Element Symposium, Kongress. Werbedruck Oberlungwitz 4: 1320–1328. 

MARSCHNER H. 1995. Mineral nutrition of higher plants. Academic Press, San Diego. 

NEEDHAM P. 1983. The occurrence and treatment of mineral disorders in the field. W: C. 

Bould, E. J. Hewitt, P. Needham (eds) Diagnostic of mineral disorders in plants, vol.1. 

Her Majesty’s Stationery Office, London: 131–170. 

POLACCO J. C. 1977. Is nickel a universal component of plant urease? Plant Sci. Lett. 10: 

249–255. 

PULS R. 1998. Mineral levels in animal health, diagnostic data. Sherpa international. British 

Columbia, Canada. 

196


Hanna Jaworska*, Agata Bartkowiak* 

ZAWARTOŚĆ CYNKU W POZIOMACH POWIERZCHNIOWYCH 

GLEB O NATURALNEJ I ANTROPOGENICZNIE PODWYŻSZONEJ 

ZAWARTOŚCI WĘGLANU WAPNIA 

THE CONTENT OF ZINC IN SURFACE HORIZONS OF SOILS WITH 

NATURAL AND ANTHROPOLOGICALY INCREASED CONCENTRATION 

OF CALCIUM CARBONATES 

Słowa kluczowe: gleba, pH, cynk. 

Key words: soil, pH, zinc. 

The contamination by zinc in some regions, especially those industrially affected, is high 

(increased, enhanced) and exceeds the value of thousands of mg·kg -1 . The zinc balance in 

agricultural soils indicates gradual increase in concentration in pace (speed) of 1,5 mg·kg -1 

per 10 years. Zinc in soils is sorbed by organic mater – mechanism dependent on soil reaction. 

In the pH 5.8 sorption of humic acids reached 60% of its cation concentration, while in 

lower values almost disappears. 

The aim of the research was comparative assessment of total content of zinc in soils with 

natural and anthropologically increased concentration of calcium carbonates. 

Analysed material was sampled from the area of natural CaCO 3 

content – Unisławski Basin 

and from the area in the vicinity of cement plant in Małogoszcz on Małopolska Upland. The 

samples were taken at two depths: 0-20 cm and 20-40 cm. The total content of zinc after 

mineralization in the mixture of acids HF and HClO 4 

using Crock and Severson’s [1980] procedure 

were determined using ASA method. 

In the analysed soils regardless of the region the concentration of CaCO 3 

determined neutral 

or slightly alkaline reaction. The total content of zinc in soils neighboured with cement plant 

* Dr inż. Hanna Jaworska, dr inż. Agata Bartkowiak - Katedra Gleboznawstwa i Ochrony Gleb, 

Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy, 85-029 Bydgoszcz, ul. Bernardyńska 6; 

tel.: 52 374 95 12; 52 374 95 26; e-mail: hjawor@utp.edu.pl; bartkowiak@utp.edu.pl 

197

Hanna Jaworska, Agata Bartkowiak 

ranged between 49,65-73,30 mg·kg -1 in surface horizons and 24,15-43,80 mg·kg -1 in subsurface 

horizons. In samples from Unisław Basin its content was from 12,63 to 18,58 mg·kg -1 

and from 7,32 to 18,77 mg·kg -1 respectively. Only in the soils in the vicinity of Małogoszcz 

cement plant a significantly higher zinc content in surface horizons was noticed. 


Czynniki antropogeniczne, takie jak chemizacja rolnictwa, uprzemysłowienie, a przede 

wszystkim opad pyłów atmosferycznych, znacząco wpływają na ilość metali ciężkich w glebach 

[Haygarth i Jones 1992], co szczególnie wyraźnie odnosi się do zawartości cynku 

[Kabata-Pendias i in. 1993]. Zanieczyszczenie cynkiem w niektórych rejonach, przede 

wszystkim na terenach przemysłowych, jest podwyższone i przekracza wartość kilkunastu 

tysięcy mg·kg -1 . Z bilansu cynku w glebach użytkowanych rolniczo wynika, że następuje 

stopniowe zwiększanie się jego zawartości, w tempie ok. 1,5 mg·kg -1 na 10 lat. Gleba, ze 

względu na swoje właściwości fizyczne i chemiczne, może przeciwdziałać bądź sprzyjać 

potencjalnej toksyczności mikroelementów [Brümmer i in. 1986]. Cynk jest metalem o dużej 

labilności, będącym powszechnym składnikiem pyłów [Stone i Marsalek 1999], a w glebach 

ulega sorpcji przez substancję organiczną, której intensywność zależy od odczynu. 

W warunkach pH 5,8 kwasy huminowe wiążą cynk w 60% jego stężenia kationowego, natomiast 

w warunkach mniejszych wartości wiązanie to prawie zanika, dlatego pojawia się 

konieczność monitorowania jego zawartości oraz rozmieszczenia w glebach. 

Celem przedstawionych badań była ocena całkowitych zawartości cynku w glebach 

o naturalnej i podwyższonej antropogenicznie zawartości węglanu wapnia. 


Materiał badawczy stanowiły próbki gleb uprawnych o naturalnej zawartości CaCO 3 

pochodzące z terenu Basenu Unisławskiego oraz z Wyżyny Małopolskiej, z obszarów sąsiadujących 

z cementownią w Małogoszczy, zlokalizowanych w różnej odległości od zakładów. 

Jest to obszar zbudowany z wapieni górnojurajskich i kredowych piaskowców 

[Kondracki 2000]. Próbki glebowe pobrano z dwóch głębokości (0–20 i 20–40 cm), i oznaczono 

w nich uziarnienie, odczyn oraz zawartość C org. 

, i CaCO 3 

metodami powszechnie 

stosowanymi w laboratoriach gleboznawczych. Całkowite zawartości Zn oznaczono po 

mineralizacji w mieszaninie kwasów HF i HClO 4 

metodą Crocka i Seversona [1980], z zastosowaniem 

ASA. Wszystkie oznaczenia wykonano w trzech powtórzeniach, w pracy 

przedstawiono średnie arytmetyczne wyników. W celu sprawdzenia poprawności wyników 

i dokładności pomiaru przeprowadzono analizę materiału certyfikowanego Till-3 i SV-M 

oraz wykonano tzw. próby zerowe, które poddano identycznej procedurze analitycznej, 

jak materiał glebowy. 

198

Zawartość cynku w poziomach powierzchniowych gleb o naturalnej i antropogenicznie... 


Badane gleby charakteryzują zróżnicowane właściwości fizyko-chemiczne oraz całkowita 

zawartość cynku. Próbki glebowe pochodzące z okolic Cementowni „Małogoszcz” charakteryzowało 

podobne uziarnienie i zostały zaklasyfikowane do grupy granulometrycznej: 

piasek gliniasty i piasek słabo gliniasty [PTG 2009]. W kategoriach agrotechnicznych są to 

gleby lekkie, o zawartości frakcji piasku w zakresie 78–84%, pyłu - 11−17% i iłu koloidalnego 

- 4−8% [PTG 2009]. Gleby o takim uziarnieniu charakteryzują się niskimi właściwościami 

buforowymi i są wrażliwe na zanieczyszczenia [Dąbkowska-Naskręt i in. 2002]. Próbki 

glebowe z Basenu Unisławskiego charakteryzowało duże zróżnicowanie zawartości frakcji 

o ø < 0,002 mm i zaklasyfikowano je do następujących grup granulometrycznych [PTG 

2009]: glina lekka, glina ciężka, glina ciężka pylasta, ił i ił pylasty (tab.1). 

Tabela 1. Uziarnienie analizowanych gleb 

Table 1. Texture of analysed soils 

Próbka 

I 

II 

III 

IV 

V 

VI 

VII 

VIII 

Poziom 

Udział frakcji, % 

2–0,05 mm 0,05–0,002 mm < 0,002 mm 

Cementownia „Małogoszcz” 

a 81,0 13,0 6,0 

b 86,0 11,0 3,0 

a 83,0 12,0 5,0 

b 78,0 14,0 8,0 

a 84,0 11,0 5,0 

b 91,0 6,0 3,0 

Basen Unisławski 

a 9,4 26,6 64,0 

b 7,3 32,4 60,3 

a 16,2 43,2 40,6 

b 18,3 43,2 38,5 

a 22,5 26,5 51,0 

b 60,7 21,0 18,3 

a 10,2 29,8 60,0 

b 12,0 23,5 64,5 

a 9,3 24,2 66,5 

b 1,6 69,1 29,3 

Objaśnienia: a – poziom powierzchniowy; b – poziom podpowierzchniowy. 

Wyraźnie mniejsza zawartość węgla organicznego cechowała próbki z okolic cementowni. 

Wynosiła ona 10,3-16,3 g·kg -1 w poziomach powierzchniowych i 8,3-10,8 g·kg -1 

w poziomach podpowierzchniowych. W glebach uprawnych Basenu Unisławskiego zawartość 

węgla organicznego wynosiła odpowiednio: 50,2–80,3 g·kg -1 i 5,1–78,0 g·kg -1 (tab. 2). 

Duża zawartość C org. 

jest jedną z cech wyróżniających te gleby na terenie badanego obszaru. 

Są one klasyfikowane jako mady próchniczne [Bartkowiak 2010]. 

199


Tabela 2. Wybrane właściwości fizykochemiczne 

Table 2. Selected physicchemical properties 

pH 

Nr próbki Poziom C org. 

, g∙kg -1 H 2 

O 

1M KCl 

CaCO 3 

, % 


I 

a 16,3 7,93 7,42 0,42 

b 10,3 7,95 7,14 0,38 

II 

a 11,0 8,31 7,73 1,05 

b 10,8 8,07 7,53 0,38 

III 

a 10,3 7,84 7,61 1,26 

b 8,3 7,90 7,87 0,8 


IV 

a 63,9 7,59 7,13 21,8 

b 65,9 7,68 7,15 27,2 

V 

a 60,9 7,84 7,41 24,2 

b 65,9 7,57 7,27 25,6 

VI 

a 59,4 7,60 7,30 26,5 

b 19,7 7,68 7,27 6,7 

VII 

a 80,3 7,60 7,33 23,6 

b 78,0 7,53 7,26 24,9 

VIII 

a 50,2 7,38 7,20 15,9 

b 5,1 7,37 7,30 69,3 

Objaśnienia: a – poziom powierzchniowy; b – poziom podpowierzchniowy. 

W analizowanych glebach, niezależnie od regionu, ilości CaCO 3 

decydowały o obojętnym 

bądź słabo alkalicznym odczynie. Gleby z Wyżyny Małopolskiej można zaliczyć do gleb o odczynie 

zasadowym (tab. 2), podobnie jak badane mady, w których w poziomach powierzchniowych 

wartość kwasowości wymiennej była w zakresie pH H2 O 7,38–7,84 oraz pH KCl 7,13–7,41. 

Za alkaliczny odczyn w próbkach z okolic cementowni odpowiedzialna jest wieloletnia imisja 

pyłów cementowych [Świercz 2003]. Najwyższe pH wykazują próbki glebowe w najbliższym 

sąsiedztwie cementowni. Na podobne zależności odczynu od odległości od cementowni wskazują 

także inni autorzy [Szostka 1986, Świercz 2003, Jaworska i in.2008]. W próbkach z sąsiedztwa 

Cementowni najwyższe zawartości węglanu wapnia stwierdzono w poziomach powierzchniowych 

z punktu Zakrucze II – 1,26%, i Zakrucze I- 1,05%, które znajdują się najbliżej 

emitora (850 m od cementowni). W pozostałych próbkach zawartości te były < 1% (tab. 2). Największe 

wzbogacenie w CaCO 3 

wierzchniej warstwy gleby oraz gleby w pobliżu cementowni 

zanotowali także inni badacze [Dobrzański i Uziak 1972, Faber i Jakubczyk 1976]. 

W glebach uprawnych Basenu Unisławskiego, największe zawartości węglanu wapnia 

odnotowano w poziomach podpowierzchniowych. Wynosiły one 24,9-69,3%, za wyjątkiem 

jednego przypadku, w których wartość ta wynosiła 6,7% (tab. 2). Przyczyną tak dużego nagromadzenia 

CaCO 3 

w poziomach podpowierzchniowych, które zalegają na osadach gytiowych, 

może być podsiąkanie wody gruntowej przesyconej jonami wapnia oraz częstotliwość 

wykonywania zabiegów agrotechnicznych [Meller 2006]. 

200


Całkowite zawartości Zn w glebach sąsiadujących z cementownią kształtowały się 

w zakresie 49,65–73,30 mg·kg -1 w poziomach powierzchniowych i 24,15–43,80 mg·kg -1 

w poziomach podpowierzchniowych. W glebach uprawnych Basenu Unisławskiego zawartości 

te wynosiły odpowiednio: 12,63–18,58 mg·kg -1 i 7,32–18,88 mg·kg -1 (tab. 3). 

We wszystkich badanych próbkach niezależnie od regionu, stwierdzono wyraźnie 

wyższe zawartości tego pierwiastka w poziomach wzbogaconych w węgiel organiczny, 

co należy wiązać z tym, że substancja organiczna tworzy dość trwałe wiązania z cynkiem 

[Kabata-Pendias i Pendias 2010]. Zmiana odczynu gleby w znacznym stopniu wpływa na 

stężenie i ruchliwość cynku [Smal 1999]. Wzrastającemu pH gleby towarzyszy zmniejszenie 

stężenia cynku, które może być spowodowane zwiększonym wiązaniem tego pierwiastka 

przez tlenki żelaza i glinu, bądź też strącaniem ich do form mniej rozpuszczalnych 

[Simard i in. 1988]. Zwiększenie pH gleby o jednostkę w zakresie od 5,0 do 7,0 zmniejsza 

nawet 30-krotnie stężenie cynku w roztworze [McBride i Blasiak 1979]. W badanych 

glebach z sąsiedztwa cementowni stwierdzono podwyższone zawartości tego pierwiastka 

w stosunku do jego średniej zawartości w glebach piaszczystych Polski [Kabata-Pendias 

i Pendias 2010], nie są to jednak zawartości wykluczające te gleby z użytkowania 

rolniczego [Terelak i in. 2000]. Gleby uprawne z Basenu Unisławskiego należy uznać za 

niezanieczyszczone tym pierwiastkiem. Alkaliczny odczyn tych gleb może być przyczyną 

małej zawartości cynku, bliskiej dolnej granicy w glebach o uziarnieniu iłów [Kabata-Pendias 

i Pendias 2010]. 

Tabela 3. Całkowita zawartość cynku w analizowanych glebach 

Table 3. Total content of Zn in analysed soils 

Próbka Poziom Zawartość Zn, mg∙kg -1 


a 73,30 

I 

b 35,70 

a 49,65 

II 

b 43,80 

a 55,10 

III 

b 24,15 


a 15,13 

IV 

b 15,83 

a 18,58 

V 

b 18,88 

a 12,63 

VI 

b 7,33 

a 14,23 

VII 

b 11,75 

a 16,68 

VIII 

b 9,90 

Objaśnienia: a – poziom powierzchniowy; b – poziom podpowierzchniowy 

201



Badane gleby odznaczały się zróżnicowanym uziarnieniem (piaski gliniaste w sąsiedztwie 

Cementowni Małogoszcz oraz glina i ił na obszarze Basenu Unisławskiego) oraz zawartością 

węgla organicznego. Jedną z cech wyróżniających gleby Basenu Unisławskiego 

jest duża zawartość węgla organicznego. We wszystkich analizowanych próbkach stwierdzono 

obecność węglanu wapnia oraz alkaliczny odczyn. Wzbogacenie w węglan wapnia 

gleb z sąsiedztwa cementowni ma charakter antropogeniczny i jest spowodowane przez 

dominujący składnik pyłu cementowego, którym jest wapń, powodujący zmianę naturalnego 

odczynu gleb w kierunku alkalicznym. Pozostałe z badanych gleb charakteryzują się naturalną 

zawartością CaCO 3 

. 

Całkowite zawartości cynku w glebach zanieczyszczonych pyłami cementowymi przyjmują 

wartości niewykluczające ich z użytkowania rolniczego. Alkaliczny odczyn gleb z Basenu 

Unisławskiego może być przyczyną małej zawartości cynku, bliskiej dolnej granicy 

w glebach o uziarnieniu iłów. 


BARTKOWIAK A. 2010. Morfologia i wybrane właściwości fizykochemiczne niejednorodnych 

osadów węglanowych na obszarze Basenu Unisławskiego. Rocz. Glebozn. 61(1): 5-12. 

BRÜMMER G. W.,GERTH J., HERMS U. 1986. Heavy Metal Species, Mobility and Availability 

in Soils. Z. Pflanzenernaehr. Bodenk. 149: 382-398. 

CROCK I.G, SEVERSON R.C. 1980. Four Reference Soil and Rock Samples for Measuring 

Element Availablity from the Western Energy Regions. Geologiacal Survey Circular 

841: 1-16. 

DĄBKOWSKA-NASKRĘT H., JAWORSKA H., DŁUGOSZ J. 2002. Badania wpływu zmian 

odczynu na zawartość i mobilność miedzi i cynku w glebach płowych wokół Zakładów 

Lafarge - Cement Polska S.A. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 482: 113-119. 

DOBRZAŃSKI B., UZIAK S. 1972. Rozpoznawanie i analiza gleb. PWN, Warszawa. 

FABER A., JAKUBCZYK Z. 1976. Wpływ pyłów emitowanych przez cementownie na niektóre 

składniki agrocenoz. Cz. I. Oddziaływanie na glebę. Cement – Wapno – Gips 12: 

367–369. 

HAYGARTH P. M., JONES K. C. 1992. Atmospheric deposition of metals agricultural surfaces: 

an emphasis on principles and processes with case studies from the UK. In.: D.C. 

Adriano (eds) Biogeochemistry of trace metals. Lewis Publ. Co., Chelsea: 249-276. 

JAWORSKA H., DĄBKOWSKA-NASKRĘT H., RÓŻAŃSKI Sz. 2008. Total content of Mercury 

In arable soils In the vicinity of Lafarge – Cement Poland SA Plant („Kujawy”Bielawy). 

Ecol. Chem. and Eng. 16(10): 1299-1304. 

202


KABATA-PENDIAS A., MOTOWICKA-TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WI- 

TEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. 

IUNG, Puławy, Seria P 53: 7-10. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2010. Trace Elements In Soils and Plants. CRC Press: 448. 

KONDRACKI J. 2002. Geografia regionalna Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. 

MC BRIDE M. B., BLASIEK J. J. 1979. Zinc and copper solubility as a function of pH in acid 

soil. Soil Sc. Soc. Am. J. 43: 866-870. 

MELLER E. 2006. Płytkie gleby organogeniczno-węglanowe na kredzie jeziornej i ich przeobrażenia 

w wyniku uprawy. Rozprawy AR Szczec. 223: 116. 

PTG 2009. Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych – PTG 2008. Rocz. Glebozn. 

60(2): 5-16. 

SIMARD R. R., EVANS L. J., BATES T. E. 1988. The effects of additions of CaCO 3 

and P on 

the soil solution chemistry of a Podzolic soil. Can. J. Soil Sci. 68: 41-52. 

SMAL H. 1999. Właściwości chemiczne roztworów glebowych gleb lekkich i ich zmiany pod 

wpływem zakwaszenia. Rozpr. Nauk. Akad. Roln. Lublin 230: 108. 

STONE M., MARSALEK J. 1999. Trace metal composition and spetiation in street sediment. 

Water, Air and Soil Pollut. 87: 149-169. 

SZOSTKA M. 1986. Alkalizacja gleb w rejonie oddziaływania Zakładów Cementowo-Wapienniczych 

„Rudnik”. Cement-Wapno-Gips 1: 10-12. 

ŚWIERCZ A. 2003. Wpływ pyłów cementowych na zmiany właściwości gleb bielicoziemnych. 

Rocz. Glebozn. 54(3): 61–72. 

TERELAK H., MOTOWICKA-TERELAK T., STUCZYŃSKI T. PIETRUCH C. 2000. Pierwiastki 

śladowe (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn) w glebach użytków rolnych Polski. IUNG, Warszawa. 

203


Katarzyna Kołodziejczyk*, Klara Tomaszewska*, Roman Pieprzka** 

ZAWARTOŚĆ CHROMU W POZIOMACH GLEBY ORGANICZNEJ 

W REJONIE LEGNICY 

THE CONTENT OF CHROMIUM IN ORGANIC SOIL HORIZONS IN 

LEGNICA REGION 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, chrom, gleby organiczne, torfowiska. 

Key words: heavy metals, chromium, organic soils, peatlands. 

Chromium is a heavy metal is a heavy metal commonly present in the earth’s crust. Its presence 

in the soil depends mainly on the properties of the parent rock as well as may be increased 

as a result of industrial activity of man. Its existence in various forms and the potential 

threat to human and animal health is of interest to many authors. The aim of this study 

was determination of the content of chromium in organic soil horizons in the region of Legnica, 

in the „Jezioro Koskowickie” nature reserve. During investigations there was one peat 

profile used and divided into 5 cm sections. The total content of chromium was examined 

in them after previous wet digestion in a mixture of concentrated acids: nitric and perchloric, 

at a 4:1 ratio. Based on the obtained results it was fount that significant differences in 

chromium content in the tested soil samples. Contents of this metal ranged from 15.6 to 317 

mg . kg -1 . Limit values for chromium, which has been established for soils of Group A (protected 

areas) at 50 mg . kg -1 soil in accordance with Regulation of the Environmental minister 

from 9 September 2002 on standards of the quality of the soil and standards of the quality 

were exceeded in the majority of selected horizons. Significant chromium contamination occurred 

in a horizons with thickness from 0 to 60 cm. 

* Mgr inż. Katarzyna Kołodziejczyk, dr hab. Klara Tomaszewska – Katedra Botaniki i Ekologii 

Roślin, Wydział Przyrodniczo-Technologiczny, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, 

pl. Grunwaldzki 24a, 50-363 Wrocław; e-mail: katarzyna.kolodziejczyk@up.wroc.pl 

** Mgr inż. Roman Pieprzka – Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Wydział 

Przyrodniczo-Technologiczny, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53, 

50-357 Wrocław; e-mail: roman.pieprzka@up.wroc.pl 

204

Zawartość chromu w poziomach gleby organicznej w rejonie Legnicy 


Obecność metali ciężkich uznawana jest za jeden z parametrów informujących o niekorzystnych 

przekształceniach środowiska przez człowieka [Kabała 1998]. Jednym z takich 

pierwiastków śladowych jest chrom (Cr), któremu nie przypisuje się żadnej fizjologicznej 

funkcji u organizmów żywych, a uważa się natomiast, że w nadmiarze może mieć niepożądane, 

toksyczne działanie. 

Chrom jest metalem ciężkim powszechnie występującym w skorupie ziemskiej. Jego 

obecność w glebie zależy głównie od właściwości skały macierzystej. Jednakże oprócz 

pierwotnego źródła chromu w glebie, jakim są minerały, może on zostać wprowadzony do 

gleby w formie zanieczyszczeń, głównie w postaci opadu pyłowego, z emisji w hutnictwie 

metali nieżelaznych, spalania węgli, paliw płynnych oraz składowania odpadów komunalnych 

i przemysłowych [Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999; Bielecka i in. 2005; Krejpcio 

2001; Cieślak-Golonka 1995]. Jego występowanie w różnorodnych formach oraz potencjalne 

zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt budzi zainteresowanie wielu autorów [Augustynowicz 

i in. 2006; Kabata-Pendias, Pendias 1999; Kabała 1998; Karczewska, Kabała 2002]. 

Siedliska hydrogeniczne, jakimi są torfowiska, są cennymi ekosystemami pełniącymi 

ważne funkcje w środowisku. Są to ekosystemy wrażliwe, reagujące na wszelkiego typu 

zmiany [Ilnicki 2002, Tobolski 2003]. Może to być m.in. widoczne w zmianach zawartości 

różnych pierwiastków, dlatego celem niniejszego, krótkiego opracowania było sprawdzenie, 

w jaki sposób kształtuje się rozkład zawartości Cr w glebie organicznej znajdującej się na 

terenie rezerwatu „Jeziorio Koskowickie” w sąsiedztwie miasta Legnica. 


Materiał badawczy został pobrany z obiektu znajdującego się w okolicach Legnicy – 

Koskowice, w odległości ok. 70 km od Wrocławia, na terenie rezerwatu przyrody „Jezioro 

Koskowickie”. Rezerwat ten został utworzony w 2004 r. w celu ochrony wartości przyrodniczych 

naturalnie starzejącego się jeziora [www.legnickiepole.pl]. 

Podstawą zakwalifikowania obiektu do badań była miąższość torfu ok. 1 m, w związku 

z czym wytypowano jeden profil torfowy, który został pobrany za pomocą świdra typu Instorf 

o średnicy puszki 5 cm. Pobrany i opisany materiał torfowy został podzielony na odcinki pięciocentymetrowe, 

które zostały przeznaczone do badań laboratoryjnych. Badania terenowe, 

poza pobraniem materiału, obejmowały także spis florystyczny w pobliżu wykonanego 

wiercenia. Nazewnictwo gatunków przyjęto za Mirkiem i in. [2002]. 

Na analizowanym obiekcie stwierdzono występowanie m.in. takich gatunków jak: 

skrzyp łąkowy (Equisetum pratense), śmiałek darniowy (Deschampsia caespitosa), trzcinnik 

wyprostowany (Calamagrostis epigeios), komonica błotna (Lotus uliginosus), turzyca lisia 

(Carex vulpina) i kostrzewa czerwona (Festuca rubra). 

205

(Carex vulpina) i kostrzewa czerwona (Festuca rubra). 

W poszczególnych odcinkach oznaczono zawartość chromu po mineralizacji próbek na 

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Roman Pieprzka 

mokro w mieszaninie stężonych kwasów azotowego i nadchlorowego (4:1) [Modyfikacja 

metody za Sapek A., Sapek B. 1997]. 

W poszczególnych odcinkach oznaczono zawartość chromu po mineralizacji próbek 

na mokro w mieszaninie stężonych kwasów azotowego i nadchlorowego (4:1) [Modyfikacja 

Oznaczenie zawartości Cr w analizowanych próbach wykonano metodą absorpcji 

metody za Sapek, Sapek 1997]. 

atomowej na spektrometrze Varian Spectra 200. 

Oznaczenie zawartości Cr w analizowanych próbach wykonano metodą absorpcji atomowej 

na spektrometrze Varian Spectra 200. 

Rys. 1. Położenie Rys. 1. Położenie obiektu obiektu badań badań na na tle tle mapy Polski 

Fig. 1. Location of object research on the background of map of Poland 

Fig. 1. Location of object research on the background of map of Poland 

3. WYNIKI 

Na podstawie otrzymanych wyników stwierdzono znaczne zróżnicowanie zawartości 

chromu w badanych poziomach glebowych. Zawartości tego metalu mieściły się w przedziale 

od 15,6 do 317 mg . kg -1 gleby i malały wraz z głębokością. Podobne wyniki otrzymał Bogacz 

[2005], który – badając gleby organiczne pod kątem zawartości metali ciężkich – także 

dostrzegł malejące zawartości poszczególnych pierwiastków śladowych wraz ze wzrostem 

głębokości w profilu glebowym. 

3. WYNIKI 

Na podstawie otrzymanych wyników stwierdzono znaczne zróżnicowanie zawartości 

chromu w badanych poziomach glebowych. Zawartości tego metalu mieściły się w przedziale 

od 15,6 do 317 mg . kg -1 gleby i malały wraz z głębokością. Podobne wyniki otrzymał 

Bogacz [2005], który – badając gleby organiczne pod kątem zawartości metali ciężkich 

– także dostrzegł malejące zawartości poszczególnych pierwiastków śladowych wraz ze 

wzrostem głębokości w profilu glebowym. 

W większości wytypowanych poziomów zostały przekroczone dopuszczalne wartości 

zawartości chromu, które ustalono dla gleb grupy A (obszary chronione) na poziomie 50 

mg . kg -1 gleby w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 roku w sprawie 

W większości wytypowanych poziomów zostały przekroczone dopuszczalne wartości 

standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [Rozporządzenie... 2002]. Wyraźne 

zanieczyszczenie chromem wystąpiło w warstwie o miąższości od 0 do 60 cm. 

zawartości chromu, które ustalono dla gleb grupy A (obszary chronione) na poziomie 50 

206


Duże zawartości pierwiastków śladowych, w tym chromu, w glebach organicznych, 

mogą informować o przebiegu procesu zamulania, ponieważ według Smólczyńskiego i in. 

[2006] zwiększenie zawartości metali ciężkich wiąże się ze silniejszym zamuleniem torfu 

i wzrostem ilości masy mineralnej. Zamulanie mogło być spowodowane przez istnienie 

odpowiednich ku temu warunków, o których pisał Bogacz [2005], tj. nanoszeniem materiału 

pochodzącego z okresowych wezbrań wód lub spływów wód, zwłaszcza na obszarach 

o znacznych spadkach terenu. Przyczyną większych zawartości chromu w badanych glebach 

w powierzchniowej części profilu glebowego jest jednak w głównej mierze wpływ antropogeniczny. 

Tabela 1. Zawartość Cr w poziomach badanej gleby organicznej 

Table 1. The content of chromium in investigated organic soil horizons 

Nr 

poziomu 

Miąższość, 

cm 

Cr, 

mg . kg -1 

1 0–5 317 

2 5–10 45,0 

3 10–15 203,4 

4 15–20 33,1 

5 20–25 76,0 

6 25–30 66,2 

7 30–35 62,6 

8 35–40 72,8 

9 40–45 57,7 

10 45–50 80,5 

11 50–55 38,1 

12 55–60 77,7 

13 60–65 29,8 

14 65–70 34,1 

15 70–75 16,5 

16 75–80 15,2 

17 80–85 20,3 

18 85–90 17,1 

19 90–95 15,6 

20 95–100 20,5 


Przeprowadzone pilotażowe badania pozwoliły ustalić, jak przedstawia się rozkład zawartości 

chromu na analizowanym obszarze. Pozwoliło to na sformułowanie następujących 

wniosków: 

1) zawartość chromu w profilu gleby organicznej zlokalizowanej na terenie województwa 

dolnośląskiego w okolicach Legnicy przekracza wartości dopuszczalne przedstawione 

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

207

przekroczenie zawartości tego pierwiastka zaznacza się w większości poziomów do 

głębokości 60 cm. 

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Roman Pieprzka 

2) wyższe zawartości chromu w poziomach powierzchniowych (0-15 cm) mogą być 

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Wyraźne przekroczenie zawartości tego 

spowodowane wpływem antropogenicznym związanym z sąsiedztwem miasta 

pierwiastka zaznacza się w większości poziomów do głębokości 60 cm; 

Legnica. 

2) wyższe zawartości chromu w poziomach powierzchniowych (0–15 cm) mogą być spowodowane 

wpływem antropogenicznym związanym z sąsiedztwem miasta Legnica; 

3) zauważalny jest niewielki spadek zawartości chromu wraz z głębokością 

3) zauważalny jest niewielki spadek zawartości chromu wraz z głębokością analizowanego 

profilu torfowego. 

analizowanego profilu torfowego. 

Badania współfinansowane przez Unię Europejską ze środków Europejskiego Funduszu 

Społecznego przez w ramach Unię Europejską projektu systemowego ze środków pn. Europejskiego „Przedsiębiorczy Funduszu doktorant Społecznego w 

Badania współfinansowane 

ramach projektu – inwestycja systemowego w innowacyjny pn. „Przedsiębiorczy rozwój regionu” doktorant (Program - inwestycja Operacyjny w innowacyjny Kapitał Ludzki, rozwój regionu” 

(Program Operacyjny Priorytet VIII Kapitał Regionalne Ludzki, Kadry Priorytet Gospodarki, VIII Regionalne Działanie Kadry 8.2 Transfer Gospodarki, Wiedzy, Działanie Poddziałania 

8.2.2 Regionalne Strategie 

8.2 Transfer 

Wiedzy, Poddziałania 8.2.2 Regionalne Strategie Innowacji). 

Innowacji). 


AUGUSTYNOWICZ J., KOSTECKA-GUGAŁA A., KOŁOCZEK H. 2009. Analiza kinetyki 

redukcji Cr (VI) przez wodne gatunki fitoremediatorów. W: Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych nr 41. IOŚ, Warszawa. 

BIELECKA A., BOJANOWSKA I., WIŚNIEWSKI A. 2005. "Two faces of chromium - 

pollutant and bioelement", Polish J. of Environ. Stud., 14(1): 5–10. 

BOGACZ A. 2005. Właściwości i stan przeobrażenia wybranych gleb organicznych Sudetów. 

Zesz. Nauk. AR Wrocław, CCXXV I. 

CIEŚLAK-GOLONKA M. 1995. Toxic and mutagenic effects of chromium (VI), a review, 

Polyhedron, 15(21): 3667–3689. 

ILNICKI P. 2002. Torfowiska i torf. Poznań. 


AUGUSTYNOWICZ J., KOSTECKA-GUGAŁA A., KOŁOCZEK H. 2009. Analiza kinetyki 

redukcji Cr (VI) przez wodne gatunki fitoremediatorów. W: Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych nr 41. IOŚ, Warszawa. 

BIELECKA A., BOJANOWSKA I., WIŚNIEWSKI A. 2005. „Two faces of chromium - pollutant 

and bioelement”, Polish J. of Environ. Stud. 14(1): 5–10. 

BOGACZ A. 2005. Właściwości i stan przeobrażenia wybranych gleb organicznych Sudetów. 

Zesz. Nauk. AR Wrocław, CCXXV I. 

CIEŚLAK-GOLONKA M. 1995. Toxic and mutagenic effects of chromium (VI), a review, 

Polyhedron 15(21): 3667–3689. 

ILNICKI P. 2002. Torfowiska i torf. Poznań. 

KABAŁA C. 1998. Pierwiastki śladowe w glebach Gór Izerskich. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu, 

Rolnictwo 70 (347): 95–106. 

KARCZEWSKA A., KABAŁA C. 2002. Pierwiastki śladowe w glebach Parku Narodowego 

Gór Stołowych, Wyd. PN Gór Stołowych „Szczeliniec” 6: 133–160. 


Warszawa. 

KREJPCIO Z. 2001. Essentiality of chromium for human nutrition and health. Pol. J. Environ. 

Stud. 2001,10(6): 399–404. 

MIREK Z., PIĘKOŚ-MIRKOWA H., ZAJĄC A., ZAJĄC M. 2002. Plants and Pteridophytes of 

Poland. A Checklist. Szafer Institute of Botany. Polish Academy of Sciences, Kraków. 

208


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

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. 2002. Nr 165, poz. 1359). 

SAPEK A., SAPEK B. 1997. Metody analizy chemicznej gleb organicznych. IMUZ, Falenty. 

SMÓLCZYŃSKI S., ORZECHOWSKI M., SOWIŃSKI P. 2006. Skład chemiczny utworów 

torfowych delty wiślanej. W: BRANDYK T., SZAJDAK L., SZATYŁOWICZ J. 2006. 

Właściwości fizyczne i chemiczne gleb organicznych. SGGW, Warszawa. 

TOBOLSKI K. 2003. Torfowiska na przykładzie Ziemi Świeckiej. Towarzystwo Przyjaciół 

Dolnej Wisły, Świecie. 

www.legnickiepole.pl [20.06.2011] 

209


Justyna Szymczak*, Dariusz Kłódka**, Beata Smolik*, Marta Pawlica* 

Wpływ soli kadmu na aktywność enzymów stresu 

oksydacyjnego w glebie i kukurydzy 

(Zea mays var. Saccharata) 

Effect of cadmium salt on the activity of oxidative 

stress enzymes in soil and maize 

(Zea mays var. Saccharata) 

Słowa kluczowe: katalaza, peroksydaza, kukurydza, gleba, kadm. 

Key words: catalase, peroxidase, maize, soil, cadmium. 

The paper presents the results of influence of cadmium salts on the activity of oxidative 

stress enzymes (catalase and peroxidase) in soil, leaves and roots of maize. The addition 

to soil cadmium (II) acetate resulted in changes of catalase and peroxidase activity in the 

soil and in plant. Regardless of cadmium salt concentration reduction of soil catalase activity 

was observed, while activation of catalase in both leaves and in roots of maize. Reduction of 

soil peroxidase activity bring about dose of 0,5 mM Cd +2·kg-1 -1 

, in the case of 2,5 mM Cd +2·kg 

salt concentration approximately 20% increase in activity of this enzymes in soil was recorded. 

Both used doses a 25% inhibition of peroxidase activity in green parts of plants caused. 

In the roots of maize small decrease in peroxidase activity (8%) was observed only with 

higher concentrations of cadmium salts. 


Nagromadzenie metali ciężkich w glebie może prowadzić do nadmiernego przedostawania 

się ich do roślin. Duża zawartość metali ciężkich w roślinach może powodować stres 

* Dr inż. Justyna Szymczak, dr inż. Beata Smolik, mgr inż. Marta Pawlica – Zakład Biochemii, 

Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17, 71-434 

Szczecin; tel.: 91 449 6283; e-mail: justyna.szymczak@zut.edu.pl 

** Dr inż. Dariusz Kłódka – Zakład Biochemii i Żywienia Człowieka, Pomorski Uniwersytet 

Medyczny, ul. Broniewskiego 24, 71-460 Szczecin; tel.: 91 441 48 06; 

e-mail: dariusz.klodka@gmail.com 

210

Wpływ soli kadmu na aktywność enzymów stresu oksydacyjnego w glebie i kukurydzy 

oksydacyjny [Dong i in. 2006]. Przyczyną tego rodzaju stresu jest niekontrolowany wzrost 

szkodliwych pochodnych tlenu powstałych w wyniku procesów oksydoredukcyjnych. Przykładem 

reaktywnych form tlenu jest H 2 

O 2 

, związek o właściwościach utleniających, który 

w nadmiernej ilości staje się toksyczny dla komórek [Bartosz 2003]. Rośliny posiadają duże 

możliwości w przystosowaniu się do zatrutego środowiska i detoksykacji groźnych dla komórek 

substancji [Wierzbicka 1995]. Tolerancja roślin na metale ciężkie nie jest związana 

tylko z wytwarzaniem fitochelatyn, ale również z aktywnością enzymów szlaku antyoksydacyjnego, 

które biorą udział w obronie komórek przed działaniem reaktywnych form tlenu 

[Wojtyła i in. 2006]. 

Dobrym markerem stresów fizjologicznych w roślinie jest aktywność katalazy i peroksydazy 

– enzymów biorących udział w obronie przed skutkami stresu oksydacyjnego [Łata 1998]. 


Doświadczenie wazonowe w warunkach szklarniowych przeprowadzono na próbkach 

piasku gliniastego lekkiego, o zawartości C org 

. 0,87%. Materiał glebowy zanieczyszczono 

octanem kadmu (II) w dawkach 0,5 i 2,5 mM Cd +2·kg-1 . Materiał kontrolny stanowiła gleba 

bez dodatku soli kadmu i rośliny w niej rosnące. Rośliną testową w doświadczeniu była 

kukurydza zwyczajna cukrowa (Zea mays var. Saccharata). W kolejnych dniach doświadczenia 

(14-tym, 28-ym i 42-gim) pobrano nadziemne i podziemne części roślin oraz próbki 

gleby, i oznaczono w nich aktywność enzymów. Pomiar aktywności katalazy roślinnej wykonano 

metodą Lücka [1963], aktywność katalazy glebowej oznaczono metodą manganometryczną 

Johnsona i Temple’a [Burns 1978]. Aktywność peroksydazy roślinnej oznaczono 

metodą Chance i Machy [1955], a peroksydazy glebowej metodą Bartna i Boreleau [Burns 

1978]. Dane dotyczące aktywności enzymów odczytano w jednostkach aktywności i przeliczono 

w stosunku procentowym do aktywności enzymu w materiale kontrolnym (bez dodatku 

soli kadmu). 


W przeprowadzonych badaniach stwierdzono, że wprowadzenie do gleby związków 

kadmu spowodowało istotne zmiany aktywności badanych enzymów, zarówno glebowych, 

jak i roślinnych (rys. 1–3). Aktywność katalazy w glebie zmniejszała się wraz z wzrastającą 

dawką soli kadmu, niezależnie od terminu pomiaru. Również aktywność peroksydazy 

glebowej uległa obniżeniu we wszystkich terminach pomiarów, jednakże tylko po zastosowaniu 

dawki 0,5 mM Cd +2·kg-1 (rys. 1). Badania te są potwierdzeniem badań Kizilkaya i in. 

[2004], którzy badali wpływ kadmu na aktywność katalazy w trzech różnych typach gleb. 

Obniżenie aktywności katalazy niektórzy autorzy tłumaczą, reakcją metalu z kompleksem 

substrat-enzym; kompleksowaniem substratu lub blokadą aktywnych katalitycznie grup en- 

211

kompleksem substrat-enzym; kompleksowaniem substratu lub blokadą aktywnych 

katalitycznie kompleksem grup substrat-enzym; enzymu [Liu 2008]. kompleksowaniem Justyna Szymczak substratu i in. lub blokadą aktywnych 

kompleksem substrat-enzym; kompleksowaniem substratu lub blokadą aktywnych 

katalitycznie grup enzymu [Liu 2008]. 

katalitycznie grup enzymu [Liu 2008]. 

zymu [Liu 2008]. 

Rys.1. Wpływ soli kadmu na aktywność katalazy i peroksydazy glebowej 

Rys.1. Fig. Wpływ Effect of soli cadmium kadmu salts na aktywność on the activity katalazy of soil i peroksydazy catalase and glebowej peroxidase 

Rys.1. Wpływ 1. Wpływ soli kadmu soli kadmu na aktywność na aktywność katalazy i katalazy peroksydazy i peroksydazy glebowej glebowej 

Fig. 1. Effect of cadmium salts on the activity of soil catalase and peroxidase 

Fig. Fig. 1. 1. Effect Effect of cadmium of cadmium salts on salts the activity on the of activity soil catalase of soil and catalase peroxidase and peroxidase 

Rys. 2. Wpływ soli kadmu na aktywność katalazy i peroksydazy w liściach kukurydzy 

Fig. Rys. 2. 2. Effect Wpływ 2. Wpływ of soli cadmium soli kadmu kadmu salts na aktywność on na the aktywność activity katalazy of catalase katalazy i peroksydazy and i peroxidase peroksydazy w liściach in kukurydzy leaves w liściach of maize kukurydzy 

Rys. Fig. 2. 2. Wpływ Effect soli of kadmu cadmium na aktywność salts on katalazy the activity i peroksydazy of catalase w liściach and kukurydzy peroxidase in leaves of maize 

Fig. 2. Effect of cadmium salts on the activity of catalase and peroxidase in leaves of maize 

Fig. 2. Effect of cadmium salts on the activity of catalase and peroxidase in leaves of maize 

Rys. Rys. 3. Wpływ 3. Wpływ soli soli kadmu kadmu na aktywność na aktywność katalazy katalazy i peroksydazy i peroksydazy w korzeniach w kukurydzy korzeniach kukurydzy 

Rys. Fig. Fig. 3. 3. 

3. Effect Effect 

Wpływ of soli cadmium of cadmium 

kadmu salts na aktywność on salts the activity on the 

katalazy of activity catalase of 

i peroksydazy and catalase peroxidase and 

w korzeniach in peroxidase roots kukurydzy of maize in roots of maize 

Rys. 3. Wpływ soli kadmu na aktywność katalazy i peroksydazy w korzeniach kukurydzy 

Fig. 3. Effect of cadmium salts on the activity of catalase and peroxidase in roots of maize 

Po przeanalizowaniu wyników badań własnych zaobserwowano, że wprowadzenie do 

Fig. 3. Effect of cadmium salts on the activity of catalase and peroxidase in roots of maize 

gleby poszczególnych stężeń soli kadmu spowodowało wzrost średniej aktywności katalazy, 

zarówno w korzeniach, jak i w liściach kukurydzy. Średnia aktywność katalazy w korzeniach 

roślin była mniejsza niż w liściach (rys. 4). Największy wzrost aktywności enzymu 

3 

(o 50%) w liściach roślin zaobserwowano po dodaniu do gleby 0,5 mM·kg -1 soli kadmu (rys. 3 

3 

212

w liściach roślin zaobserwowano po dodaniu do gleby stężenia 0,5 mM kg -1 soli kadmu (rys. 

2). Wyniki niniejszych badań potwierdzają badania Vitoria i in. [2001], którzy podają, że 


zastosowanie soli kadmu (0,25;0,5;1 mM Cd +2 ) powodowało wzrost aktywności katalazy 

w liściach i korzeniach rzodkiewki przez cały okres doświadczenia przeprowadzonego 

2). Wyniki niniejszych badań potwierdzają badania Vitoria i in. [2001], którzy podają, że dodanie 

soli kadmu w ilości (0,25;0,5;1 mM Cd +2 ) powodowało zwiększenie aktywności kata- 

w warunkach hydroponicznych. Wang i in. [2008] twierdzą, że wzrost aktywności katalazy 

w lazy roślinie w liściach jest i prawdopodobnie korzeniach rzodkiewki uzależniony przez cały od okres dawki doświadczenia soli metalu przeprowadzonego 

ciężkiego i czasu 

ekspozycji. w warunkach Większa hydroponicznych. aktywność Wang katalazy i in. w [2008] liściach twierdzą, niż w że korzeniach wzrost aktywności może być katalazy związana 

z 

w 

większą 

roślinie 

ilością 

jest prawdopodobnie 

docierającego 

uzależniony 

światła, a 

od 

w konsekwencji 

dawki soli metalu 

z większym 

ciężkiego i 

stężeniem 

czasu ekspozycji. 

Większa aktywność katalazy w liściach niż w korzeniach może być związana z więk- 

RFT 

[Vitoria i in. 2001] oraz z uszkodzeniami oksydacyjnymi przez nie wywołanymi [Wang i in. 

szą ilością docierającego światła, a w konsekwencji z większym stężeniem RFT [Vitoria i in. 

2008]. 2001] Zhang oraz z uszkodzeniami i in. [2005] tłumaczą oksydacyjnymi wysoką aktywność przez nie wywołanymi katalazy w [Wang liściach i in. sadzonek 2008]. Zhang czosnku 

jako i in. zrekompensowanie [2005] tłumaczą dużą niewłaściwej aktywność skuteczności katalazy w liściach peroksydazy sadzonek roślinnej. czosnku jako zrekompensowanie 

niewłaściwej skuteczności peroksydazy roślinnej. 

Rys. 

Rys. 

4. 

4. 

Procentowe 

Procentowe 

wartości 

wartości 

uśrednione 

uśrednione 

aktywności 

aktywności 

katalazy 

katalazy 

i peroksydazy 

i peroksydazy 

z całego 

z całego 

okresu doświadczenia, 

okresu doświadczenia, 

porównaniu z aktywnością w porównaniu enzymów z aktywnością w materiale enzymów kontrolnym w materiale kontrolnym 

w 

Fig. 4. Percentages averaged values of catalase and peroxidase activity of the whole period of 

Fig. 4. Percentages averaged values of catalase and peroxidase activity of the whole period of experiment, 

experiment, compared with the activity of enzymes in the control material 

compared with the activity of enzymes in the control material 

Aktywność peroksydazy w pobranych próbkach roślinnych malała wraz z wiekiem rośliny, 

zarówno w liściach, jak i w korzeniach (rys. 2 i 3). Analizując średnią aktywność drugiego 

z badanych enzymów – peroksydazy – w roślinach kukurydzy rosnących w glebie 

Aktywność peroksydazy w pobranych próbkach roślinnych malała wraz z wiekiem 

rośliny, 

z dodatkiem 

zarówno 

soli 

w 

kadmu, 

liściach, 

w poszczególnych 

jak i w korzeniach 

stężeniach, 

(rys. 2 

zaobserwowano 

i 3). Analizując 

wyraźne 

średnią aktywność 

różnice 

drugiego w oddziaływaniu z badanych metalu enzymów w liściach – peroksydazy i korzeniach w rośliny roślinach (rys. kukurydzy 4). Zmniejszenie rosnących aktywności w glebie 

z peroksydazy dodatkiem poszczególnych stwierdzono w korzeniach stężeń soli kukurydzy kadmu po zaobserwowano wprowadzeniu do wyraźne gleby w różnice najwyższym 

stężeniu soli kadmu (2,5 mM·kg 

w 

oddziaływaniu metalu w liściach i korzeniach -1 ), a także w liściach roślin niezależnie od zastosowanego 

stężenia soli kadmu. Zmiany w aktywności peroksydazy roślinnej są tłumaczone 

rośliny (rys. 4). Obniżenie aktywności 

przez Gallego i in. [1996] czasem stresu i rodzajem układu doświadczalnego, a także mogą 4 

być modyfikowane genotypem rośliny. Wymienieni wyżej autorzy zaobserwowali zmniejszenie 

aktywności peroksydazy w liściach słonecznika narażonego na działanie 0,5 mM Cd 2+ . 

Pandey i Sharma [2002] przy tej samej dawce Cd 2+ zanotowali także inhibicję aktywności 

peroksydazy w 42-dniowych liściach kapusty. Inhibicję aktywności peroksydazy roślinnej, 

tłumaczyć można tym, że jony kadmu mogą bezpośrednio hamować działanie wrażliwych 

213

Justyna Szymczak i in. 

enzymów (peroksydaza askorbinianowa i dysmutaza ponadtlenkowa) na zwiększoną ilość 

H 2 

O 2 

[Schützendübel i in. 2002]. Zhang i in. [2005] podają, że przez wydłużenie czasu ekspozycji 

Cd 2+ na kadm peroksydaza może być inaktywowana przez wysoki poziom jonów 

kadmu zgromadzonych w roślinie. Jony kadmu mogły wpływać hamująco na działanie części 

hemowej enzymu [Pandey, Sharma 2002]. 

Związki kadmu oprócz zmniejszenia aktywności peroksydazy wywołały w przeprowadzonych 

badaniach własnych autorów również wzrost aktywności tego enzymu w korzeniach 

kukurydzy uprawianej w glebie z najmniejszą dawką kadmu – 0,5 mM Cd 2+ . Podobne 

rezultaty otrzymali Wang i in. [2008], którzy podają, że zwiększenie aktywności tego 

enzymu wystąpiło pod wpływem soli kadmu (w dawkach 0,2 i 0,4 mM CdCl 2 

) w liściach 

kapusty sitowatej i tytoniu. 

Zhang i in. [2005] zanotowali także aktywację peroksydazy w liściach czosnku narażonych 

na kadm (1; 5 i 10 mM CdCl 2 

). Autorzy tłumaczą wystąpienie aktywacji peroksydazy 

w roślinie związkiem z jej ochronną rolą przed czynnikami stresowymi. Możliwe jest 

również, że zwiększona aktywność peroksydazy jest spowodowana mikrośrodowiskiem 

jonowym lub specyficzną ekspresją genów w tkankach korzeni [Dong i in. 2006]. Wzrost 

aktywności enzymu może być również wynikiem obecności wolnych jonów metali, które 

nie wiążą się w ścianie komórkowej i nie mogą podlegać fitotoksycznemu gromadzeniu 

metali [Yurekli, Porgali 2006]. 

4. WNIOSKI 

1. Zanieczyszczenie gleby octanem kadmu (II) spowodowało inhibicję aktywności katalazy 

glebowej, niezależnie od stężenia soli kadmu oraz inhibicję peroksydazy glebowej 

przy stężeniu 0,5 mM Cd 2+·kg-1 . 

2. Wprowadzenie do gleby soli kadmu w dawce 0,5 mM Cd 2+·kg-1 spowodowało około 

50-procentowy wzrost średniej aktywności katalazy w liściach i korzeniach kukurydzy, 

a także niewielki wzrost aktywności peroksydazy w korzeniach roślin. 

3. Wprowadzenie do gleby soli kadmu w dawce 2,5 mM Cd 2+·kg-1 spowodowało wzrost 

średniej aktywności katalazy w liściach i korzeniach kukurydzy o około 25%, inhibicji 

aktywności peroksydazy natomiast odpowiednio o 25% w liściach i o około 7% w korzeniach 

roślin. 


BARTOSZ G. 2003. Druga twarz tlenu Wolne rodniki w przyrodzie. PWN. Warszawa. 

BURNS R. G. 1978. Soil enzymes. Wyd. Academic Press. Londyn. 

CHANCE B., MACHY S.K. 1955. Assay of catalase and peroxidases. Meth. Enzymol. 

2:764–775. 

214


DONG J., WU F., ZHANG G. 2006. Influence of cadmium on antioxidant capacity and four 

microelement concentrations in tomato seedlings (Lycopersicon esculentum). Chemosphere 

64: 1659–1666. 

GALLEGO S.M., BENAVIDES M.P., TOMARO M. 1996. Effect of heavy metal ion excess 

on sunflower leaves: evidence for involvement of oxidative stress. Plant Sci. Lim. 121 

(2): 151–159. 

KIZILKAYA R., ASKIN T., BAYRAKLI B., SAGLAM M. 2004. Microbiological characteristics 

of soils contaminated with heavy metals. Eur. J. Soil Biol. 40: 95–102. 

LIU J., XIE J., CHU Y., SUN CH., CHEN CH., WANG Q. 2008. Combined effect of cypermethrin 

and copper on catalase activity in soil. J. Soils Sediments 8: 327–332. 

LÜCK H. 1963. Catalase. Methods of enzymatic Analysis. Verlag Chemie, Nowy York i Londyn. 

ŁATA B. 1998. Mechanizmy chroniące roślinę przed stresem oksydacyjnym, wywołanym 

niekorzystnymi warunkami środowiska. Post. Nauk Rol. 6: 115–131. 

PANDEY N., SHARMA CH.P. 2002. Effect of heavy metals Co, Ni and Cd on growth and 

metabolism of cabbage. Plant Sci. 163: 753–758. 

SCHÜTZENDÜBEL A., NIKOLOVA P., RUDOLF C., POLLE A. 2002. Cadmium and H 2 

O 2 

- 

induced oxidative stress in Populus × canescens roots. Plant Physiol. Biochem. 40: 

577–584. 

WANG Zi, ZHANG Y., HUANG Z., HUANG L. 2008. Antioxidative response of metal-accumulator 

and non-accumulator plants under cadmium stress. Plant Soil 310: 137–149. 

WIERZBICKA M. 1995. Oddziaływanie metali ciężkich na rośliny. Kosmos 44 (3–4): 641– 

650. 

VITORIA A.P., LEA P.J., AZEVEDO R A. 2001. Antioxidant enzymes responses to cadmium 

in radish tissues. Phytochem. 57: 701–710. 

WOJTYŁA Ł., GARNCZARSKA M., RATAJCZAK L. 2006. Rola reaktywnych form tlenu 

w procesie rozwoju i kiełkowania nasion. Post. Biol. Komórki 3: 543–553. 

YUREKLI F., PORGALI Z. B. 2006. The effects of excessive exposure to copper in bean 

plants. Acta Biol. Crac. Ser. Bot. 48 (2): 7–13. 

ZHANG H., JIANG Y., HE Z., MA Mi. 2005. Cadmium accumulation and oxidative burst ingarlic 

(Allium sativum). J. Plant Physiol. 162: 977–984. 

215


Arkadiusz Telesiński*, Maciej Chruściel*, Justyna Szymczak* 

Aktywność oksydazy o-difenolowej w glebie 

zanieczyszczonej kadmem, ołowiem i miedzią 

Activity of o-diphenol oxidase in coil contaminated with 

cadmium, lead and copper 

Słowa kluczowe: miedź, kadm, ołów, oksydaza o-difenolowa, gleba. 

Key words: copper, cadmium, lead, o-diphenol oxidase, soil. 

The subject of presented study was the effect of contamination with copper, cadmium and 

lead alone and in mixture on o-diphenol oxidase activity in soil. The laboratory experiment 

was carried out on samples of light loamy sand (C org 

content 0.87%), light silty clay (C org 

content 1.09%)and medium clay (C org 

content 3.38%). Into the 1 kg soil samples introduced 

aqueous solutions of Cd(NO 3 

) 2 

, Pb(NO 3 

) 2 

, Cu(NO 3 

) 2 

, separately or together in various combinations. 

Doses of heavy metals were introduced borderline permissible concentrations in soil (0–0.3 

m) belonging to group B of the Minister of Environment of the 9th in September 2002 (Cd – 

4 mg·kg -1 ; Cu – 150 mg·kg -1 ; Pb – 100 mg·kg -1 ). Immediately after the introduction of heavy 

metal solutions, and after 1, 3 and 6 hours o-diphenol oxidase activity was assayed. 

Soil contamination with cadmium and lead resulted in inhibition of o-diphenol oxidase activity, 

while the presence of copper ions in the medium stimulated the enzyme activity. In soils 

with addition of different mixtures of heavy metals typically observed effect was larger than 

in soil contaminated with a metal. Moreover, the biggest changes on o-diphenol oxidase activity 

was observed in medium clay. 

* Dr inż. Arkadiusz Telesiński, Maciej Chruściel, dr inż. Justyna Szymczak– Zakład Biochemii, 

Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17, 

71-434 Szczecin; tel.: 91 449 62 84; e-mail: arkadiusz.telesinski@zut.edu.pl 

216

Aktywność oksydazy o-difenolowej w glebie zanieczyszczonej kadmem, ołowiem i miedzią 


Wraz z intensywnym rozwojem cywilizacji człowiek wprowadza do środowiska różne 

ksenobiotyki – zarówno pochodzenia mineralnego, jak i organicznego. Za nieodwracalne 

zmiany w ekosystemach lądowych są odpowiedzialne w dużej mierze metale ciężkie – pozostałości 

wielu gałęzi przemysłowych, a zwłaszcza hut metali kolorowych [Mocek-Płóciniak, 

Sawicka 2006]. Są one szczególnie aktywne i szkodliwe ze względu na ich specyficzną 

rolę w procesach biochemicznych, a także w charakterystycznych interakcjach typu 

synergistycznego lub antagonistycznego [Kubica i in. 2006]. 

Bardzo dobrym wskaźnikiem stopnia oraz rozmiaru zanieczyszczenia środowiska metalami 

ciężkimi jest aktywność enzymatyczna gleb [Mocek-Płóciniak 2010]. 

Oksydazy polifenolowe w glebie są grupą enzymów katalizujących reakcje utleniania 

związków fenolowych, które są uwalniane do gleby podczas hydrolizy mikrobiologicznej z wielu 

występujących naturalnie substancji oraz związków syntetycznych, np. pozostałości po: 

1) plonach, 

2) odpadach organicznych, 

3) pestycydach 

oraz 

4) produktach przemysłowych. 

Zazwyczaj związki te są niestabilne w glebie i mogą zostać poddane procesowi utleniania 

do chinonów, które dalej ulegają polimeryzacji w próchnicznopodobne makromolekuły 

[Park i in. 2000]. 

Związki fenolowe ogrywają zatem ważną rolę w glebie, ponieważ to właśnie z nich, 

a także w wyniku humifikacji cukrów, kwasów karboksylowych i aldehydów, powstają związki 

humusowe (kwasy fulwowe, huminowe i huminy), które kształtują żyzność gleby [Gramms 

i in. 1999; Skiba 2002]. Do tych enzymów zaliczamy oksydazy o-difenolową, p-difenolową 

i polifenolową. 

2. CEL I METODY BADAŃ 

Celem prezentowanych w niniejszej pracy badań było określenie oddziaływania związków 

kadmu, ołowiu i miedzi, wprowadzonych w różnych kombinacjach na aktywność oksydazy 

o-difenolowej w glebie. 

Doświadczenie przeprowadzono w warunkach laboratoryjnych na próbkach glebowych 

pobranych z poziomu ornopróchnicznego gleb brunatnordzawych RZD w Lipniku oraz czarnych 

ziem Równiny Gumienieckiej, a także Równiny Pyrzyckiej. Właściwości fizyczno-chemiczne 

badanych gleb podano w tabeli 1. 

Do części ziemistych próbek wprowadzono wodne roztwory Cd(NO 3 

) 2·6H 2 

O, 

Pb(NO 3 

) 2 

i Cu(NO 3 

) 2·3H 2 

O, oddzielnie lub łącznie w różnych kombinacjach. Dawki wpro- 

217

Arkadiusz Telesiński, Maciej Chruściel, Justyna Szymczak 

wadzonych metali ciężkich były granicznymi wartościami dopuszczalnych stężeń w glebie 

(0–0,3 m) należącej do grupy B: 

1) grunty zaliczone do użytków rolnych z wyłączeniem gruntów pod stawami i gruntów 

pod rowami, 

2) grunty leśne oraz zadrzewione i zakrzewione, 

3) nieużytki, 

a także 

4) grunty zabudowane i zurbanizowane z wyłączeniem terenów przemysłowych, użytków 

kopalnych oraz terenów komunikacyjnych 

według rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz 

standardów jakości ziemi [Rozporządzenie... 2002] (Cd – 4 mg·kg -1 ; Cu – 150 mg·kg -1 ; 

Pb – 100 mg·kg -1 ). 

Punktem odniesienia była gleba niezanieczyszczona metalami ciężkimi. 

Zaraz po wprowadzeniu do gleby soli metali ciężkich oraz po jednej, trzech i sześciu godzinach 

(h) oznaczono aktywność oksydazy o-difenolowej (o-DPO) zgodnie z metodą podaną 

przez Perruci’ego i in. [2000]. 

Tabela 1. Charakterystyka gleb użytych w doświadczeniu 

Table 1. Characteristics of soil used in experiment 

Właściwości 

fizyczno-chemiczne 

Frakcje granulometryczne 

• 1,0-0,1 mm 

• 0,1-0,02 mm 

• < 0,02 mm 

Lipnik Ostoja Pyrzyce 

64% 

22% 

14% 

43% 

30% 

27% 

42% 

18% 

40% 

Grupa granulometryczna Pgl glp gś 

Materia organiczna [%] 3,697 4,959 8,965 

C org 

[%] 0,872 1,095 3,382 

N t 

[%] 0,039 0,248 0,621 

C:N 22,5:1 4,5:1 5,5:1 

pH 

w H 2 

O 

w 1 M KCl 

6,59 

6,36 

7,09 

6,81 

7,73 

7,47 

Otrzymane wyniki opracowano statystycznie stosując dwuczynnikową analizę wariancji. 

Najmniejsze istotne różnice obliczono testem Tukey’a. Analizy wykonano niezależnie w 

odniesieniu do każdego terminu pomiaru. 

218



Aktywność oksydazy o-difenolowej w glebach zanieczyszczonych azotanami (V) miedzi, 

kadmu i ołowiu przedstawiono w tabeli 2. 

Tabela 2. Aktywność oksydazy o-difenolowej [µM utlenionego katecholu · (g s.m. gleby · 10 min) -1 ] 

w glebach zanieczyszczonych metalami ciężkimi 

Table 2. Activity of o-diphenol oxidase in soil [µM oxidized catechol · (g d.w. soli · 10 min) -1 ] in 

Gleba (II) 

soils contaminated with heavy metals 

kont- 

-rola 

Metale ciężkie (I) 

Cd 

Cd 

Cd 2+ Pb 2+ Cu 2+ 2+ Pb 2+ Cd 2+ 

2+ 

Pb 

Pb 2+ Cu 2+ Cu 2+ 2+ 

Cu 2+ 

średnia 

0 h 

pgl 3,91 3,78 3,79 3,98 3,65 4,06 4,57 4,32 4,03 

glp 3,53 3,48 3,00 4,61 2,97 3,17 3,77 2,38 3,36 

gś 5,42 4,12 4,46 7,56 3,46 3,47 3,85 4,04 4,55 

Średnia 4,29 3,79 3,81 5,39 3,36 3,65 4,07 3,58 3,98 

NIR 0,05 

I = 0,522 

I · II = 0,690 

II = 0,244 

II · I = 0,903 

1 h 

pgl 3,78 2,83 4,24 5,03 3,87 3,65 3,81 3,91 3,89 

glp 3,63 3,47 3,26 4,06 2,97 2,51 4,98 2,44 3,42 

gś 5,66 5,23 3,66 6,46 5,94 3,69 5,59 3,69 4,99 

Średnia 4,35 3,84 3,72 5,18 4,26 3,28 4,80 3,35 4,10 

NIR 0,05 

I = 0,364 

I · II = 0,482 

II = 0,170 

II · I = 0,631 

3 h 

pgl 3,54 3,33 3,75 4,24 4,57 2,81 3,24 4,41 3,74 

glp 5,78 5,31 5,02 7,11 5,42 4,64 6,27 3,28 5,35 

gś 5,53 5,23 5,09 5,95 4,18 4,47 4,85 4,51 4,08 

Średnia 4,95 4,62 4,62 5,76 4,73 3,97 4,79 4,07 4,69 

NIR 0,05 

I = 0,360 

I · II = 0,368 

II = 0,168 

II · I = 0,522 

6 h 

pgl 3,63 3,29 3,19 3,60 3,31 3,14 2,83 3,83 3,40 

glp 6,11 5,73 5,26 8,77 5,65 5,88 5,61 5,13 6,02 

gś 5,69 4,53 4,34 9,55 3,41 4,62 2,81 4,21 4,89 

Średnia 5,14 4,52 4,26 7,43 4,12 4,55 3,75 4,39 4,77 

NIR 0,05 

I = 0,301 

I · II = 0,476 

II = 0,141 

II · I = 0,623 

Wprowadzenie do gleby metali ciężkich pojedynczo, jak i w mieszaninach powodowało 

zazwyczaj istotne zmiany aktywności oznaczanego enzymu. W celu lepszego zobrazowania 

efektu wywołanego przez metale ciężkie aktywność oksydazy o-difenolowej przeliczono 

w stosunku do aktywności gleby w glebie niezanieczyszczonej, przyjmując tę aktywność za 

219


100%, i podano jako procent kontroli. Następnie obliczono średnią procentową aktywność 

ze wszystkich terminów pomiarów, a otrzymane wyniki przedstawiono w postaci wykresów 

słupkowych na rysunku 1. 

Na podstawie otrzymanych wyników stwierdzono, że dodatek do gleby kadmu spowodował 

od 5- do 15-procentowe zmniejszenie średniej aktywności oksydazy o-difenolowej 

we wszystkich próbkach glebowych. Podobny efekt wywołało wprowadzenie ołowiu do gliny 

lekkiej pylastej oraz gliny średniej. W literaturze przedmiotu można znaleźć wiele informacji 

o inhibitującym wpływie metali ciężkich na aktywność enzymów glebowych [Lee i in. 2002; 

Nowak i in. 2003; Liu i in. 2004; Wyszkowska i in. 2006; Sobolev, Begonia 2008; Szymczak 

i in. 2009]. Wprowadzenie do próbek glebowych miedzi stymulowało natomiast aktywność 

oksydazy o-difenolowej. Stwierdzona aktywacja enzymu zwiększała się od 16% do 32% 

wraz ze zwiększeniem liczby części spławialnych oraz ilości próchnicy. Podwyższenie aktywności 

oksydazy o-difenolowej może być wynikiem obecności miedzi w grupie prostetycznej 

tego enzymu [Claus 2010]. Nowak i in. [2003] podają, że metale w małych stężeniach 

mogą stymulować aktywność enzymów glebowych, w dużych ilościach natomiast powodują 

zmniejszenie liczebności drobnoustrojów wydzielających enzymy. 

Rys. 1. Średnia aktywność oksydazy o-difenolowej w piasku gliniastym lekkim (A), glinie lekkiej 

pylastej (B) i glinie średniej (C) zanieczyszczonej metalami ciężkimi 

Fig. 1. Mean activity of o-diphenol oxidase in light loamy sand (A), light silty clay (B) and medium 

clay (C) contaminated with heavy metals 

220


Wprowadzenie do gleby mieszaniny dwóch metali ciężkich spowodowało zazwyczaj 

obniżenie aktywności oksydazy o-difenolowej w glebie. Niewielkie, kilkuprocentowe podwyższenie 

aktywności enzymu odnotowano jedynie w piasku gliniastym lekkim zanieczyszczonym 

kadmem i ołowiem, a także mieszaniną kadmu, ołowiu i miedzi, oraz w glinie lekkiej 

pylastej zanieczyszczonej miedzią i ołowiem. 

Trudno jednoznacznie określić kierunek interakcji między oddziaływaniem mieszaniny 

metali ciężkich na aktywność oksydazy o-difenolowej. Wyszkowska i in. [2007] podają, 

że rodzaj antagonistycznego bądź synergistycznego wpływu metali ciężkich na 

drobnoustroje glebowe zależy od składu jakościowego i ilościowego mikroflory, a także 

wielu właściwości fizyczno-chemicznych gleby. Kandeler i in. [2000] wykazali ponadto, 

że wpływ metali ciężkich i ich związków na zmiany aktywności enzymatycznej gleby jest 

związany z ich oddziaływaniem na wzrost i metabolizm mikroorganizmów glebowych 

przez zaburzenia ich funkcjonowania, denaturację białek lub zniszczenie integralności 

błon komórkowych. Według Nowak i in. [2003] działanie jonów metali na strukturę enzymu, 

a także ich wpływ na zmianę pH środowiska glebowego, doprowadza zarówno do 

zmniejszenia liczebności organizmów wydzielających enzym, jak i do osłabienia aktywności 

samego enzymu. 


Zanieczyszczenie gleby kadmem i ołowiem spowodowało inhibicję aktywności oksydazy 

o-difenolowej. Obecność w podłożu jonów miedzi natomiast stymulowała aktywność 

enzymu. 

W glebach z dodatkiem różnych mieszanin metali ciężkich zazwyczaj obserwowano 

większy efekt niż w glebie zanieczyszczonej jednym metalem. Największe zmiany aktywności 

oksydazy o-difenolowej odnotowano w glebie z największą ilością materii organicznej 

i liczbą części spławialnych (glina średnia). 


CLAUS H. 2010. Copper-containing oxidases: occurence in soil microorganisms, properties, 

and applications. Soil Biol. 19: 281–313. 

GRAMMS G., ZIEGENHAGEN D., SORGE S. 1999. Degradation of soil humic extract by 

wood- and soil-associated fungi, bacteria, and commercial enzymes. Microb. Ecol. 37: 

140–151. 

KANDELER E., TSCHERKO D., BRUCE K.D., STEMMER M., HOBBS P.J., BARGETT 

R.D., AMELUNG W. 2000. Long-term monitoring of microbial biomass, N mineralisation 

and enzyme activities of a chernozem under different tillage management. Biol. Fertil. 

Soils. 32: 390–400. 

221


KUBICA B., KWIATEK W.M., STOBIŃSKI M., SKIBA S., SKIBA M., GOŁAŚ J., KUBICA M., 

TULEJA-KRYSA M., WRONA A., MISIAK R. 2006. Concentration of 137 Cs, 40 K radionuclides 

and some heavy metals in soil samples from Chochołowska Valley from Tatra National 

Park. Pol. J. Environ. Stud. 16(5): 735–741. 

LEE I.-S., KIM O.K., CHANG Y.-Y., BAE B., KIM H.H., BAEK K.H. 2002. Heavy metal concentration 

and enzyme activities in soi from contaminated Korean shooting rangr. J. 

Biosci. Bioengin. 94(5): 406–411. 

LIU G.-S., XU D.-M., WANG L.-M., LI K.-B., LIU W.-P. 2004. Effect of organic/inorganic compounds 

on the enzymes in soil under acid rain stress. J. Environ. Sci. 16(2): 177–180. 

MOCEK-PŁÓCINIAK A., SAWICKA A. 2006. Wpływ miedzi i ołowiu na liczebność mikroorganizmów 

w glebach w pobliżu huty miedzi „Legnica”. Zesz. Nauk. Uniw. Przyr. Wroc. 

Ser. Rol. 89(546): 259–270. 

MOCEK-PŁÓCINIAK A. 2010. Wykorzystanie aktywności enzymatycznej do oceny wpływu 

antropogenicznych zmian wywołanych przez metale ciężkie w środowisku glebowym. 

Nauka Przyr. Technol. 4(6): 86. 

NOWAK J., SZYMCZAK J., SŁOBODZIAN T. 2003. Próba określenia 50% progu toksyczności 

dawek różnych metali ciężkich dla fosfataz glebowych. Zesz. Prob. Post. Nauk 

Rol. 492: 241–248. 

PARK J.-W., DEC J., KIM J.-E., BOLLAG J.-M. 2000. Transformation of chlorinated phenols 

and anilines in the presence of humic acid. J. Environ. Qual. 29: 214–220. 

PERRUCI R., CASUCCI C., DUMONTET S. 2000. An improved method to evaluate the 

o-diphenol oxidase activity of soil. Soil Biol. Biochem. 32: 1927–1933. 

ROZPORZĄDZENIE MINISTRA ŚRODOWISKA z dnia 9 września 2002 r. w sprawie 

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

SKIBA S. 2002. Gleba w środowisku przyrodniczym. w: Barabasz W. (red.), Aktywność 

drobnoustrojów w różnych środowiskach. Wyd. AR im. H. Kołłątaja w Krakowie, Kraków: 

157–169. 

SOBOLEV D., BEGONIA F.T.M. 2008. Effects of heavy metal contamination upon soil microbes: 

lead-induced changes in general and denitrifying microbial communities as evidenced 

by molecular markers. Int. J. Environ. Res. Public Health 5(5): 450–456. 

SZYMCZAK J., TELESIŃSKI A., KŁÓDKA D., NOWAK J. 2009. Rola bentonitu i humusu 

w zmniejszeniu toksyczności metali ciężkich w stosunku do wybranych enzymów glebowych. 

Ochr. Środ. Zas. Nat. 41: 456–461. 

WYSZKOWSKA J., KUCHARSKI J., LAJSZNER W. 2006. The effect of copper on soil biochemical 

properties and its interaction with other heavy metals. Pol. J. Environ. Stud. 

15(6): 927–934. 

WYSZKOWSKA J., BOROS E., KUCHARSKI J. 2007. Effect of interactions between nickel 

and other heavy metals on the soil microbiological properties. Plant Soil Environ. 

53(12): 544–552. 

222


Marcin J. Małuszyński*, Ilona Małuszyńska* 

Mobilność wanadu w glebach narażonych na 

zanieczyszczenie substancjami ropopochodnymi 

Vanadium mobility in soils exposed for polluting with 

petroleum-derived substances 

Słowa kluczowe: wanad, mobilność, antropopresja, gleba. 

Key words: vanadium, mobility, anthropopressure, soil. 

In soil vanadium accompanies argillaceous minerals, Fe/Mn oxides and organic substance 

what is indicating the potential possibility of this element to enter into the food chain. Vanadium 

is an element which in increased amounts can have a toxic effect to plants. High concentration 

of vanadium caused drastic inhibition of chlorophyll biosynthesis and the development 

of the root system of plants. Excess quantities of vanadium in bodies of animals and 

people cause damage to the nervous system, as well as respiratory and digestive system. 

The research was conducted in agriculturally used areas at a different distance from Polski 

Koncern Naftowy “Orlen” in Płock, and agriculturally used areas in the Welski Landscape 

Park. 

The aim of research was to investigate the degree of binding vanadium with fractions of the topsoil 

layers (0.00–0.20 m) in the areas exposed for polluting with petroleum-derived substances, 

and also to determine potential abilities to pass this element from the soil to the food chain. 

Sequential extraction was conducted according to the Tessier et al. [1979] procedure, in all 

30 tested samples, to separate five factions of vanadium: exchangeable (F1), acid-soluble 

(F2), reducible (bound to Fe/Mn oxides) (F3), oxidizable (bound to organic matter) (F4) and 

residual (F5). The results of our research are showing major role of the residual faction (F5) 

in binding vanadium both on the area under impact of anthropopressure as well as on the 

area of The Welski Landscape Park. 

* Dr inż. Marcin J. Małuszyński, dr inż. Ilona Małuszyńska – Katedra Kształtowania 

Środowiska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 166, 02-787 Warszawa; tel.: 22 593 53 39; 

e-mail: marcin_maluszynski@sggw.pl 

223

Marcin Małuszyński, Ilona Małuszyńska 


Wanad jest pierwiastkiem, który w większych ilościach może działać toksycznie na rośliny, 

powodując zahamowanie rozwoju systemu korzeniowego, karłowacenie roślin oraz 

chlorozę. Potencjalna zdolność tego pierwiastka do przechodzenia ze środowiska glebowego 

do łańcucha troficznego wynika z łatwości sorbowania tego metalu przez minerały ilaste, 

wodorotlenki Fe i Mn oraz substancję organiczną. 

Określenie potencjalnych zdolności do przechodzenia tego pierwiastka ze środowiska 

glebowego do łańcucha troficznego, oraz wykazanie stopnia związania wanadu z frakcjami 

gleby wierzchnich warstw (0,00–0,20 m) badanych obszarów było celem przeprowadzonych 

badań. 


Badania prowadzono na terenach użytkowanych rolniczo, usytuowanych w różnej odległości 

od emitora – Polskiego Koncernu Naftowego “Orlen” w Płocku, a także na użytkach 

rolnych znajdujących się w Welskim Parku Krajobrazowym, leżącym na południowo-zachodnim 

skraju województwa warmińsko-mazurskiego, będącym przykładem terenu o naturalnych 

walorach środowiskowych. 

Próbki gleb pobierano z wierzchnich warstw gleb (0,00–0,20 m) w odległości od 0,5 do 

15 km promieniście od granic Zakładu PKN „Orlen”, a na obszarze Welskiego Parku Krajobrazowego 

natomiast w odległości od 5 do 15 km od Lidzbarka Welskiego. Pobór próbek 

wykonano zgodnie z wytycznymi zawartymi w normie: Analiza chemiczno-rolnicza gleby. 

Pobieranie próbek [BN-78/9180-02. 

We wszystkich 30 badanych próbkach oznaczono wybrane właściwości fizyczno-chemiczne, 

zgodnie z metodyką zawartą w katalogu metod [Ostrowska i in. 1991], a następnie 

przeprowadzono ekstrakcję sekwencyjną według procedury Tessier’a i in. [1979], wyodrębniając 

wanad we frakcjach: 

1) wymiennej (F1); 

2) rozpuszczalnej w kwasach (F2); 

3) redukowalnej (F3); 

4) utlenialnej (F4); 

5) rezydualnej (F5); 

Zwartość wanadu określono metodą ICP-AES. Wyznaczono procentowy udział wanadu 

we frakcjach potencjalnie dostępnych (wymiennej, rozpuszczalnej w kwasach, redukowalnej 

i utlenialnej) oraz całkowicie niedostępnych (rezydualnej) dla roślin, w celu określenia możliwości 

przechodzenia tego pierwiastka ze środowiska glebowego do łańcucha troficznego. 

Oznaczenie wybranych właściwości fizyczno-chemicznych badanych gleb wykonano 

w Zakładzie Rekultywacji Terenów Zdegradowanych SGGW, procedurę ekstrakcji sekwen- 

224

Mobilność wanadu w glebach narażonych na zanieczyszczenie substancjami ropopochodnymi 

cyjnej i oznaczenie zawartości wanadu przeprowadzono natomiast w Laboratorium Monitoringu 

Środowiska w Instytucie Ochrony Środowiska w Warszawie. 

3. WYNIKI I ICH OMÓWIENIE 

Wyniki analiz wybranych właściwości fizyczno-chemicznych badanych gleb zestawiono 

w tabeli 1 i 2. 

Badane próbki glebowe zarówno z okolic PKN „Orlen”, jak i Lidzbarka Welskiego, charakteryzowała 

przewaga frakcji piasku. 

Odczyn mierzony w roztworze 1 mol·dm -3 KCl w analizowanych glebach z okolic Płocka 

(3,66–7,00), podobnie jak w glebach z obszaru parku krajobrazowego, wykazywał znaczne 

zróżnicowanie i zawierał się w przedziale od silnie kwaśnego do obojętnego (3,67–6,66). 

Tabela 1. Wybrane właściwości fizyczno-chemiczne wierzchnich warstw gleb z okolic PKN „Orlen” 

Table 1. Chosen physico-chemical properties of topsoil layers in the region near PKN “Orlen” 

Procent frakcji glebowych, 

Numer 

mm 

pH 

H h 

S T = H h 

+ S OM 

próby 

1 mol·dm -3 KCl 

1–0,1 0,1–0,02


(1,14–4,50 cmol(+)·kg -1 ) od gleb z terenu o naturalnych walorach środowiskowych (1,83– 

7,68 cmol(+)·kg -1 ). 

Tabela 2. Wybrane właściwości fizyczno-chemiczne wierzchnich warstw gleb z terenu Welskiego 

Parku Krajobrazowego 

Numer 

próby 

Table 2. Chosen physico-chemical properties of topsoil layers in the area of The Welski Landscape 

Park 

Procent frakcji glebowych, 

H 

mm 

pH, 1 mol·dm -3 KCl 

h 

S T = H h 

+ S 

1–0,1 0,1–0,02


Rys. 1. Procentowy udział wanadu w badanych frakcjach wierzchnich warstw (0,00–0,20 m) 

gleb obszarów pod różnym wpływem antropopresji 

Fig. 1. Vanadium associated with extractable forms in upper layer (0,00–0,20 m) of soils under 

different impact of anthropopressure 

Wanad związany z frakcją rozpuszczalną w kwasach (F2), w wierzchnich warstwach 

gleb z terenu pod wpływem antropopresji, stanowił 0,7% zawartości ogólnej, podczas gdy 

w glebach z terenu parku krajobrazowego, tylko 0,3% zawartości ogólnej. 

Frakcja redukowalna (F3) w glebach okolic Płocka wiązała 21,9% ogólnej zawartości 

wanadu. W glebach okolic Lidzbarka Welskiego udział tej frakcji w wiązaniu wanadu był 

mniejszy i wynosił 19,9%. 

Udział frakcji utlenialnej (F4) w wiązaniu wanadu w glebach pod wpływem antropopresji 

wynosił 9,3%, podczas gdy na terenie parku krajobrazowego wynosił 8,3% zawartości 

ogólnej badanego pierwiastka. 

Zawartość wanadu związanego we frakcji i rezydualnej (F5) w glebach z obu badanych 

terenów była duża i stanowiła odpowiednio 67,7% w okolicach Płocka, a w glebach z okolic 

Lidzbarka stanowiła 71,1% ogólnej zawartości tego pierwiastka. 

Zawartość wanadu w badanych glebach oznaczona w poszczególnych frakcjach pozwoliła 

na określenie procentowego jego udziału we frakcjach potencjalnie dostępnych (F1– 

F4) i niedostępnych (F5) dla roślin. 

Gleby z okolic Zakładów PKN „Orlen” charakteryzuje potencjalna dostępność wanadu 

sięgającą 32,3% całkowitej jego zawartości. Udział frakcji dostępnych w glebach z terenu 

uznawanego za naturalny był nieznacznie mniejszy (28,9%). Pewne zaniepokojenie może 

wywołać znaczny udział wanadu (21,9% – „Orlen”, 19,9% – Welski Park Krajobrazowy) we 

frakcji F3, związanej z tlenkami żelaza i manganu, co wskazuje na potencjalną biodostępność 

badanego pierwiastka w razie utrzymywania się warunków redukcyjnych w glebach. 

Na podstawie uzyskanych wyników ustalono następujący szereg średniego procento- 

227


wego udziału wanadu w poszczególnych frakcjach w wierzchnich warstwach gleb z terenu 

znajdującego się pod wpływem antropopresji: frakcja rezydualna (F5) > frakcja redukowalna 

(F3) > frakcja utlenialna (F4) > frakcja rozpuszczalna w kwasach (F2) > frakcja wymienna 

(F1). 

Wyniki wskazujące na główną rolę frakcji rezydualnej (F5) w wiązaniu wanadu są zbieżne 

z uzyskanymi przez Teng i in. [2006]. Prace Połedniok i Buhl [2003] również wskazują na 

znaczącą rolę frakcji rezydualnej (F5) w wiązaniu wanadu, jednakże największy udział zdaniem 

tych autorów przypadł frakcji utlenialnej (F4). 

Na podstawie wyników badań z okolic Płocka stwierdzono niewielki udział w wiązaniu 

wanadu frakcji wymiennej i rozpuszczalnej w kwasach, a więc najbardziej mobilnych. Potwierdzają 

to prace Ovari i in. [2001] oraz Połedniok i Buhl [2003], a także Teng i in. [2006]. 

W wierzchnich warstwach gleb z terenu parku krajobrazowego szereg udziału wanadu 

w poszczególnych frakcjach był zbliżony do szeregu z terenu będącego pod wpływem zakładu 

„Orlen” i przedstawiał się następująco: frakcja rezydualna (F5) > frakcja redukowalna 

(F3) > frakcja utlenialna (F4) > frakcja wymienna (F1) > frakcja rozpuszczalna w kwasach 

(F2). 

Znaczącą rolę frakcji rezydualnej (F5) w wiązaniu wanadu podkreślają również Połedniok 

i Buhl [2003], choć zdaniem tych autorów większy udział przypadła frakcji wymiennej 

(F1). 

4. WNIOSKI 

1. Badane wierzchnie warstwy gleb (0,00–0,20 m) z terenów o zróżnicowanej antropopresji 

charakteryzowała zróżnicowana zawartość wanadu we wszystkich badanych frakcjach. 

2. Uzyskane wyniki badań wskazują na znaczącą rolę frakcji rezydualnej (F5) w wiązaniu 

badanego pierwiastka zarówno na terenie podlegającym wpływowi antropopresji, jak 

i na terenie Welskiego Parku Krajobrazowego. 

3. Potencjalnie mobilne frakcje (wymienna, rozpuszczalna w kwasach, redukowalna 

i utlenialna) stanowiły 32,3% zawartości ogólnej wanadu w wierzchnich warstwach 

gleb (0,00–0,20 m) znajdujących się pod wpływem antropopresji, 28,9% natomiast 

w wierzchnich warstwach gleb z Welskiego Parku Krajobrazowego. 

4. Znaczny udział wanadu we frakcji redukowalnej związanej z tlenkami żelaza i manganu, 

zarówno w glebach z okolic PKN „Orlen” (21,9%), jak i Welskiego Parku Krajobrazowego 

(19,9%), wskazuje na potencjalną biodostępność badanego pierwiastka w razie 

utrzymywania się warunków redukcyjnych w glebach. 

Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2006–2008 jako projekt 

badawczy nr 2P06S01530. 

228



BN – 78/9180-02. Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Pobieranie próbek. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2001. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC 

Press, Boca Raton, FL. 

OSTROWSKA A., GAWLIŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analiz i oceny właściwości 

gleb i roślin – katalog. Wydawnictwo IOŚ, Warszawa. 

ÓVÁRI M., CSUKÁS M., ZÁRAY GY. 2001. Speciation of beryllium, Nikel, and vanadium 

In soil samples from Csepel Island, Hungary. Fresenius J. Anal. Chem. 370: 768–775. 

POŁEDNIOK J., BUHL F. 2003. Speciation of vanadium In soils. Talanta 59: 1–8. 

TESSIER A., CAMPBELL P.G.C., BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for the 

speciation of particulate trace metals. Anal. Chem. 51, 7: 844–851. 

TENG Y., NI S., ZHANG C., WANG J., LIN X., HUANG Y. 2006. Environmental geochemistry 

and ecological risk of vanadium pollution in Panzhihua mining and smelting area, 

Sichuan, China Chinese J. of Geochemistry. Vol. 25 no. 4: 379–385. 

229


Elżbieta Malinowska*, Dorota Kalembasa* 

WPŁYW WAPNOWANIA I DAWEK OSADU ŚCIEKOWEGO NA 

SPECJACJĘ OŁOWIU W GLEBIE, W DOŚWIADCZENIU WAZONOWYM 

THE INFLUENCE OF LIMING AND SEWAGE SLUDGE RATES ON THE 

FRACTIONS LEAD IN SOIL, IN POT EXPERIMENT 

Słowa kluczowe: frakcje ołowiu, gleba, wapnowanie, osad ściekowy, metoda Zeiena 

i Brümmera. 

Key words: fractions of lead, soil, liming, sewage sludge, Zeien and Brümmer’s method. 

The four-year pot experiment assessed the impact of liming and sewage sludge doses (10, 20 

and 30% by weight of the soil in the vase) on the fraction of lead in soil. The soil was tested after 

each set of test plants, in the first year after harvest ryegrass harvested in 4 shoots (swath), 

the 30-day intervals, in the second and third year after harvest of maize, after 75 days and sunflower 

fodder, after 70 days of vegetation; again in the fourth year after harvest ryegrass, as 

in the first year. Sequential analysis performed by the method of Zeien and Brümmer, showed 

a small proportion of mobile fraction of this element in the test soil. There was no lead in easilysoluble 

fraction F1. Most of this metal was associated with residual fraction (F7) in the first year 

of research, in the second year with the residual fraction (F7) and bound to amorphous iron 

oxides (F5) in the third year of organic fraction (F4) and bound to amorphous iron oxides (F5), 

in the fourth year of the organic fraction (F4) and residual (F7). Liming the soil caused, mostly, 

to increase the share of lead content in the residual fraction, compared with soil without liming. 


Za najbardziej perspektywistyczne spośród sposobów utylizacji osadów ściekowych 

uważa się ich zagospodarowanie rolnicze i rekultywacyjne. Jest ono najbardziej uzasadnione 

ekonomicznie ze względu na możliwość wykorzystania, znajdujących się w osadach 

* Dr inż. Elżbieta Malinowska, prof. dr hab. Dorota Kalembasa – Katedra Gleboznawstwa 

i Chemii Rolniczej, Uniwersytet Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. B. Prusa 14, 

08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 52; e-mail: kalembasa@uph.edu.pl 

230

Wpływ wapnowania i dawek osadu ściekowego na specjację ołowiu w glebie... 

ściekowych, znaczących ilości substancji organicznych oraz składników biogennych wzbogacających 

glebę. Rolnicze wykorzystanie osadów ściekowych ma pewne ograniczenia ze 

względu na nadmierną zawartość substancji toksycznych, tj. metali ciężkich i skażeń sanitarnych 

[Aydinalp, Marinova 2003]. Wprowadzone do gleby (wraz z osadem ściekowym) 

metale ciężkie mogą doprowadzić do skażenia środowiska glebowego i wodnego. W glebach, 

zwłaszcza kwaśnych, metale ciężkie ulegają procesom, w wyniku których mogą występować 

zmiany ich stężenia oraz form chemicznych. Ogólna zawartość metali nie zawsze 

jest odpowiednim wskaźnikiem ich bioprzyswajalności [Amir i in. 2004, Stępień i in. 2004]. 

Przy niskim pH roztworu glebowego zwiększa się udział metali w formach (frakcjach) biodostępnych. 

Wapnowanie zmienia chemiczne i fizyczne właściwości gleb, utrzymuje korzystną 

strukturę, optymalny układ powietrzno-wodny oraz zmniejsza dostępność metali. 

Celem pracy była ocena wpływu wapnowania i zróżnicowanych dawek osadu ściekowego 

na specjację ołowiu w glebie, po uprawie roślin testowych (życicy wielokwiatowej, kukurydzy 

i słonecznika) w czteroletnim doświadczeniu wazonowym. 


Doświadczenie wazonowe prowadzono przez cztery sezony wegetacyjne w latach 

2001–2004, w obiekcie szklarniowym. Eksperyment założono w trzech powtórzeniach, 

w układzie całkowicie losowym. Wazony napełniono 10 kg gleby pobranej z poziomu próchnicznego 

, 

o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego pylastego (według 

PTG), o wartości pH KCl 

= 4,19. Ogólna zawartość ołowiu w glebie, przed założeniem doświadczenia, 

była niższa od ilości podanych w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002] 

dla gleb lekkich przy stosowaniu komunalnych osadów ściekowych i wynosiła 7,46 mg·kg -1 . 

Glebę przed napełnieniem wazonów przesiano przez sito o średnicy oczek 2 cm, podzielono 

na dwie części, z których jedną zwapnowano CaCO 3 

według Hh=1 i pozostawiono 

na okres miesiąca, doprowadzając do wilgotności 50-60% maksymalnej pojemności wodnej. 

Tak przygotowaną glebą napełniono wazony, uzyskując w ten sposób dwie serie, tj. bez 

wapnowania (gleba niewapnowana) i z wapnowaniem (gleba wapnowana). Następnie do 

wazonów wprowadzono świeży osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni 

ścieków komunalnych w Siedlcach, w ilości 10, 20 i 30% w stosunku do masy gleby i dokładnie 

wymieszano. W osadzie tym zawartość ołowiu wynosiła 44,7 mg·kg -1 . 

W doświadczeniu wydzielono dwa obiekty kontrolne: bez nawożenia osadem ściekowym 

i bez wapnowania oraz bez nawożenia osadem, ale z dodatkiem CaCO 3 

. Osad ściekowy 

zastosowano jednorazowo na 10 dni przed siewem nasion życicy wielokwiatowej (w I 

roku doświadczenia). W czasie prowadzenia eksperymentu utrzymywano wilgotność gleby, 

na poziomie 50–60% maksymalnej pojemności wodnej. 

Rośliną testową była w I roku życica wielokwiatowa (Lolium multiflorum Lam.) odmiany 

Kroto, której odrosty (pokosy) zbierano w odstępach 30-dniowych, w II i III roku – kukurydza 

231

Elżbieta Malinowska, Dorota Kalembasa 

odmiany Nimba, którą zbierano po 75 dniach wegetacji oraz słonecznik pastewny wysiany 

po zbiorze kukurydzy (w te same wazony) i zbierany po 70 dniach wegetacji, w IV roku – życica 

wielokwiatowa zbierana tak jak w I roku doświadczenia. Do każdego wazonu wysiano 

po 1 g trawy albo 5 nasion kukurydzy lub słonecznika – po wschodach pozostawiono trzy 

rośliny w wazonie (kukurydzy lub słonecznika). 

Wprowadzenie różnych gatunków roślin miało umożliwić zbadanie i porównanie bioakumulacji 

metali ciężkich w roślinach jedno- i dwuliściennych oraz wykazać wpływ pozostałości 

resztek roślinnych (pozbiorowych) na formy tych metali w glebie. 

W próbkach glebowych pobieranych po każdym zbiorze testowanych roślin ogólną zawartość 

Pb (po mineralizacji próbek glebowych „na sucho” w temperaturze 450°C) oraz we 

frakcjach wydzielonych sekwencyjnie 7-stopniową metodą Zeiena i Brümmera [1989] oznaczono 

metodą ICP-AES. 

Tabela 1. Schemat metody ekstrakcji sekwencyjnej pierwiastków według Zeiena i Brümmera (1989) 

Table 1. Zeien and Brümmer’s sequential extraction of heavy metals 

Frakcja Nazwa Odczynnik ekstrakcyjny 

Czas 

ekstrakcji 

pH 

F1 Łatworozpuszczalna 1 mol NH 4 

NO . 3 

dm -3 24 godz. naturalne 

F2 Wymienna 1 mol CH 3 

COONH . 4 

dm -3 24 godz. 6,0 

F3 Związana z MnO x 

1 mol NH 2 

OH . HCl . dm -3 +1 mol 

. 

CH 3 

COONH 4 

dm -3 0,5 godz. 6,0 

F4 Organiczna 

. 

0,025 mol C 10 

H 22 

N 4 

O 8 

dm -3 1,5 godz. 4,6 

F5 

F6 

F7 

Okludowana 

na amorficznych FeO x 

Okludowana 

na krystalicznych FeO x 

Rezydualna 

(poekstrakcyjna 

pozostałość) 

0,2 mol (NH 4 

) 2 

C 2 

O . 4 

dm -3 + 0,2 mol 

. 

H 2 

C 2 

O 4 

dm -3 4 godz. 3,25 

0,2 mol (NH 4 

) 2 

C 2 

O . 4 

dm -3 + 0,2 mol 

. 

H 2 

C 2 

O 4 

dm -3 + 

0,1 mol C 6 

H 8 

O . 6 

dm -3 0,5 godz. 3,25 

obliczono z różnicy pomiędzy (ogólną) 

zawartością danego pierwiastka 

a sumą oznaczonych jego frakcji 

- - 


Analiza sekwencyjna ołowiu w glebie poszczególnych obiektów w czteroletnim eksperymencie 

wykazała brak tego metalu we frakcji łatworozpuszczalnej F1 (tab.1–4). We frakcji 

wymiennej F2 udział ołowiu w glebie wszystkich obiektów doświadczalnych kształtował się 

w granicach 0,86–21,5% ilości ogólnej (tab. 1–4). Był on większy, średnio, w glebie większości 

obiektów bez wapnowania niż wapnowanych; przeważnie większy, średnio, w glebie 

obiektów nawożonych większymi dawkami osadu ściekowego (20 i 30%); a największy – 

w IV roku doświadczenia. 

Mały udział mobilnych połączeń ołowiu w ogólnej jego puli wynika z niewielkiej jego 

ruchliwości, ponieważ jest on silnie wiązany przez większość komponentów glebowych, 

szczególnie tlenki żelaza [Karczewska 1998, Kalembasa i in. 2009]. 

232


Tabela 2. Procentowy udział ołowiu w wydzielonych frakcjach w ogólnej jego ilości, w glebie, po czterech 

odrostach (pokosach) życicy wielokwiatowej, w I roku doświadczenia wazonowego 

Table 2. Percentage share of lead fractions in total content in soil after harvested Italian ryegrass 

in first year in the pot experiment (mean for 4 study dates) 

C 

Obiekt nawozowy pH t 

Pb t 

F2 F3 F5 F6 F7 

KCl g . kg -1 mg . kg -1 % 

1 odrost, I rok 

gleba bez wapnowania 

Obiekt kontrolny 4,28 11,2 8,02 0,86 3,65 32,5 5,09 57,9 

10% osadu 4,55 11,9 8,13 1,40 3,08 33,5 3,75 58,3 

20% osadu 4,25 13,6 9,87 2,01 2,66 28,3 4,15 62,9 

30% osadu 4,36 14,9 9,37 1,91 3,18 26,3 4,20 64,6 

Średnia - 12,9 8,85 1,55 3,14 30,1 4,30 60,9 

gleba wapnowana 


10% osadu 5,45 12,0 8,13 2,03 3,05 27,9 3,69 63,4 

20% osadu 5,13 13,5 8,69 1,72 2,23 29,5 3,68 63,0 

30% osadu 5,10 14,1 8,66 1,96 2,82 26,8 4,21 64,2 

Średnia - 12,7 8,38 1,80 2,56 27,9 3,92 63,9 




10% osadu 5,15 11,9 9,70 2,85 1,18 25,5 4,47 66,4 

20% osadu 5,16 12,5 10,1 2,42 2,79 28,1 4,29 62,4 

30% osadu 5,10 14,9 8,96 3,01 3,34 30,1 3,37 60,2 

Średnia - 12,6 9,29 3,13 2,59 28,4 4,08 31,9 



10% osadu 5,95 12,2 7,64 2,76 2,32 39,1 2,11 53,7 

20% osadu 5,80 12,9 9,70 2,32 1,59 27,0 1,64 67,4 

30% osadu 5,81 15,0 8,75 2,18 2,00 29,5 1,94 64,3 

Średnia - 12,8 8,75 2,33 1,75 31,7 1,90 62,3 




10% osadu 5,72 12,8 9,59 2,61 8,29 32,7 2,67 53,7 

20% osadu 5,56 13,8 9,96 3,03 4,55 33,5 5,99 52,9 

30% osadu 5,54 14,1 9,31 2,76 3,93 35,5 5,69 52,2 

Średnia 13,0 9,57 2,78 6,29 32,8 4,46 53,5 



10% osadu 5,92 12,6 9,78 2,04 5,90 23,7 2,23 66,2 

20% osadu 5,98 14,1 9,70 2,99 4,11 23,3 2,37 67,2 

30% osadu 6,00 15,0 9,63 1,67 3,01 25,7 3,42 66,3 

Średnia - 13,6 9,24 2,04 5,96 22,8 2,76 66,4 




10% osadu 5,20 12,6 7,60 3,39 6,20 38,8 3,42 48,2 

20% osadu 5,32 15,3 8,37 3,48 6,39 35,4 4,10 50,7 

30% osadu 5,31 14,1 9,66 3,17 3,64 40,6 3,15 49,5 

Średnia - 12,6 8,09 3,14 6,82 38,5 3,69 47,6 



10% osadu 6,04 13,5 7,53 2,71 6,65 31,3 2,51 57,1 

20% osadu 5,73 13,5 7,56 3,45 6,40 33,2 2,12 54,9 

30% osadu 5,95 14,1 8,75 3,03 5,33 27,3 1,46 62,9 

Średnia - 13,4 7,68 2,78 7,20 32,1 1,96 56,0 

Średnia z czterech odrostów 

12,78 8,95 2,65 4,71 32,5 4,13 56,0 

(gleba bez wapnowania) 


13,13 8,51 2,24 4,37 28,6 2,64 62,2 

(gleba wapnowana) 

Objaśnienia: Frakcje: F1 – łatworozpuszczalna (nie wykryto), F2 – wymienna, F3 – związana z MnO x , 

F4 – organiczna (nie wykryto), F5 – okludowana na amorficznych FeO x 

, F6 – okludowana na krystalicznych 

FeO x 

, F7 – rezydualna; nie wykryto ołowiu we frakcji F1 i F4. 

233


Tabela 3. Procentowy udział frakcji ołowiu w ogólnej jego ilości w glebie, po zbiorze kukurydzy 

i słonecznika, w II roku doświadczenia wazonowego 

Table 3. Percentage share of lead fractions in total content in soil after harvested maize and 

sunflower in second year in the pot experiment 

C 

pH t 

Pb t 

F2 F3 F4 F5 F6 F7 

KCl 

g . kg -1 mg . kg -1 % 

Obiekt nawozowy 

kukurydza, II rok 


Obiekt kontrolny 5,10 15,5 9,60 3,30 5,16 n.w. 18,2 1,00 72,3 

10% osadu 5,37 17,8 10,5 3,34 4,60 n.w. 27,6 1,28 63,1 

20% osadu 5,88 17,9 13,6 3,66 4,13 n.w. 15,5 1,34 75,4 

30% osadu 5,78 15,4 12,3 4,61 6,70 n.w. 20,1 1,43 67,2 

Średnia 16,7 11,5 3,73 5,15 n.w. 20,4 1,26 69,5 


Obiekt kontrolny 6,34 9,30 9,30 3,34 4,43 n.w. 13,0 0,27 78,9 

10% osadu 6,23 19,4 10,4 3,08 3,87 n.w. 13,8 1,20 72,0 

20% osadu 5,97 16,4 12,5 3,78 3,66 n.w. 17,6 0,73 74,2 

30% osadu 5,90 11,3 12,2 4,11 3,87 n.w. 15,5 1,31 75,3 

Średnia 14,1 11,1 3,58 3,96 n.w. 15,0 0,88 75,1 

słonecznik, II rok 


Obiekt kontrolny 5,29 6,50 7,72 3,80 5,32 4,29 27,4 0,87 58,4 

10% osadu 6,06 23,0 9,41 4,56 5,91 13,5 24,1 0,64 51,2 

20% osadu 5,86 23,9 9,94 4,20 5,68 29,0 55,2 1,18 4,74 

30% osadu 5,89 19,7 10,8 6,37 6,36 27,3 54,3 1,82 3,89 

Średnia 18,3 9,72 4,73 5,82 18,5 40,3 1,13 29,6 



10% osadu 6,27 17,8 9,28 5,09 5,92 31,7 32,7 0,61 24,0 

20% osadu 6,13 13,3 10,3 4,44 5,35 39,5 37,2 1,54 20,3 

30% osadu 6,10 19,5 10,7 4,81 5,82 31,8 34,4 1,59 19,9 

Średnia 14,3 9,60 4,70 5,29 27,0 32,7 1,15 18,7 

Objaśnienia: Frakcje: F1 – łatworozpuszczalna (nie wykryto), F2 – wymienna, F3 – związana z MnO x , 

F4 – organiczna, F5 – okludowana na amorficznych FeO x 

, F6 – okludowana na krystalicznych FeO x 

, F7 

– rezydualna; nie wykryto ołowiu we frakcji F1, n.w. – nie wykryto. 

Udział Pb związanego z łatwo podatnymi na redukcję tlenkami manganu (F3) w glebie 

wszystkich obiektów wynosił 1,10–15,8% zawartości ogólnej. Średnio większy udział stwierdzono 

(w większości) w glebie obiektów bez wapnowania, większy po uprawie słonecznika 

niż kukurydzy. Nie stwierdzono jednoznacznego wpływu nawożenia osadem ściekowym 

na występowanie Pb w tej frakcji. Najwięcej tego metalu związanego z MnO x 

stwierdzono 

w glebie po uprawie roślin w III i IV roku eksperymentu, zwłaszcza po trzecim odroście życicy 

wielokwiatowej na glebie obiektów bez wapnowania (średnio 14,6%). 

234


Tabela 4. Procentowy udział frakcji ołowiu w ogólnej jego ilości w glebie, po zbiorze kukurydzy 

i słonecznika, w III roku doświadczenia wazonowego 

Table 4. Percentage share of lead fractions in total content in soil after harvested maize and 

sunflower in third year in the pot experiment 

C F2 F3 F4 F5 F6 F7 

pH KCl 

g . kg -1 % 


kukurydza, III rok 



10% osadu 6,25 12,8 6,21 13,4 30,5 27,1 19,5 3,28 

20% osadu 6,10 14,4 5,24 11,4 37,3 24,9 18,5 2,65 

30% osadu 6,24 18,6 4,13 7,80 38,1 29,9 17,9 2,17 

Średnia - 13,5 4,69 11,2 32,2 27,5 19,2 5,25 



10% osadu 6,25 10,4 5,25 11,4 36,5 22,6 19,7 4,51 

20% osadu 6,24 20,6 5,34 8,29 36,7 33,1 11,9 4,68 

30% osadu 6,22 19,4 4,54 7,68 43,4 31,3 9,06 4,09 

Średnia - 15,1 5,42 10,8 35,7 28,3 15,0 4,81 

słonecznik, III rok 



10% osadu 6,30 16,4 4,51 10,6 18,9 25,0 28,7 12,3 

20% osadu 6,28 13,2 5,26 11,1 24,0 25,1 21,6 12,9 

30% osadu 6,05 18,4 5,78 10,7 23,3 30,4 21,3 8,59 

Średnia - 13,9 4,97 11,5 21,8 27,3 22,0 12,4 



10% osadu 6,32 17,2 4,98 11,7 18,9 28,3 22,1 13,9 

20% osadu 6,16 15,8 5,11 11,3 23,7 27,2 20,8 11,8 

30% osadu 6,30 18,1 6,04 11,5 23,5 30,2 18,0 10,8 

Średnia - 14,7 5,18 12,2 21,6 28,9 18,7 13,4 

Objaśnienia: Frakcje: F1 – łatworozpuszczalna (nie wykryto), F2 – wymienna, F3 – związana z MnOx, 

F4 – organiczna, F5 – okludowana na amorficznych FeOx, F6 – okludowana na krystalicznych FeOx, 

F7 – rezydualna. 

W glebie po uprawie życicy wielokwiatowej w I roku i po uprawie kukurydzy w II roku 

eksperymentu nie wykryto ołowiu związanego z substancją organiczną – frakcja F4. W II 

roku doświadczenia po zbiorze słonecznika udział Pb wynosił średnio 18,5% w glebie obiektów 

bez wapnowania oraz 27,0% w glebie obiektów wapnowanych. Najwięcej Pb tej frakcji 

stwierdzono na obiektach nawożonych dawką 20% osadu ściekowego. W kolejnych latach 

badań stwierdzono zwiększenie metaloorganicznych połączeń ołowiu – najwięcej (ok. 40 

%) pod wpływem największej dawki osadu ściekowego. 

235


Tabela 5. Procentowy udział frakcji ołowiu w ogólnej jego ilości w glebie, po czterech odrostach 

życicy wielokwiatowej, w IV roku doświadczenia wazonowego 

Table 5. Percentage share of lead fractions in total content in soil after harvested Italian ryegrass 

in fourth year in the pot experiment (mean for 4 study dates) 

C 

pH t 

Pb t 

F2 F3 F4 F5 F6 F7 

KCl g 


kg -1 mg . kg -1 % 

1 odrost, IV rok 



10% osadu 5,62 20,6 10,9 6,52 10,8 37,4 25,4 18,3 1,58 

20% osadu 6,15 19,9 10,9 4,78 11,8 37,4 19,2 25,1 1,71 

30% osadu 6,18 21,4 13,5 3,97 10,5 40,9 22,1 21,5 0,98 

Średnia - 18,1 11,0 5,30 11,5 39,3 22,8 19,3 1,76 



10% osadu 6,41 25,8 9,19 4,57 9,76 38,1 27,4 17,9 2,32 

20% osadu 6,39 15,7 11,4 4,59 10,2 40,8 20,8 21,6 2,06 

30% osadu 6,25 20,8 11,0 4,73 10,9 39,7 19,7 23,8 1,19 

Średnia - 18,5 9,85 5,17 10,7 37,0 25,0 19,0 3,16 




10% osadu 6,25 12,1 12,0 8,54 9,37 42,2 28,0 10,6 1,26 

20% osadu 6,29 19,1 12,0 10,1 9,30 39,6 25,6 14,4 1,08 

30% osadu 6,29 18,7 13,5 12,5 9,53 37,7 28,4 10,7 1,26 

Średnia - 14,9 11,5 10,6 10,3 39,4 27,3 10,9 1,53 



10% osadu 6,53 13,0 9,49 11,2 10,4 36,4 28,2 10,6 3,22 

20% osadu 6,43 18,3 12,0 8,70 9,04 44,5 24,9 10,8 2,09 

30% osadu 6,35 22,6 11,2 12,0 9,57 38,1 29,3 11,1 2,42 

Średnia - 16,3 10,1 9,93 10,3 40,1 27,2 10,2 2,87 



Obiekt kontrolny 5,48 11,0 9,58 5,98 13,1 40,7 33,9 3,46 2,88 

10% osadu 6,01 9,70 11,6 7,90 15,1 40,2 28,1 4,04 7,93 

20% osadu 5,96 13,7 12,2 9,58 15,1 39,4 28,2 5,19 2,26 

30% osadu 5,98 16,8 12,6 8,08 15,3 38,9 30,1 6,14 1,56 

Średnia - 12,8 11,6 7,89 14,6 39,8 30,1 4,71 3,66 



10% osadu 6,43 10,6 8,54 5,48 10,7 38,3 31,3 4,16 10,1 

20% osadu 6,43 16,3 9,49 8,05 11,7 41,1 30,1 3,52 5,50 

30% osadu 6,45 15,9 10,3 6,31 12,5 41,2 28,9 5,12 5,92 

Średnia 12,8 8,80 6,55 11,3 40,7 31,0 4,36 6,10 




10% osadu 5,85 17,1 11,0 12,8 7,56 37,9 35,3 3,96 2,37 

20% osadu 5,76 17,2 11,5 20,6 7,44 35,5 29,2 4,50 2,70 

30% osadu 5,68 18,2 12,2 21,5 7,46 39,8 24,5 4,49 2,30 

średnia - 16,9 10,5 15,7 8,42 39,3 30,4 3,45 2,62 



10% osadu 6,84 17,4 7,82 11,8 9,30 24,2 40,7 4,10 9,94 

20% osadu 6,53 17,9 9,15 11,5 8,00 38,3 33,4 4,54 4,30 

30% osadu 6,50 18,3 10,1 10,7 8,41 42,8 27,7 4,26 6,01 

Średnia - 17,4 8,07 10,2 9,84 33,0 35,2 3,71 8,02 


(gleba bez wapnowania) 

15,7 11,2 9,87 11,2 39,5 27,7 9,59 2,39 


(gleba wapnowana) 

16,3 9,21 7,96 10,5 37,7 29,6 9,32 5,04 

Objaśnienia: Frakcje: F1 – łatworozpuszczalna (nie wykryto), F2 – wymienna, F3 – związana z MnO , x 

F4 – organiczna, F5 – okludowana na amorficznych FeO x 

,F6 – okludowana na krystalicznych FeO x 

, F7 

– rezydualna. 

236


Tabela 6. Współczynnik korelacji pomiędzy zawartością węgla związków organicznych a frakcjami 

ołowiu, w glebie obiektów bez wapnowania i wapnowanych, w czteroletnim doświadczeniu 

wazonowym 

Table 6. The correlation coefficient between the content of organic carbon and fractions of lead 

in soil without liming objects and limed in four-year pot experiment 

Frakcja 

I rok II rok III rok IV rok 

-Ca +Ca -Ca +Ca -Ca +Ca -Ca +Ca 

F1 n.o. n.o. n.o. n.o. n.o. n.o. n.o. n.o. 

F2 0,51* 0,46 0,50 0,75* 0,38 -0,11 0,11 0,11 

F3 0,51* 0,55* 0,58 0,29 -0,80* -0,83* -0,51* -0,38 

F4 n.w. n.w. 0,18 0,13 0,37 0,34 -0,39 0,03 

F5 0,55* -0,13 -0,06 0,25 0,12 0,64 -0,36 -0,24 

F6 0,01 -0,47 0,00 0,28 0,32 -0,30 0,55* 0,41 

F7 -0,61* -0,24 -0,03 -0,06 -0,57 -0,29 -0,58* -0,31 

Objaśnienia: F1–F7 – frakcje, n.o. – nie obliczono, *korelacja istotna przy p < 0,05, wartość krytyczna 

r = 0,482 dla I i IV roku, r = 0,666 dla II i III roku. 

Udział Pb związanego (okludowany) z amorficznymi tlenkami żelaza F5 w glebie 

wszystkich obiektów wahał się w granicach 13–55,2% zawartości ogólnej. Średnio była ona 

większa w glebie obiektów bez wapnowania w I (32,5%) i II roku (30,4%) niż w glebie obiektów 

wapnowanych (odpowiednio 27,8 i 23,9%). Nieco więcej ołowiu w tej formie stwierdzono, 

w III roku, w glebie obiektów wapnowanych po uprawie kukurydzy (28,3% i słonecznika 

(28,9%) oraz po życicy wielokwiatowej w IV roku eksperymentu, zwłaszcza po II i IV odroście 

(30,1–35,2%). Nawożenie osadem ściekowym niejednoznacznie różnicowało w glebie 

zawartość Pb związanego z amorficznymi FeO x 

. 

W glebie wszystkich obiektów ołów okludowany na krystalicznych tlenkach żelaza (frakcja 

F6) wynosił 0,27–25% zawartości ogólnej. Średnio więcej tego metalu było w glebie 

obiektów bez wapnowania (od 1,19 do 20,6%) niż wapnowanych (od 1,02 do 16,9%); najwięcej 

po uprawie słonecznika w III roku doświadczenia (średnio 22%). Nie stwierdzono 

jednoznacznego wpływu dawki osadu ściekowego na zawartość Pb tej frakcji. 

Wśród wszystkich frakcji wydzielonych sekwencyjnie według procedury Zeiena i Brümmera 

dominował w glebie (średnio) ołów w pozostałości poekstrakcyjnej (frakcja rezydualna 

F7) w I i II roku badań po zbiorze kukurydzy, gdzie zawartość jego wynosiła średnio 

47,6–75,1% ilości ogólnej. Więcej ołowiu w tej frakcji stwierdzono, w większości, w glebie 

wapnowanej. Połączenie Pb z substancją organiczną pod wpływem dawek osadu oraz 

wapnowania zanotowano dopiero w II roku doświadczenia, po uprawie słonecznika. 

Czechowska-Kosacka [2007] podaje, że w glebie dominują połączenia ołowiu z tlenkami 

żelaza, głównie amorficznymi (ponad 30%) oraz Pb we frakcji rezydualnej (50–60%). Kalembasa 

i Pakuła [2009] w glebie nawożonej osadem ściekowym uzyskali najmniej Pb we 

frakcji wymiennej, a najwięcej – we frakcji rezydualnej, wydzielonych metodą BCR. 

237


Zawartość węgla w glebie obiektów bez wapnowania w I roku doświadczenia była istotnie 

dodatnio skorelowana z Pb we frakcji wymiennej F2, związanej z MnO x 

(frakcja F3), oraz 

ujemnie – we frakcji rezydualnej F7, natomiast w glebie wapnowanej istotnie dodatnio – we 

frakcji F3 (tab. 6). W II roku badań istotną dodatnią zależność stwierdzono w glebie wapnowanej 

pomiędzy zawartością C t 

a Pb we frakcji wymiennej F2. 

4. WNIOSKI 

1. Analiza sekwencyjna ołowiu metodą Zeiena i Brümmera w glebie obiektów bez wapnowania 

i wapnowanych oraz nawożonych osadem ściekowym, w dawce 10, 20 i 30% 

w stosunku do masy gleby, w czteroletnim doświadczeniu wazonowym, po uprawie życicy 

wielokwiatowej w I roku, kukurydzy i słonecznika w II i III roku oraz ponownie życicy 

wielokwiatowej w IV roku, wykazała, że zawartość tego metalu w wydzielonych frakcjach 

układała się w następujące szeregi malejących wartości: 

●● 

●● 

●● 

●● 

w I roku: F7 > F5 > F3 > F6 > F2 ( F1 i F4 – nie wykryto); 

w II roku, po kukurydzy: F7 > F5 > F3 > F2 > F6 ( F1 i F4 – nie wykryto), po słoneczniku: 

F5 > F4> F7 > F2 > F3 > F6 ( F1 – nie wykryto), 

w III roku, po kukurydzy: F4 > F5 > F6 > F3 > F2 > F7 ( F1 – nie wykryto), po słoneczniku: 

F5 > F4 > F3 > F7 > F3 > F 2 ( F1 – nie wykryto), 

w IV roku: F4 > F5 > F6 > F3 > F2 > F 7 ( F1– nie wykryto). 

2. W biodostępnej frakcji F2 udział ołowiu w zawartości ogólnej był na ogół większy w glebie 

obiektów bez wapnowania z wyjątkiem III roku uprawy; przeważnie większy pod 

wpływem nawożenia osadem ściekowym. 

3. Nawożenie osadem ściekowym w trzech dawkach nie wykazało jednoznacznego wpływu 

na zawartość Pb w wydzielonych frakcjach. 


AMIR S., HAFIDI M., MERLINA G., REVEL J.C. 2004. Seqential extraction of heavy metals 

during composting of sewage sludge. Chemosphere 59: 801–810. 

AYDINALP C., MARINOVA S. 2003. Distribution and forms of heavy metals in some agricultural 

soils. Polish J. of Environ. Stud. 12(5): 629–633. 

CZECHOWSKA-KOSACKA A. 2007. Influence of sewage sludge solidification on immobilization 

of heavy metals. Polish J. Environ. Stud. 16(2A): 625–628. 

DOMAŃSKA J. 2006. Wpływ materii organicznej i wapnowania na zawartość w glebie 

ołowiu ogółem i rozpuszczalnego w 1mol HCl . dm -3 . Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 

512: 91–97. 

KALEMBASA D., PAKUŁA K. 2009. Heavy metal fractions in soils fertilized with sewage 

sludge. Environment Protection Engineering 35(2): 157–164. 

238


KALEMBASA D., MAJCHROWSKA-SAFARYAN A., PAKUŁA K. 2009. Profile differentiation 

of lead and chromium fractions found in soils localized on a moraine slope. Journal of 

Elementology 14( 4): 671–684. 

KARCZEWSKA A. 1998. Formy ołowiu w glebach zanieczyszczonych w świetle ekstrakcji 

pojedynczej i sekwencyjnej. Ołów w środowisku – problemy ekologiczne i metodyczne. 

Zesz. Nauk. Komit. „Człowiek i Środowisko”, PAN, Warszawa, 21: 69–78. 

MAĆKOWIAK CZ. 2000. Skład chemiczny osadów ściekowych i odpadów przemysłu spożywczego 

o znaczeniu nawozowym. Nawozy i Nawożenie, R II, 3(4) 3a: 131–149. 

OCHAL P. 2009. Pilna potrzeba regeneracyjnego wapnowania gleb w Polsce. Wyd. IUNG 

Puławy, 30 s. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie komunalnych osadów ściekowych 

z dnia 1 sierpnia 2002 r. (Dz.U. z 2002 r. Nr 134, poz. 1140). 

STĘPIEŃ W., MERCIK S., PIKUŁA D. 2004. Wpływ substancji organicznej na mobilność 

metali ciężkich w glebie w doświadczeniu mikropoletkowym. Roczn. Glebozn. 55(4): 

149–156. 

ZEIEN H., BRÜMMER G. W. 1989. Chemische Extraktion zur Bestimmung von Schwermetallbindungsformen 

in Böden. Mittelign. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 59(1): 505–510. 

239


Krzysztof Pakuła* 

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH PIERWIASTKÓW W GLEBACH WOKÓŁ 

SKŁADOWISKA ODPADÓW KOMUNALNYCH 

THE CONTENT OF SOME ELEMENTS IN SOILS AROUND THE 

MUNICIPAL WASTE DUMP 

Słowa kluczowe: makroelementy, pierwiastki śladowe, właściwości gleb, składowisko odpadów 

komunalnych. 

Key words: macroelements, trace elements, soils properties, municipal waste dump. 

The investigations were aimed at assessing the impact of municipal waste dump in Wola 

Suchożebrska near Siedlce on properties and chemical composition of three anthropogenic 

soils profiles formed with moraine sandy deposits (loamy sands, weakly loamy sands and 

sands) located in the immediate vicinity of the landfill. Varied physical and physic-chemical 

properties, and total contents of calcium, magnesium, potassium, phosphorus, sodium, aluminum, 

iron manganese, titanium, barium, strontium, vanadium, lithium, arsenic, and cobalt 

were recorded in investigated soils. These elements could be presented in the following of 

decreasing mean contents sequence: Ca > Mg > K > P > Na, and Al > Fe > Mn > Ti > Ba > 

Sr > V > Li > As > Co. Concentrations of these elements did not exceed values characteristic 

for moraine sandy deposits, which indicates small influence of anthropopression on studied 

area. The chemical composition of investigated soils has shown that the municipal waste 

dump in Wola Suchożebrska has not negative influence on soils environment and nearby 

agriculturals and forests ecosystems. Statistical analysis proved that the accumulation and 

circulation of analyzed elements in soils environment significantly depended on properties 

and chemical composition of investigated soils. 

* Dr inż. Krzysztof Pakuła – Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Wydział Przyrodniczy, 

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

tel.: 25 643 12 91. 

240

Zawartość wybranych pierwiastków w glebach wokół składowiska odpadów komunalnych 


Gleba stanowi podstawowy element środowiska przyrodniczego, który narażony jest 

na zanieczyszczenie i stopniową degradację ze strony deponowanych w niej pierwiastków 

pochodzących ze źródeł antropogenicznych [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. W Polsce 

unieszkodliwianie odpadów poprzez składowanie jest nadal jedną z najczęściej stosowanych 

metod. Składowiska odpadów komunalnych należą do potencjalnych źródeł zanieczyszczeń, 

dlatego też wskazany jest stały monitoring ich wpływu na środowisko naturalne 

i agralne. Gleby położone wokół takich składowisk narażone są m.in. na zanieczyszczenie 

różnorodnymi związkami pierwiastków pochodzącymi z odcieków, pyłów oraz odpadów wynoszonych 

przez wiatr z obszaru eksploatowanych składowisk. Badania gleboznawcze pozwalają 

ocenić wpływ przemian zgromadzonych odpadów na skład chemiczny i aktywność 

biologiczną gleb w rejonie eksploatowanego składowiska oraz określić strefy (poziomy genetyczne 

oraz głębokość ich występowania) depozycji pierwiastków i możliwość ich przemieszczania 

w profilu glebowym [Ahel i in. 1998, Meller i in. 2005, Rosik-Dulewska 2005]. 

Celem niniejszej pracy była ocena oddziaływania składowiska odpadów komunalnych na 

właściwości i skład chemiczny gleb położonych w jego bezpośrednim sąsiedztwie. 


Składowisko odpadów komunalnych zlokalizowane na wzgórzu morenowym w miejscowości 

Wola Suchożebrska koło Siedlec (we wschodniej części województwa mazowieckiego, 

na Wysoczyźnie Siedleckiej w granicach Niziny Południowopodlaskiej), funkcjonuje 

od 1986 r. i ma kwatery eksploatacyjne o powierzchni 6,40 ha. Składowane są tutaj wyłącznie 

odpady komunalne i przemysłowe typu komunalnego z Siedlec i okolic. Teren składowiska 

nie ma naturalnej bariery geologicznej w związku z tym, aby zabezpieczyć glebę i wody 

przed wyciekami dno składowiska zostało uszczelnione folią oraz wykonano system drenażu 

podfoliowego i nadfoliowego. 

Obiektem badań były trzy profile gleb antropogenicznych o niewykształconym profilu, 

zlokalizowane w odległości około 10 m od podstawy wału okalającego kwaterę eksploatacyjną 

składowiska, w jego części: północno-wschodniej (profil nr I – N: 52°14’6’’, E: 

22°14’20’’), północno-zachodniej (profil nr II – N: 52°14’0’’, E: 22°14’15’’) i południowej (profil 

nr III – N: 52°13’48’’, E: 22°14’29’’). 

W powietrznie suchych próbkach gleby pobranych z poszczególnych wastw 3 profili 

glebowych zbadano: skład granulometryczny według Polskiego Towarzystwa Gleboznawczego 

[Klasyfikacja…2009] – metodą areometryczną, pH w 1 mol KCl·dm -3 

– potencjometrycznie, węgiel związków organicznych (C org 

) – metodą oksydacyjno-miareczkową 

[Kalembasa, Kalembasa 1992], azot ogólny (N og 

) – metodą Kiejdahla, kwasowość całkowitą 

(hydrolityczną – H cał 

) i sumę kationów zasadowych (S) – metodą Kappena, na pod- 

241

Krzysztof Pakuła 

stawie których obliczono pojemność sorpcyjną gleby (T) i stopień wysycenia glebowego 

kompleksu sorpcyjnego zasadami (V). Zawartość ogólną P, K, Ca, Mg, Na, Fe, Al, Mn, Co, 

Li, Ti, Ba, Sr, V, As – oznaczono metodą ICP-AES, po mineralizacji mikrofalowej w mieszaninie 

stężonego HCl i HNO 3 

(3 :1). 

Dla poszczególnych warstw badanych gleb obliczono współczynniki wzbogacenia 

(w.w.) w analizowane pierwiastki (w stosunku do ich zawartości w najniżej położonej warstwie 

gleby). Uzyskane wyniki opracowano statystycznie, podano w postaci współczynników 

korelacji prostej i zmienności oraz wartości odchylenia standardowego. 


Wybrane fizyczne, fizykochemiczne i chemiczne właściwości badanych gleb antropogenicznych 

były charakterystyczne dla morenowych utworów piaszczystych (piaski gliniaste 

przewarstwione piaskami słabo gliniastymi i podścielone piaskiem luźnym) zlodowacenia 

środkowopolskiego (tab. 1). Gleby te charakteryzowały się odczynem od 

kwaśnego (warstwy powierzchniowe zalegające poniżej 30 cm) do zasadowego, akumulacją 

węgla związków organicznych i azotu ogólnego w warstwach powierzchniowych 

oraz zróżnicowaną pionową zawartością frakcji iłowej (ø < 0,002 mm) w wyniku jej wymywania, 

translokacji i akumulacji w profilu glebowym, w warunkach procesu przemywania. 

Kwasowość całkowita (H cał 

) była zróżnicowana w obrębie profilu i wynosiła od 2,80 

do 21,2 mmol (+)·kg -1 . Największe wartości sumy kationów zasadowych (S), pojemności 

sorpcyjnej (T) i stopnia wysycenia kompleksu sorpcyjnego zasadami (V) stwierdzono 

w wierzchnich warstwach badanych gleb i na ogół zmniejszały się one wraz 

z głębokością. 

W profilach badanych gleb stwierdzono zróżnicowaną zawartość makroelementów, 

których malejące średnie wartości (g·kg -1 ) można przedstawić w następującym szeregu: 

Ca (1,36) > Mg (0,57) > K (0,50) > P (0,32) > Na (0,13) (tab. 2). Najwięcej Ca, Mg, P 

i Na oznaczono w powierzchniowej warstwie (0–5 cm) analizowanych gleb, a K – w warstwie 

położonej najniżej (120–150 cm), przy czym najmniejsze zawartości zanotowano 

na głębokości 20–25 cm (K, P, Na) i 30–50 cm (Ca, Mg). W powierzchniowych wastwach 

badanych gleb stwierdzono nieznaczne ich wzbogacenie w makroelementy (z wyjątkiem K), 

o czym świadczą wartości wskaźnika wzbogacenia (w.w.): od 1,06–1,07 (dla Na) do 1,79–3,03 

(dla Ca) (tab. 2). Wysokie wartości tego wskaźnika (powyżej jedności) w tych warstwach 

wynikają z akumulacji biologicznej i małej zasobności skały macierzystej w badane 

pierwiastki. Meller i in. [2005] stwierdzili wpływ składowiska odpadów komunalnych 

na zwiększenie zawartości ogólnej makroelementów, w poziomach mineralnych gleb wytworzonych 

z piasków słabo gliniastych i luźnych, układającej się następująco w szeregu 

malejących wartości Ca > K > Mg > P > Na. Kalembasa i Majchrowska-Safaryan [2007] 

podają, że w poziomach powierzchniowych gleb uprawnych Wysoczyzny Siedleckiej 

242


Tabela 1. Wybrane właściwości (zakresy) badanych gleb wokół składowiska odpadów komunalnych 

Table 1. Some properties (ranges) of the investigated soils around the municipal waste dump 

Warstwa, 

cm 

Piasek 

2-0,5 

Pył 

0,5-0,002 

% frakcji o Ø, mm 

Ił 

< 0,002 

pH KCl 

H cał 

S T V C org 

N og 

mmol (+)·kg -1 % g·kg -1 

0-5 80-85 8-14 5-7 6,21-7,62 5,50-21,2 62,5-218 83,7-223 74,7-97,8 14,4-20,4 1,22-2,33 

5-10 81-89 7-13 4-7 6,29-7,69 7,50-15,9 50,0-145 61,4-152 82,0-95,4 8,94-12,9 0,82-0,98 

10-15 82-86 8-12 5-6 6,85-7,90 6,50-15,5 26,0-133 39,1-139 66,7-95,7 5,22-11,2 0,57-0,77 

15-20 83-88 6-10 6-7 6,00-7,62 5,50-15,0 28,5-102 43,5-107 65,5-95,3 4,17-10,7 0,34-0,67 

20-25 84-86 8-10 6-7 6,92-7,60 5,50-9,40 36,5-90,0 45,9-95,5 79,6-94,1 3,62-8,79 0,28-0,54 

25-30 82-94 4-13 2-5 6,42-8,01 4,70-13,1 25,2-35,0 29,9-48,1 72,8-84,3 2,93-4,34 0,23-0,47 

30-50 82-92 6-12 2-6 5,17-7,79 3,80-17,8 20,0-30,5 34,8-38,3 58,9-78,9 2,68-4,16 0,19-0,43 

50-75 82-95 4-12 2-6 4,96-8,31 2,80-20,1 18,3-27,5 21,1-47,6 57,8-86,1 1,41-3,94 0,12-0,35 

75-100 81-94 5-12 1-7 4,78-8,20 2,80-20,6 17,0-29,2 33,0-37,6 51,5-77,9 0,63-1,08 0,09-0,12 

100-125 82-96 3-14 1-4 4,67-8,14 5,00-16,5 16,0-20,0 21,0-36,5 54,8-76,2 0,42-0,73 0,07-0,12 

125-150 88-94 5-10 1-2 4,73-8,28 5,10-15,0 12,5-17,8 17,6-32,8 55,6-71,0 0,33-0,70 0,04-0,11 

Objaśnienia: H cał 

– kwasowość całkowita (hydrolityczna), S – suma kationów zasadowych, T – pojemność sorpcyjna, V – stopień wysycenia kompleksu 

sorpcyjnego zasadami. 

243


Tabela 2. Zawartość ogólna makroelementów oraz żelaza i glinu w badanych glebach wokół składowiska odpadów komunalnych, g·kg -1 

Table 2. Total content of macroelements, Fe and Al in the investigated soils around the municipal waste dump, g·kg -1 

Warstwa, 

cm 

0-5 

5-10 

10-15 

15-20 

20-25 

25-30 

30-50 

50-70 

70-100 

100-120 

120-150 

P w.w.* K w.w. Ca w.w. Mg w.w. Na w.w. Fe w.w. Al w.w. 

0,40 

0,34 

0,31 

0,37 

0,22 

0,24 

0,28 

0,30 

0,32 

0,33 

0,35 

1,14 

0,97 

0,89 

1,06 

0,62 

0,69 

0,78 

0,84 

0,90 

0,94 

- 

0,59 

0,49 

0,42 

0,58 

0,40 

0,42 

0,45 

0,48 

0,52 

0,55 

0,64 

0,93 

0,77 

0,66 

0,91 

0,63 

0,66 

0,71 

0,76 

0,81 

0,86 

- 

2,39 

1,72 

1,41 

1,83 

1,95 

2,14 

0,62 

0,66 

0,70 

0,74 

0,79 

3,03 

2,19 

1,79 

2,33 


2,72 

0,79 

0,84 

0,89 

0,94 

- 

0,68 

0,61 

0,59 

0,58 

0,59 

0,65 

0,43 


0,51 

0,55 

0,58 

Średnia 0,32 - 0,50 - 1,36 - 0,57 - 0,13 - 3,08 - 4,07 - 

SD** 0,05 - 0,08 - 0,67 - 0,07 - 0,03 - 0,55 - 0,97 - 

RSD*** 17,4 - 15,5 - 49,6 - 13,0 - 26,1 - 17,9 - 23,8 - 

1,19 

1,06 

1,02 

1,01 

1,03 

1,12 

0,74 

0,83 

0,89 

0,96 

- 

0,17 

0,13 

0,10 

0,17 

0,08 

0,09 

0,10 

0,12 

0,13 

0,15 

0,16 

1,07 

0,79 

0,64 

1,06 

0,47 

0,57 

0,63 

0,74 

0,83 

0,96 

- 

3,16 

3,58 

3,89 

2,59 

2,00 

2,44 

3,03 

3,06 

3,26 

3,35 

3,53 

0,90 

1,01 

1,10 

0,74 

0,57 

0,69 

0,86 

0,87 

0,92 

0,95 

- 

4,24 

4,87 

5,61 

3,63 

2,22 

2,88 

3,44 

4,05 

4,45 

4,62 

4,74 

0,90 

1,03 

1,19 

0,77 

0,47 

0,61 

0,73 

0,85 

0,94 

0,97 

- 

Objaśnienia: *w.w. – współczynnik wzbogacenia, **SD – odchylenie standardowe, ***RSD – współczynnik zmienności. 

244


Tabela 3. Zawartość ogólna pierwiastków śladowych w badanych glebach wokół składowiska odpadów komunalnych, mg·kg -1 

Table 3. Total content of trace elements in the investigated soils around the municipal waste dump, mg·kg -1 

Warstwa, 

cm 

0-5 

5-10 

10-15 

15-20 

20-25 

25-30 

30-50 

50-70 

70-100 

100-120 

120-150 

Mn w.w.* Co w.w. Li w.w. Ti w.w. Ba w.w. Sr w.w. V w.w. As w.w. 

221 

177 

169 

122 

115 

87,0 

71,3 

81,6 

90,9 

111 

113 

1,95 

1,57 

1,50 

1,08 

1,01 

0,77 

0,63 

0,72 

0,80 

0,98 

- 

1,21 

1,07 

0,89 

1,09 

0,60 

0,70 

0,83 

0,92 

1,22 

1,46 

1,55 

0,78 

0,69 

0,57 

0,70 

0,39 

0,45 

0,53 

0,59 

0,78 

0,94 

- 

2,47 

3,19 

2,44 

1,85 

1,32 

1,77 

2,30 

2,53 

3,54 

3,88 

4,09 

0,60 

0,78 

0,60 

0,45 

0,32 

0,43 

0,56 

0,62 

0,87 

0,95 

- 

50,4 

54,9 

37,4 

33,7 

30,1 

26,0 

22,5 

37,7 

44,9 

47,9 

49,5 

Średnia 124 - 1,05 - 2,67 - 39,6 - 20,1 - 5,79 - 4,90 - 1,70 - 

SD** 46,6 - 0,30 - 0,90 - 10,7 - 3,07 - 1,34 - 1,23 - 0,70 - 

RSD*** 37,7 - 28,5 - 33,6 - 27,2 - 15,3 - 23,2 - 25,1 - 40,9 - 

1,02 

1,11 

0,76 

0,68 

0,61 

0,53 

0,45 

0,76 

0,91 

0,97 

- 

27,3 

22,7 

21,8 

18,8 

17,7 

17,3 

16,4 

18,5 

19,5 

20,3 

21,1 

1,29 

1,08 

1,04 

0,89 

0,84 

0,82 

0,78 

0,88 

0,92 

0,96 

- 

8,23 

7,50 

6,78 

5,21 

4,75 

4,54 

3,68 

5,18 

5,60 

5,77 

6,40 

1,29 

1,17 

1,06 

0,81 

0,74 

0,71 

0,58 

0,81 

0,88 

0,90 

- 

5,27 

5,47 

6,17 

6,38 

6,51 

3,75 

2,67 

3,67 

4,26 

4,66 

5,10 

1,03 

1,07 

1,21 

1,25 

1,28 

0,74 

0,52 

0,72 

0,84 

0,91 

- 

2,90 

0,79 

0,97 

1,13 

1,29 

1,39 

1,50 

1,82 

1,90 

2,35 

2,67 

1,09 

0,29 

0,36 

0,42 

0,49 

0,52 

0,56 

0,68 

0,71 

0,88 

- 

Objaśnienia: *w.w. – współczynnik wzbogacenia, **SD – odchylenie standardowe, ***RSD – współczynnik zmienności. 

245


Tabela 4. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością ogólną makroelementów i pierwiastków śladowych oraz wybranymi właściwościami 

gleb wokół składowiska odpadów komunalnych 

Table 4. The coefficient correlation between the total content of elements and some properties of the investigated soils around the municipal 

waste dump 

P K Ca Mg Na Fe Al Mn Co Li Ti Ba Sr V As 

K 

Ca 

Mg 

Na 

Fe 

Al 

Mn 

Co 

Li 

Ti 

Ba 

Sr 

V 

As 

pH KCl 

T 

C org 

Ø< 0,002 

0,286 

-0,008 

0,474 

0,522 

0,281 

0,342 

0,424 

0,481 

0,366 

0,467 

0,198 

0,292 

0,147 

0,174 

-0,023 

0,226 

0,298 

0,012 

x 


0,689 

0,817 

0,447 

0,446 

-0,014 

0,690 

0,549 

0,496 

0,542 

0,850 

0,156 

0,354 

0,556 

0,331 

0,324 

-0,321 

x 

0,171 

0,258 

0,191 

0,044 

0,325 

0,092 

-0,118 

0,132 

0,460 

0,613 

0,390 

-0,248 

0,467 

0,842 

0,285 

0,321 

x 

0,726 

0,583 

0,702 

0,243 

0,625 

0,512 

0,560 

0,556 

0,603 

0,419 

0,081 

0,450 

0,527 

0,308 

-0,161 

x 

0,255 

0,328 

0,082 

0,615 

0,464 

0,444 

0,450 

0,657 

0,001 

0,402 

0,492 

0,277 

0,327 

0,333 

x 

0,916 

0,371 

0,600 

0,653 

0,667 

0,631 

0,583 

0,398 

0,116 

-0,076 

0,464 

0,159 

0,046 

x 

0,395 

0,623 

0,690 

0,679 

0,537 

0,529 

0,384 

0,144 

0,022 


0,200 

-0,050 

x 

0,160 

-0,070 

0,563 

0,612 

0,571 

0,554 

-0,244 

-0,132 

0,548 

0,276 

0,510 

x 

0,742 

0,631 

0,447 

0,517 

0,206 

0,439 

0,062 

0,151 

0,500 

-0,325 

x 

0,628 

0,510 


0,023 

0,555 

0,066 

-0,017 

0,224 

0,473 

x 

0,714 

0,513 


0,227 

-0,084 

0,262 

0,312 

0,034 

x 

0,665 

0,472 

0,056 

0,468 

0,588 

0,450 

0,199 

x 

0,241 

0,247 

0,523 

0,706 

0,444 

-0,078 

x 

-0,270 

-0,062 

0,317 

0,161 

0,553 

x 

-0,135 

-0,283 

0,071 

0,649 

Objaśnienia: α = 0,05 r = 0,344; α = 0,01 r = 0,442. 

246


wytworzonych z piasku gliniastego szereg ten był nastepujący: K > Mg > Ca > P > Na, 

a w piasku luźnym skały macierzystej: K > Ca > Mg >P > Na. 

W badanych glebach stwierdzono zróżnicowaną zawartość żelaza, glinu, manganu, 

kobaltu, litu, baru, strontu, tytanu, wanadu i arsenu między poszczególnymi profilami 

glebowymi i w obrębie danego profilu (tab. 2 i tab. 3). Pierwiastki te można ułożyć 

w następującym szeregu malejących średnich zawartości (Al i Fe w g·kg -1 , pozostałe 

w mg·kg -1 ): Al (4,07) > Fe (3,08) > Mn (124) > Ti (39,6) > Ba (20,1) > Sr (5,79) > V (4,90) 

> Li (2,67) > As (1,70) > Co (1,05). Największe ilości Mn, Ba, Sr i As stwierdzono 

na głębokości 0–5 cm, Ti – 5–10 cm; Fe i Al – 10–15 cm; V - 20–25 cm; Co i Li – 120–150 

cm. Najmniej arsenu w analizowanych glebach oznaczono na głębokości 5–10 cm; Fe, Al, 

Co i Li – 20–25 cm; Mn, Ti, Ba, Sr i V – 30–50 cm. W warstwach gleby leżących poniżej 

minimalnej zawartości danego pierwiastka zaobserwowano stopniowe zwiększanie ich ilości 

wraz z głębokością w profilu glebowym. Zróżnicowanie to może wynikać z natury geochemicznej 

danego pierwiastka i specyficznych warunków środowiska glebowego (odczyn, 

pojemność sorpcyjna, zawartość węgla, związków organicznych) [Kabata-Pendias, Pendias 

1999]. W powierzchniowych warstwach badanych gleb stwierdzono nieznaczne ich 

wzbogacenie w pierwiastki śladowe (z wyjątkiem Co i Li), o czym świadczą wartości wskaźnika 

wzbogacenia (w.w.): od 1,01–1,10 (dla Fe) do 1,01–1,95 (dla Mn) (tab. 2 i tab. 3). 

Wysokie wartości tego wskaźnika (powyżej jedności) w tych warstwach wynikają głównie 

z akumulacji biologicznej i małej zasobności skały macierzystej w omawiane pierwiastki. 

Zawartość ogólna pierwiastków śladowych w powierzchniowych warstwach analizowanych 

gleb nie przekraczała wartości charakterystycznych dla gleb wytworzonych 

z utworów piaszczystych [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Kalembasa, Jaremko 2006]. Zawartość 

ogólna As, Ba i Co nie przekraczała dopuszczalnych wartości progowych zawartych 

w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002] i nie stanowiła zagrożenia dla pobliskich 

agrocenoz i ekosystemów leśnych. 

Ahel i in. [1998] oraz Meller i in. [2005] stwierdzili wpływ składowiska odpadów komunalnych 

na zwiększenie zawartości ogólnej Fe, Mn, Co, Sr i V w glebach położonych 

w jego bezpośrednim sąsiedztwie. Kalembasa i Majchrowska-Safaryan [2008] podają, 

że w glebach uprawnych Wysoczyzny Siedleckiej, wytworzonych z utworów piaszczystych 

(poziomy powierzchniowe i skały macierzystej), zawartość pierwiastków śladowych układała 

się w szeregu: Fe > Al > Mn > Ti > Co > Li. 

Analiza statystyczna uzyskanych wyników wykazała wiele zależności korelacyjnych pomiędzy 

badanymi parametrami (tab. 4). W badanych glebach antropogenicznych stwierdzono 

wysoce istotną i istotną zależność pomiędzy zawartością ogólną większości makroelementów 

i pierwiastków śladowych. W glebach tych zanotowano także wysoce 

istotny dodatni wpływ odczynu gleby na zawartość ogólną K, Ca, Mg, Na, Ba i Sr; pojemności 

sorpcyjnej gleby (T) – na zawartość ogólną Ca, Mg, Fe, Al, Mn, Ba i Sr; węgla 

związków organicznych (C org 

) – na zawartość ogólną Co, Ba i Sr oraz frakcji iłowej 

247


(ø < 0,002 mm) – na zawartość ogólną Mn, Li, V i As. Kalembasa i Majchrowska-Safaryan 

[2008] stwierdzili, w poziomach mineralnych gleb Wysoczyzny Siedleckiej, wytworzonych 

z piasków lodowcowych i polodowcowych różnej genezy, istotne zależności pomiędzy zawartością 

ogólną: Al i Ti, Co, Li oraz Co i Fe, Mn, C org 

, a także wpływ frakcji iłowej na 

zawartość ogólną Li. Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że obieg pierwiastków 

w środowisku glebowym zależy od składu mineralogicznego skały macierzystej, odczynu, 

zawartości glebowej materii organicznej, obecności koloidów mineralnych i składu granulometrycznego 

gleby. 

4. WNIOSKI 

1. W badanych glebach antropogenicznych położonych na terenie składowiska odpadów 

komunalnych w Woli Suchożebrskiej koło Siedlec, na Wysoczyźnie Siedleckiej, stwierdzono 

zróżnicowaną zawartość ogólną makroelementów i pierwiastków śladowych, 

układającej się w następującym szeregu malejących średnich wartości: Ca > K > Mg 

> P > Na oraz Al > Fe > Mn > Ti > Ba > Sr > V > Li > As > Co. 

2. Właściwości i skład chemiczny badanych gleb nie wykazywał ujemnego oddziaływania 

składowiska odpadów komunalnych na środowisko glebowe, co wskazuje na dobre 

jego uszczelnienie przed toksycznymi odciekami. 

3. Analiza chemiczna wykazała, że zawartość badanych pierwiastków śladowych w poziomach 

powierzchniowych gleb nie przekraczała wartości charakterystycznych dla 

utworów piaszczystych, co wskazuje na mały wpływ antropopresji na badanym terenie. 

4. Obliczenia statystyczne potwierdziły wzajemny wpływ większości analizowanych makroelementów 

i pierwiastków śladowych oraz wybranych właściwości gleby (pH, C org 

, T, 

frakcji iłowej ø < 0,002 mm) na ich akumulację i rozmieszczenie w badanych glebach. 


AHEL M., MIKAC N., COSOVIC B., PROHIC E., SOUKUP V. 1998. The impact of contamination 

from a municipal solid waste landfill (Zagreb, Croatia) on underlying soil. Wat. 

Sci. Tech. 37(8): 203–210. 


Warszawa. 

KALEMBASA D., JAREMKO D. 2006. Total content of lithium, barium and strontium 

in soils of South Podlasie Lowland. Polish J. Environ. Stud. 15(2a): 320–325. 

KALEMBASA D., MAJCHROWSKA-SAFARYAN A. 2007. Degradacja gleb na stoku morenowym 

Wysoczyzny Siedleckiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 520: 83–92. 

KALEMBASA D., MAJCHROWSKA-SAFARYAN A. 2008. Zawartość wybranych pierwiastków 

w glebach na stoku morenowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 526: 179–184. 



KALEMBASA S., KALEMBASA D. 1992. The quick method for the determination of C:N ratio 

in mineral soils. Polish J. Soil Sci. 25(1): 41–46. 

Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych – PTG 2008. 2009. Rocz. Glebozn. 

60(2): 5–16. 

MELLER E., NIEDZWIEDZKI E., WOJCIESZCZUK T., MALINOWSKI R., SAMMEL A., 

OGRODOWCZYK M. 2005. Ocena stanu środowiska glebowego w strefie ochrony 

sanitarnej składowiska odpadów komunalnych w Stradzewie. Obieg pierwiastków 

w przyrodzie. Monografia 3, 98–102. 

ROSIK-DULEWSKA CZ. 2005. Podstawy gospodarki odpadami. PWN, Warszawa. 


jakości gleby oraz standardów jakości ziemi (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359). 

249


Artur Szwalec*, Paweł Mundała*, Dawid Bedla* 

Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach w sąsiedztwie 

składowisk odpadów komunalnych w Słopnicach 

Szlacheckich i Jaśle 

Content of Cd, Pb, Zn and Cu in soil of farmland in vicinity 

of municipal waste landfills in Słopnice Szlacheckie 

and Jasło 

Słowa kluczowe: składowiska odpadów, metale ciężkie, gleba, Jasło, Słopnice Szlacheckie. 

Key words: landfills, heavy metals, soil, Jasło, Słopnice Szalcheckie. 

The study was to assess the contents of Cd, Cu, Pb, Zn in the arable soil, which have been 

located in close neighborhood of municipal waste landfills in Słopnice Szlacheckie and Jasło. 

Samples were collected from topsoil (0–20 cm) and deeper layer (40–60cm). In total 32 samples 

were collected. Only two samples (one for copper, the second for zinc) from Słopnice Szlacheckie 

didn’t fulfilled regulation of Polish Ministry of Environment. According the recommendation 

of Institute of Soli Science and Cultivation most of examined samples (95.3%) had natural 

or increased contents. There were three contamination marks stated only for zinc and copper. 

It was for zinc in Jasło (one sample, low contamination) and the second one for Słopnice (medium 

contamination). For copper it was also one sample and strong contamination. 


Składowiska odpadów stanowią najbardziej rozbudowane ogniwo w zakresie gospodarki 

odpadami komunalnymi w naszym kraju. Ponad 90% tych odpadów jest deponowane 

na tego rodzaju obiektach [Rocznik Ochrony Środowiska… 2010]. Większość składowisk 

zlokalizowana jest w nieczynnych wyrobiskach surowców mineralnych lub na nieużytkach 

rolnych. Nieprawidłowo zlokalizowane i eksploatowane składowisko oddziałuje niekorzyst- 

* Dr inż. Artur Szwalec, dr inż. Paweł Mundała, mgr inż. Dawid Bedla – Katedra Ekologii, 

Klimatologii i Ochrony Powietrza, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. Mickiewicza 24/28; 

tel.: 12 662 41 11, e-mail: rmszwale@cyf-kr.edu.pl 

250

Zawartość Cd, Pb, Zn i Cu w glebach w sąsiedztwie składowisk odpadów komunalnych... 

nie na wszystkie elementy środowiska, w tym na powietrze, glebę oraz wody powierzchniowe 

i podziemne [Szymańska-Pulikowska 2002, Szyc 2003, Rosik-Dulewska i in. 2007]. 

Problem ten dotyczy przede wszystkim obiektów budowanych w latach 70-tych i 80-tych 

ubiegłego wieku, które z punktu widzenia aktualnie obowiązujących wytycznych dotyczących 

eksploatacji składowisk [Rozporządzenie… 2003] należałoby uznać za obiekty nielegalne, 

tzw. „dzikie”. Budowane ostatnio (początek XXI wieku) składowiska od strony inżynierskiej 

są w pełni wyposażone w instalacje minimalizujące ich negatywny wpływ na 

środowisko przyrodnicze. Właściwa izolacja dna lub drenaż zapobiegają migracji odcieków 

do gleby i wód gruntowych, a ujęcie biogazu zabezpiecza przed emisją metanu. Prowadzone 

badania monitoringowe tych obiektów na ogół potwierdzają skuteczność działania 

wymienionych zabezpieczeń. Problemem są jednak emisje odorowe, związane z fermentowaniem 

frakcji organicznej zawartej w odpadach. Niestety nigdzie w Polsce nie prowadzi 

się selektywnej zbiórki odpadów kuchennych [Roczni Ochrony Środowiska… 2010], a pracujące 

kompostownie i zakłady metanizacji przetwarzają najczęściej odpady z pielęgnacji 

zieleni miejskiej, ewentualnie z placów targowych oraz przemysłu rolno-spożywczego. 

W monitoringu wysypisk, których starsze części (kwatery) funkcjonowały bez właściwych 

zabezpieczeń, są notowane najczęściej przekroczenia wartości dopuszczalnych substancji 

szkodliwych dla otoczenia, w tym kadmu (Cd), ołowiu (Pb), cynku (Zn) i miedzi (Cu) 

[Rozporządzenie… 2002], w odniesieniu do jakości wód powierzchniowych i podziemnych. 


Badania przeprowadzono na gruntach rolnych położonych w bezpośrednim sąsiedztwie 

składowisk odpadów komunalnych w Słopnicach Szlacheckich (powiat limanowski, 

woj. małopolskie) i w Jaśle (powiat Jasielski, woj. podkarpackie). Obydwa składowiska powstały 

na pierwotnych terenach rolnych, bez niezbędnych zabezpieczeń technicznych. 

Słopnice Szlacheckie są sołectwem malowniczo położonym w kotlinie górskiej, w centralnej 

części Beskidu Wyspowego, między Łopieniem (951m n.p.m.), Zęzowem (705 m n.p.m.) 

i Górą Paproć (645m n.p.m.). Miejscowość leży na wysokości 427 m n.p.m., w odległości 

12 km od Limanowej. Składowisko odpadów komunalnych w Słopnicach Szlacheckich zostało 

uruchomione w 1980 r. Zlokalizowane zostało bez odpowiedniego uszczelnienia dna, 

we wschodniej części wsi, z dala od rozproszonej zabudowy mieszkalnej, w miejscu naturalnego 

parowu, z którego uprzednio pozyskiwano glinę. 

Według szacunkowych obliczeń w okresie od 1980 do końca 1996 r. na omawianym 

składowisku zdeponowano około 180 000 m 3 odpadów. Powierzchnia zajmowanego terenu 

pod składowisko zamyka się w obszarze 1,51 ha [Plan Gospodarki… 2004]. Obecnie (lato 

2011) jest ono w stadium rekultywacji. 

Zrekultywowane wysypisko w Jaśle jest zlokalizowane we wschodniej części miasta, na 

terenie dawnej wsi Sobniów. Składowisko obejmuje obszar 6,84 ha. Od północy teren wy- 

251

Artur Szwalec, Paweł Mundała, Dawid Bedla 

sypiska ogranicza rzeka Jasiołka, a od strony południowej i częściowo południowo-zachodniej 

nasyp kolejowy linii Zagórz – Jasło, z odgałęzieniem do stacji towarowej w Hankówce. 

Na wschód od wysypiska, w odległości około 120 do 140 m, znajduje się linia zabudowy 

mieszkalnej Sobniowa. Opisywany obiekt od lat 60-tych do końca 1989 r. eksploatowany był 

w sposób nieuporządkowany i bez odpowiednich zabezpieczeń technicznych. Składowisko 

zamknięto w październiku 2007 r. Jednakże po powodzi w roku 2010, kiedy to miasto Jasło 

zostało zalane, w niekontrolowany sposób zdeponowano tam odpady popowodziowe. Na 

koniec roku 2006 szacowano, że na opisywanym składowisku zgromadzono 235 695 Mg 

odpadów [Przegląd… 2005, Plan Gospodarki… 2008]. 

Materiał do badań pobrano z gruntów użytkowanych rolniczo, położonych w sąsiedztwie 

opisywanych składowisk odpadów komunalnych. Punkty badawcze zlokalizowano w układzie 

pierścieniowym, w odległościach 50–100 m i 1000–1500 m, w kierunkach: północnym, 

południowym, wschodnim i zachodnim od wymienionych obiektów. Jako jeden punkt badawczy 

przyjmowano powierzchnię około 25 m 2 , losowo wybraną z całego pola uprawnego. 

Z każdego punktu badawczego w sposób losowy pobierano po pięć prób pierwotnych 

z powierzchniowej warstwy gleby (0–20 cm), które po zhomogenizowaniu tworzyły jednorodną 

próbę średnią o masie 500 g. Analogicznie postępowano w przypadku próby pobieranej 

z głębszej warstwy gleby (40–60 cm). Ogółem pobrano 32 próby gleby, po 16 wokół 

każdego składowiska. Zebrany materiał został przygotowany (suszenie, rozdrabnianie, przesiewanie) 

i zmineralizowany w mieszaninie stężonych kwasów HClO 4 

i HNO 3 

. W tak przygotowanym 

materiale oznaczono zawartości: Cd, Pb, Zn i Cu metodą Absorpcyjnej Spektrometrii 

Atomowej, przy wykorzystaniu spektrofotometru absorpcji atomowej Solaar M6 firmy 

Unicam. W pobranych próbach oznaczono również pH w KCl metodą potencjometryczną 

oraz zbadano skład granulometryczny metodą Cassagranda, w modyfikacji Pruszyńskiego. 


Badania monitoringowe prowadzone wokół opisywanych obiektów wskazywały na ich negatywny 

wpływ na stan wód powierzchniowych i podziemnych [Plan Gospodarki… 2004, 2008]. 

W próbach pobranych z piezometrów, a także ze studni drenażowych oraz cieków powierzchniowych 

(dwa potoki bez nazwy i rzeka Jasiołka), w ramach monitoringu składowiska w Jaśle, 

zarejestrowano zwiększone zawartości: ołowiu (Pb), miedzi (Cu), kadmu (Cd) oraz rtęci (Hg). 

Odnotowano również zwiększone zawartości węgla organicznego [Chomiak i in. 2007]. 

Przeprowadzone badania miały na celu rozpoznanie i ocenę zagrożenia zanieczyszczeniem 

Cd, Pb, Zn i Cu w niebadanych wcześniej glebach uprawnych położonych w bezpośrednim 

sąsiedztwie składowisk. Uzyskane wyniki badań odniesiono do wartości dopuszczalnych 

stężeń oznaczonych metali zamieszczonych w rozporządzeniu Ministra 

Środowiska [Rozporządzenie… 2002] oraz zaleceń IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993]. Oceny 

wybranych wyników zestawiono w tabeli 1. 

252


Tabela 1. Wyniki oceny zawartości Cd, Pb, Zn i Cu w powierzchniowej warstwie gleby według 

zaleceń IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993] oraz rozporządzenia Ministra Środowiska 

w sprawie standardów jakości gleb i ziemi [Rozporządzenie… 2002] – w sąsiedztwie 

składowisk w Słopnicach Szlacheckich (próby 1–8) oraz w Jaśle (próby 9–16) 

Table 1. Results of estimation of Cd, Pb, Zn and Cu content in topsoil according to ISSPC [Kabata-Pendias 

et al. 1993] and Polish Ministry of Environment [Regulation… 2002] in 

vicinity of municipal wastes landfills in Słopnice Szlacheckie (1–8) and Jasło (9–18) 

Nr Odległość 

Kierunek Stopień wg IUNG Zawartość podwyższona/zanieczyszczenie 

dopuszczalnych wg RMŚ 

Przekroczenie wartości 

próby w km 

Cd Pb Zn Cu 

1 0,05 S I I III IV Cd, Pb, Zn, Cu Zn, Cu 

2 0,1 S I 0 I I Cd, Zn, Cu – 

3 0,05 E I 0 I 0 Cd, Zn – 

4 0,1 E I 0 I 0 Zn – 

5 0,05 N 0 0 I 0 Zn – 

6 0,1 N I 0 I 0 Cd, Zn – 

7 0,05 W 0 0 I I Zn, Cu – 

8 0,1 W I 0 I 0 Zn – 

9 0,1 S 0 0 I 0 Zn – 

10 1,3 S I 0 I 0 Cd, Zn – 

11 0,1 W 0 0 I 0 Zn – 

12 1,2 W 0 0 0 0 – – 

13 0,08 N 0 0 0 0 – – 

14 1,1 N 0 0 0 0 – – 

15 0,06 E I 0 II I Cd, Zn, Cu – 

16 1,5 E 0 0 I 0 Zn – 

Objaśnienia: – nie stwierdzono. 

Ważną właściwością fizykochemiczną badanych gleb, mającą istotny wpływ na mobilność 

oznaczonych metali jest odczyn [Gorlach, Gambuś 1991, 1996]. O ile w glebach z Jasła 

jest on stosunkowo poprawny – są to gleby lekko kwaśne (pH w KCl: 5,7–6,4, gr. c–g ), 

o tyle w glebach ze Słopnic Szlacheckich stwierdzono wyrażane ich zakwaszenie (pH w KCl 

4,1–5,3, gr b–g). Pomierzone wartości pH są wyjątkiem w powiecie Jasielskim bowiem 61– 

80% gleb to gleby kwaśne i bardzo kwaśne [Stan… 2004]. Problem zakwaszenia dotyczy 

większości gleb Polski [Siuta 1995] i jest to tendencja niezmienna od wielu lat GUS [2010]. 

Pierwiastkiem najczęściej przekraczającym dopuszczalne normy jest cynk. Występuje 

przeważnie w zwiększonej zawartości (tab. 1) (2–8 Słopnice, 9–11 i 16 Jasło). Miejscami 

odnotowano słabe (15 – Jasło) lub średnie (1 – Słopnice) zanieczyszczenie tym pierwiastkiem. 

Należy zwrócić uwagę, że ta duża zawartość Zn (916,5 mg∙kg -1 ), kilkukrotnie 

przekracza zawartości występujące w pozostałych próbach z tej lokalizacji (73,8–126,6 

mg∙kg -1 ). Jest to widoczne również w odniesieniu do pozostałych pierwiastków, a szczególnie 

miedzi, której zawartość w tym punkcie osiąga poziom odpowiadający silnemu zanieczyszczeniu 

(258,3 mg∙kg -1 ). 

253


Kilkukrotnie mniejsze zawartości wszystkich analizowanych pierwiastków występujące 

w głębszej warstwie profilu glebowego świadczą o antropogenicznym źródle wzbogacenia 

gleby w tym miejscu. Szczególnie duże zawartości cynku i miedzi mogą np. wskazywać 

na miejscowe zanieczyszczenie gleby preparatami ochrony roślin zawierającymi 

związki tych pierwiastków, stosowanymi w opisywanym rejonie (np. wylanie resztek cieczy 

użytkowej). Zagęszczenie siatki poboru prób wokół tego punktu mogłoby pomóc w wyjaśnieniu 

tego stanu. Wzbogacenie wierzchniej warstwy gleb w badane metale obserwowane 

jest również we wszystkich pozostałych punktach badawczych zarówno w Słopnicach 

Szlacheckich, jak i w Jaśle, przy czym różnice te nie są tak wyraźne jak w omówionym 

wcześniej punkcie. 

Rozpatrując wykresy zawartości średnich oraz odchyleń standardowych badanych 

pierwiastków z poszczególnych prób, zaobserwowano pewne zależności (rys. 1 i 2–X, Y 

i Z). Największe zróżnicowanie pod względem zawartości w glebie charakteryzowało Zn 

niezależnie od głębokości, czy miejsca poboru (Słopnice Szlacheckie, Jasło). Również 

zawartość Cu odznaczał nieco większy rozrzut wokół wartości średniej. Najmniej zróżnicowana 

we wszystkich badanych próbach była zawartość Cd. Rozpatrując zróżnicowanie 

zawartości badanych metali zależnie od głębokości zaobserwowano, że w warstwach powierzchniowych 

(0–20cm) odchylenia od średniej są większe niż w warstwach głębszych 

(60–80cm). Tendencje te odnoszą się do prób pobranych zarówno w sąsiedztwie składowiska 

Słopnice, jak i Jasło. Wspomniana zależność dotyczy wszystkich badanych metali, 

za wyjątkiem kadmu. 

1.A 1.B 2.A 2.B 

Rys.1. Porównanie średnich zawartości kadmu w glebach z Słopnicy Szlacheckiej (1) i Jasła (2) 

w warstwach 0–20 cm (A) oraz 60–80 cm (B) 

Fig. 1. Comparison of cadmium mean contents in soil of Słopnice (1) and Jasło (2) in topsoil 

0–20 cm (A) and deeper layer 60–80 cm (B) 

254


X 

1.A 1.B 2.A 2.B 

Y 

1.A 1.B 2.A 2.B 

Z 

1.A 1.B 2.A 2.B 

Rys. 2. Porównanie średnich zawartości Pb (X), Zn (Y) i Cu (Zn) w glebach z Słopnic Szlacheckich 

(1) i Jasła (2) w warstwach 0–20 cm (A) oraz 60–80 cm (B) 

Fig. 2. Comparison of Pb (X), Zn (Y) and Cu (Zn) mean contents in soil of Słopnice (1) and Jasło 

(2) in topsoil 0–20 cm (A) and deeper layer 60–80 cm (B) 

255


W prowadzonym monitoringu składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem w latach 

2002 – 2007r. Bojarska i Brzowski [2009] nie stwierdzili kontaminacji gleb: As, Cd, Pb, 

Zn, Cu, Cr i Hg w sąsiedztwie tego obiektu. Autorzy zwrócili również uwagę, że oznaczone 

stężenia wymienionych pierwiastków nie przekraczały wartości dopuszczalnych zamieszczonych 

w przywołanym wcześniej rozporządzeniu Ministra Środowiska [Rozporządzenie… 

2002]. 

W odniesieniu do składowisk w Słopnicach Szlacheckich i Jaśle trudno jest na podstawie 

przeprowadzonych badań jednoznacznie wskazać na ich bezpośredni wpływ na 

zwiększenie zawartości badanych pierwiastków w glebach. Tym bardziej, że rejon Jasła 

poddany jest presji emisji zanieczyszczeń przemysłowych od dziesięcioleci (liczne zakłady 

przemysłowe). W Słopnicach Szlacheckich, które są gminą typowo rolniczą, nie występuje 

tak wyeksponowana presja przemysłowa, niemniej jednak brak wyników badań 

z okresu przed założeniem składowiska (podobnie zresztą, jak i w Jaśle) nie pozwala na 

porównanie i wskazanie ewentualnego trendu zmian. Na tym etapie badań można przyjąć, 

że podobnie jak składowisko w Zakopanem [Bojarska, Brzowski 2009] również składowiska 

w Słopnicach Szlacheckich i Jaśle nie wpływają na zwiekszenie zawartości analizowanych 

metali w badanych profilach glebowych. Należy jednak zauważyć, że przeprowadzone 

badania wykazały zwiekszone zawartości omawianych pierwiastków występujące 

w warstwie wierzchniej badanych gleb, wskazujące na antropogeniczne źródła ich pochodzenia. 

Dotyczy to szczególnie punktu badawczego nr 1, położonego w sąsiedztwie składowiska 

w Słopnicach Szlacheckich (tab 1), gdzie stężenia Zn i Cu przekraczają wartości 

dopuszczalne zamieszczone w cytowanym rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002]. 

4. WNIOSKI 

1. Zdecydowaną większość przebadanych prób (95,3%) charakteryzowały zwiekszone 

i naturalne zawartości Cd, Pb, Zn i Cu. W różnym stopniu zanieczyszczonych cynkiem 

i miedzią według metody IUNG było 4,7% wszystkich prób. Odpowiednio w Słopnicy 

Szlacheckiej była to jedna próba, średnio zanieczyszczona cynkiem i silne miedzią, 

a w Jaśle także jedna próba – słabo zanieczyszczona cynkiem. 

2. W Jaśle dominowała zawartość naturalna wszystkich metali w 75 procentach badanych 

prób, w Słopnicach Szlacheckich zaś dominowała zawartość podwyższona 50 procentach 

prób. 

3. Według oceny Ministra Środowiska jedynie zawartości miedzi i cynku w jednej próbie 

ze Słopnic Szlacheckich przekroczyły wartości graniczne. 

4. Pierwiastkiem, którego zawartość w badanych glebach najczęściej przekraczała poziom 

naturalny, był cynk następnie kadm, miedź i ołów. 

5. Odczyn gleb w Jaśle był znacznie korzystniejszy z punktu widzenia deaktywacji metali 

(pH w KCl: 5,7–6,4) niż w Słopnicy (pH w KCl: 4,1–5,3). 

256



Bojarska K., Brzowski K. 2009. Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów 

komunalnych w Zakopanem. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 40 

IOŚ, Warszawa: 632–6742. 

Chomiak I., Pastuszka M., Urbanowicz G. 2007. Monitoring składowiska odpadów 

komunalnych w Jaśle–Sobniowie, przy ul. Żniwnej. Zakład Inżynierii Środowiska „Ekoprojekt”. 

Gorlach E., Gambuś F. 1991. Desorpcja i fitotoksyczność metali ciężkich zależnie od 

właściwości gleby. Roczniki Gleboznawcze T.XLII, Nr 3/4. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze. 

Warszawa: 207–214. 

Gorlach E., Gambuś F. 1996. Badania nad możliwością ograniczenia pobierania kadmu 

przez rośliny z gleb zanieczyszczonych tym metalem. Roczniki Gleboznawcze 

T.XLVII, Nr 3/4, Warszawa: 31–39. 

http://www.powiat.jaslo.pl/bip/atach/4/801/1837 /uchwala_ XXXIV_231.pdf 

Kabata–Pendias A., Piotrowska M., Witek T. 1993. Ocena jakości i możliwości 

rolniczego użytkowania gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Ramowe wytyczne 

dla rolnictwa. IUNG, Puławy: 5–14. 

Plan gospodarki odpadami dla miasta Limanowa (PGO) 2004. P. U. „Południe II” Sp. z o.o. 

Zakład Pracy Chronionej Biuro Inżynierii Środowiska i Rozwoju Technologii, Kraków. 

Plan gospodarki odpadami dla powiatu jasielskiego na lata 2004–2015. 2004. Jasło. 

http://www.powiat.jaslo.pl/bip/atach/4/108/200/plan%20gospodarki%20odpadami.pdf. 

Plan gospodarki odpadami dla powiatu jasielskiego na lata 2008–2011 z uwzględnieniem 

lat 2012–2019. Uzupełnienie. 2008. 

Przegląd ekologiczny wysypiska odpadów komunalnych w Jaśle ul. Żniwna. 2005. 

SIGMA. 

Rosik-Dulewska Cz., Karwaczyńska U., Ciesielczyk T. 2007. Migracja WWA 

z nieuszczelnionego składowiska odpadów do wód podziemnych. Rocznik ochrony 

środowiska (Tom 9): 335–342. 

Rocznik Ochrony Środowiska. 2010. GUS. Warszawa. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 marca 2003 roku w sprawie szczegółowych 

wymagań dotyczących lokalizacji, budowy, eksploatacji i zamknięcia, 

jakim powinny odpowiadać poszczególne typy składowisk odpadów (Dz.U. Nr 

61, poz. 549, z póź, zm.). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 grudnia 2002 roku w sprawie zakresu, 

czasu, sposobu oraz warunków prowadzenia monitoringu składowisk odpadów 

(Dz.U. Nr. 220, poz. 1858, z póź. zm.). 

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

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

257


Siuta J. 1995. Gleba – diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ, Warszawa. 

Stan środowiska w województwie podkarpackim w 2003 roku. 2004. BMŚ. Rzeszów: 

213–231. 

Szyc J. 2003. Odcieki ze składowisk odpadów komunalnych. IOŚ, Warszawa. 

Szymańska-Pulikowska A. 2002. Wpływ lokalizacji wysypiska odpadów na skład 

wód podziemnych. W: Mat VIII konf. naukowo-techn. Gospodarka odpadami komunalnymi 

Koszalin Kołobrzeg: 123–134. 

258


Judita Bystrická*, Alena Vollmannová*, Janette Musilová*, 

Dana Urminská** 

THE RELATIONSHIP OF HEAVY METALS (Cd, Pb) CONTENT IN SOIL 

TO THEIR CONTENT IN AMARANTH SEEDS 

ZALEŻNOŚĆ POMIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ METALI CIĘŻKICH 

(Cd, Pb) W GLEBIE I ZAWARTOŚCIĄ TYCH METALI W NASIONACH 

SZARŁATU 

Key words: lead, cadmium, amaranth. 

Słowa kluczowe: ołów, kadm, szarłat. 

Zanieczyszczenie metalami ciężkimi powoduje ekologiczne ryzyko. Zwiększona zawartość metali 

ciężkich w glebie może przejawiać się kumulacją tych metali w roślinach. W prezentowanej 

pracy przedstawiono wpływ wybranych metali ciężkich (kadmu – Cd i ołowiu – Pb) dodanych 

do gleby na szybkość ich kumulacji w nasionach szarłatu. W każdym z badanych wariantów 

maksymalna wartość dopuszczalna według Kodeksu Żywnościowego dotycząca kadmu 

(0,1 mg·kg -1 ) i ołowiu (0,2 mg·kg -1 ) została przekroczona. Zasilanie gleby dawkami kadmu 

i ołowiu skutkowało ich obecnością w nasionach szarłatu, co zostało potwierdzone wysokim 

współczynnikiem korelacji (R=0,954; P=1,1∙10 -8 ). Największą zawartość kadmu stwierdzono 

w wariancie D1 (największą z zastosowanych dawek kadmu) – wynoszącą 3,27 mg·kg -1 . 

Podobne obserwacje zanotowano w odniesieniu do ołowiu. Dodanie ołowiu do gleby 

spowodowało przekroczenie maksymalnej wartości dopuszczalnej w nasionach szarłatu. 

Największą zawartość ołowiu zmierzono w wariancie D2 (największa z zastosowanych 

dawek ołowiu) – wynoszącą 1,28 mg·kg -1 . Uzyskane wyniki zostały potwierdzone statystycznie 

(P = 8,859∙10 -6 ). 

* Doc. Ing. Judita Bystrická, PhD., prof. RN Dr. Alena Vollmannová, PhD.; Doc. Ing. Janette 

Musilová, PhD. – Dep. of Chemistry, Faculty of Biotechnology and Food Sciences, Slovak 

University of Agriculture in Nitra, Tr. A. Hlinku 2, 949 76 Nitra, Slovak Republic; 

tel.: 0042 1376414606; e-mail: judita.bystricka@centrum.sk 

** Doc. RNDr. Dana Urminská, CSc. – Dep. of Biochemistry and Biotechnology, Faculty of 

Biotechnology and Food Sciences, Slovak University of Agriculture in Nitra, Tr. A. Hlinku 2, 

949 76 Nitra, Slovak Republic. 

259

Judita Bystrická et al. 


Amaranth (Amaranthus hypochondriacus L.) as a pseudocereal is very suitable crops 

for human nutrition known as alternative crop. Its origin is in South America, and ranks 

among the oldest culture crops. At present time amaranth is dealt with in many countries. 

In the shops of USA, Argentina and Poland you can buy biscuits, pasta, crisp bread, paste, 

sauce made from amaranth or with the use of its additives [Ofitserov 2001]. Amaranth, as 

proved, has been very attractive biomass source because of its high yield under marginal 

conditions [Viglasky et al. 2009]. 

In some countries amaranth is widely used as food. Young amaranth leaves are rich in 

protein, carotene, micro- and macroelements (the content of the latter allows to call Amaranth 

a champion), vitamins (A, C, Е, riboflavin, folic acid, rutin). Amaranth leaves are able 

to remove radionuclides and heavy metals from organism [Ofitserov 2001]. High nutrition 

value of amaranth grain is the reason for increasing interest in this plant to use it as alternative 

crop [Pospíšil et al. 2006]. Young amaranth leaves are rich in protein content [Kadoshnikov 

et al. 2005]. Amaranth is a good source of lysine and methionine [Resio et al. 2006; 

Avanza et al. 2005]. 

Heavy metals such as Pb and Cd rank among substantial environmental pollutants that 

are very phytotoxic in environment. Higher amount of heavy metals in soil could be manifested 

by increased accumulation in plants. Ecological risks from accumulation of heavy 

metals in soil are reflected on soil ability to provide hygienic safe foodstuffs. 

Heavy metals affect plants as stress factors. They induce changes or even species extinction. 

Heavy metals such as Pb and Cd can cause excessive production of reactive oxygen 

species, which can lead to oxidative stress [Prasad 2004] and to damage biomolecules. 

The effect of heavy metals on plants resulted in growth inhibition, structure damage, a decline 

of physiological and biochemical activities, as well as function of plants [Hamid et al. 

2010]. There are some plants which are able to grow on such soils where the concentration 

of heavy metals is high [Sharma et al. 1999]. 

The objectives of our work were to evaluate the influence of selected heavy metals (Pb 

and Cd) on amaranth grain that were intently applied into soil and afterwards to evaluate 

their accumulation in amaranth grain. 

2. MATERIAL AND METHODS 

The tested crop was amaranth (Amaranthus hypochondriacus L.) variety 1008. In the 

model conditions of vegetation pot experiments the rate of some heavy metals accumulation 

in amaranth seeds depending on the extent of soil contamination by specific elements 

that were applied to the soil in the form of solutions of their soluble salts was observed. 

Heavy metals were added as follow: 

260

The relationship of heavy metals (Cd, Pb) content in soil to their content in amaranth seeds 

1) Cd in the form CdCl 2 

.2.5H 2 

O: 

●● 

●● 

●● 

●● 

variant A 1 

: NPK + 0 mg Cd·kg -1 of soil, 

variant B 1 

: NPK + 4.6 mg Cd·kg -1 of soil, 

variant C 1 


variant D 1 


2) Pb in the form Pb(NO 3 

) 2 

: 

●● 

●● 

●● 

●● 

variant A 2 

: NPK + 0 mg Pb·kg -1 of soil, 

variant B 2 


variant C 2 


variant D 2 

: NPK + 1092 mg Pb·kg -1 of soil. 

Six kilograms of soil was weighted into plastic bowl-shaped pots with average of 20 cm 

and height of 25 cm with foraminated bottom. Basic nutrients were added in the form of NPK 

fertilizer. The experiment was based on four replications. 

Table 1. Agrochemical characteristics of soil substrate in mg·kg -1 

Tabela 1. Charakterystyka agrochemiczna gleby w mg·kg -1 

Agrochemical 

characteristics 

Nutrients 

Humus, 

pH 

H 2 

O pH KCl C , % ox 

% 

– 

5.98 4.36 1.53 2.63 – 

N K Ca Mg P – 

2975.0 212.5 1459.5 265.0 19.86 – 

Heavy metals Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni 

Aqua regia 52.4 45.8 621.2 25 500 31.8 0.9 22.2 15.0 31.6 

Limit value 100.0 60.0 – – 70.0 0.4 70.0 15.0 40.0 

HNO 3 

(c = 2 mol·dm -3 ) 5.34 9.12 141 894 1.92 0.22 8.88 1.84 6.38 

Reference value A 1 

40.0 20.0 – – 10.0 0.3 30 – 10.0 

NH 4 

NO 3 

(c = 1 mol·dm -3 ) 

0.24 0.06 12.08 0.15 0.075 0.027 0.22 0.17 0.46 

Critical value 2.0 1.0 – – – 0.1 0.1 – 1.5 

Note: * Limit value for Aqua raegia – law no. 220/2004 Z. z. 

** Critical value for NH 4 

NO 3 

(c = 1 mol·dm -3 ) – law no. 220/2004 Z. z. 

*** Reference value A 1 

(c = 2 mol·dm -3 ) – Act of MP SR 531/1994-540. 

– not applicable. 

Determination of heavy metals content 

Content of risky elements was assessed after mineralization by dry way method of AAS 

atomic absorption spectrophotometry on apparatus Varian AA 240 FS. 

Determination of risk heavy metals content in pseudocereals grains 

The plants were harvested when fully ripe. Samples were homogenized and subsequently 

mineralized by wet way. The contents of risk elements in grain were determined by 

AAS method (AAS Varian DUO 240FS/240Z). 

261


3. RESULTS AND DISCUSSION 

The bioaccumulation of heavy metals over large territories and long time periods may 

result in the gradual damage of living organisms, which necessitates careful monitoring of 

the input, mobility and effects of these pollutants [Ramamurthy and Kannan 2009]. Plants 

are good environmental quality indicators and respond directly to air, soil and water quality 

[Kabata-Pendias 2000]. Heavy metals through food chain get into plants, animals and then 

also into human body. Their threat lies not only in their acute intoxication, that is scarce, 

but these substances also tend to accumulate and organism is gradually changed by their 

effects. They cause apparently not noticeable disorders, but these can result in metabolic 

disorders [Vollmannová et al. 2006]. While agricultural production is the main source of 

foodstuffs, it is important to evaluate negative effects of risky elements on quality of agricultural 

products. 

Ability to accumulate selected risky elements by amaranth grain in relation to the content 

of risky substances in soil under model conditions was verified in this work. 

The results are presented in the table 2. Graded addition of cadmium into the soil resulted 

in its higher content in grains. 

Table 2. Contents of heavy metals in amaranth seeds after Cd application into the soil 

Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w nasionach szarłatu po zasileniu gleby kadmem 

Variant 

Heavy metals, mg·kg -1 

Fe Mn Zn Cu Co Ni Cr Pb Cd 

A 1 

88.030 191.985 39.155 11.048 1.150 1.938 0.375 0.725 0.301 

B 1 

99.963 216.443 39.865 11.313 1.600 2.150 0.450 0.650 0.871 

C 1 

96.318 218.828 42.250 13.273 1.575 1.713 0.463 0.513 3.093 

D 1 

92.748 190.915 39.710 13.493 1.163 1.788 0.375 0.525 3.268 

The maximum tolerable amount stated by Food Codex SR for cadmium (0.1 mg·kg -1 ) 

was exceeded in each variant. The highest content of cadmium was measured in variant 

D1, where the value was 3.27 mg·kg -1 when compared to control value (0.30 mg·kg -1 ). 

The strong correlation (R = 0.954; P-value = 1.110 -8 ) was between the applied amount 

of cadmium in soil and its content in the amaranth seeds. 

Possibility of amaranth cultivation on polluted soil and accumulation of heavy metals 

(Pb and Cd) were surveyed by Kóňa and Havettová [1998]. Plants have few mechanisms 

that manage uptake, accumulation and detoxification of heavy metals. Levels of Cd 2+ in 

plants are affected mainly by genetic factors of individual plant species [Clarke et al. 2002]. 

Lead is non-essential heavy metal that has no function in metabolism and is considered 

to be a toxic element. It can replace essential elements from enzymes and thus evoke lack 

of essential elements in plants [Prasad 2004]. 

262

The strong correlation (R = 0.954; P-value = 1.110 -8 ) was between the 

cadmium in soil and its content in the amaranth seeds. 


content of Cd 

in seed, mg.kg -1 

4.5 

4 

3.5 

3 

2.5 

2 

1.5 

1 

0.5 

0 

y = 0.2671x + 0.1416 

R 2 = 0.9093 

0 2 4 6 8 10 12 14 16 

content of Cd applied to the soil, mg·kg -1 

Fig. 1. Relation between Fig. 1. cadmium Relation content between in the cadmium amaranth content seeds and in the cadmium amaranth content seeds in the and soil cadmium conten 

Rys. 1. Zależność pomiędzy Rys. 1. Zależność zawartością pomiędzy kadmu w zawartością nasionach szarłatu kadmu i w glebie nasionach szarłatu i glebie 

Possibility of amaranth cultivation on polluted soil and accumulation o 

Similarly to cadmium the gradual addition of lead to the soil caused exceeding of maximum 

tolerable amount for lead stated by Food Codex – 0.2 mg·kg -1 (tab. 3). 

and Cd) were surveyed by Kóňa and Havettová [1998]. Plants have few m 

Table 3. Content of heavy metals in amaranth seeds after Pb application into the soil 

manage uptake, accumulation and detoxification of heavy metals. Levels 

Tabela 3. Zawartość metali ciężkich w nasionach szarłatu po zasileniu gleby ołowiem 

affected mainly by Heavy genetic metal, factors mg·kg of individual plant species [Clarke et a 

-1 

Variant 

Fe Mn Zn Cu Co Ni Cr Pb Cd 

A 2 

124.50 50.53 45.62 8.03 1.30 0.58 0.80 0.74 0.11 

Lead is non-essential heavy metal that has no function in metabolism a 

be a toxic element. It can replace essential elements from enzymes and th 

B 2 

112.95 45.32 45.95 10.53 1.25 0.90 0.80 1.27 0.13 

C 2 

117.18 46.12 47.18 9.65 1.30 0.79 0.81 1.02 0.12 

essential elements in plants [Prasad 2004]. 

Similarly to cadmium the gradual addition of lead to the soil caused ex 

maximum tolerable amount for lead stated by Food Codex – 0.2 mg·kg -1 

D 2 

106.90 52.46 49.34 9.88 1.70 1.00 1.15 1.28 0.13 

The statistically significant positive correlation was noted between content of Pb applied 

to the soil and the content of Pb in amaranth seeds (P-value = 8.859·10 -6 ). 

Table 1.33. 

1.1 

Tabela 0.9 3. 

content of Pb 

in seed, mg.kg -1 

1.7 

1.5 

0.7 

0.5 

Content of heavy metals in amaranth seeds after Pb applicatio 

Zawartość metali ciężkich w nasionach szarłatu po zasileniu gl 

y = 0.0005x + 0.7801 

R 2 = 0.7666 

0 200 400 600 800 1000 1200 

Heavy metal (mg·kg -1 content of Pb applied to the soil, mg·kg 

) 

Variant 

-1 

Fe Mn Zn Cu Co Ni Cr 

Fig. 2. Relation between Fig. 2. lead Relation content between in the amaranth lead content seeds in the and amaranth lead content seeds in the and soil lead content in the soil 

Rys. 2. Zależność pomiędzy Rys. 

A 

2. 2 

Zależność zawartością 124.50 

pomiędzy ołowiu 50.53 w zawartością nasionach 45.62 szarłatu ołowiu w i 8.03 glebie nasionach 

1.30 

szarłatu 

0.58 

i glebie 

0.80 

As B 2 

it could 112.95 be seen from 45.32 Tables 45.95 2 and 310.53 intentional 1.25 application 0.90 of 0.80 gradu 

As it could be seen from Tables 2 and 3 intentional application of gradual doses of lead 

and cadmium into C 2 117.18 46.12 47.18 9.65 1.30 0.79 0.81 

cadmium soil had affected into soil also had contents affected of other also elements. contents Interactions of other elements. between Interactio 

toxic metals and basic Dessential 2 106.90 elements are 52.46 very important 49.34 for mineral 9.88 balance 1.70 [López- 1.00 1.15 

metals and basic essential elements are very important for mineral balance 

al. 2004]. Generally, there is a positive correlation between 263 soil metal con 

metal concentration The statistically [Kabata-Pendias significant positive and correlation Pendias 1995]. was noted between con 

-6


Alonso et al. 2004]. Generally, there is a positive correlation between soil metal content and 

plant tissue metal concentration [Kabata-Pendias and Pendias 1995]. 

4. CONCLUSION 

An important concern for human health is the uptake of contaminants by plants from 

soil and their consumption by humans. Many factors affect the accumulation of heavy metals 

in the plant tissues. By verifying the ability of some pseudocereals, where also amaranth 

belongs, we observed that amaranth is a good accumulator of heavy metals. It was 

confirmed statistically significant positive correlation between content of monitored heavy 

metals in soil and also in amaranth grain. It could be evaluated positively from the environmental 

point of view, while amaranth forms great phytomass and it could be used for phytoremediation 

purposes in soils loaded by high contents of heavy metals. 

Heavy metals such as Pb and Cd may enter the food chain as a result of their uptake 

by edible plants, thus, the determination of heavy metals in environmental samples is very 

important. 

Acknowledgement. This contribution is the result of the project implementation: Centre 

of excellence for white-green biotechnology, ITMS 26220120054, supported by 

the Research & Development Operational Programme funded by the ERDF. 

REFERENCES 

Avanza M.V., Puppo M.C., Añón M.C. 2005. Rheological characterization of amaranth 

protein gels. Food Hydrocolloids; vol. 19: 889–898. 

Clarke J.M., Norvell W.A., Clarke F.L., Buckley W.T. 2002. Concentration of cadmium 

and other elements in the grain of near-isogenic durum lines. Can. J. Plant. Sci.; 

vol. 82: 27–33. 

Hamid N., Bukhari N., Jawaid F. 2010. Physiological responses of Phaseolus vulgaris 

to different lead concentrations. Pak. J. Bot.; vol. 42: 239–246. 

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1995. Trace elemnets in soils and plants, 2 nd Edition, 

CRC Press: Boca Raton, USA. 

KABATA-PENDIAS A. 2000. Trace Elements in Soils and Plants, Third Edition, CRC Press: 

New York. 

Kadoshnikov S.I., Kadoshnikova I.G., Martirosyan D.M. 2005. Investigation of 

Fractional Composition of the Protein in Amaranth, Non-Traditional Natural Resources, 

Innovation Technologies and Products, Russian Academy of Natural Sciences, Moscow; 

vol. 12: 81–104. 

KÓŇA J., HAVETTOVÁ A. 1998. The accumulation of heavy metals by amaranthus and 

264


possibilities of their reduction. Fifth congress of European Society of Agronomy; vol. 1: 

283–284. 

López A.M., Prieto M.F., Miranda M., Castillo C., Hernández J., Luis B.J. 2004. 

Interactions between toxic (As, Cd, Hg and Pb) and nutritional essential (Ca, Co, Cr, 

Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Se, Zn ) elements in the tisues of cattle. 2004. Biometals; vol. 17: 

389–397. 

Ofitserov E.N. 2001. Amaranth : Perspective raw material for food – processing and 

pharmaceutical industry. Chemistry and Computational Simulation. Butlerov Communications; 

vol. 2: 1–4. 

Pospíšil A., Pospišil M., Varga B., Svečnjak Z. 2006. Grain yield and protein concentration 

of two amaranth species (Amaranthus spp.) as influenced by the nitrogen fertilization. 

Europ. J. Agronomy; vol. 25: 250–253. 

Prasad M.N.V. 2004. Heavy metals stress in plants from biomolecules to ecosystems – to 

India. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. 

RAMAMERTHY N., KANNAN S. 2009. Sem-eds analysis of soil and plant (Calotropis Gigantea 

Linn) collected from an industrial village, cuddalore DT, tamil nadu, India. Romanian 

J. Biophys, vol. 19: 219–226. 

Resio A.C., Aguerre R.J., Constatino S. 2006. Hydration kinetics of amaranth grain. 

J. Food Eng.; vol. 72: 247–253. 

Sharma S., Schat H., Vooijs R. 1999. Combination toxicology of copper, zinc and cadmium 

in binary mixtures: concentration-dependent antagonistic, nonadditive and synergistic 

effects on root growth in Silene vulgaris. Environ. Toxicol. Chem.; vol. 18: 348–355. 

Viglasky J., Andrejcak I., Huska J., Suchomel J. 2009. Amaranth (Amaranthus L.) 

is a potential source of raw material for biofuels production. Agronomy Research: vol. 

7: 865–873. 

Vollmannová A., Timoracká M., Melicháčová S., Harangozo Ľ., Jomová K. 

2006. The relationship of heavy metal contents in soils to content of chemoprotective 

compounds in soya bean. In Zem v pasci? Analýza zložiek životného prostredia; vol. 

2: 744–748. 

265


Daniel Ochman*, Dorota Kawałko**, Jarosław Kaszubkiewicz**, 

Paweł Jezierski** 

ZAWARTOŚĆ ROZPUSZCZALNYCH KATIONÓW I ANIONÓW 

W WYCIĄGACH WODNYCH Z GLEB ZASALANYCH WODAMI 

POFLOTACYJNYMI INFILTRUJĄCYMI ZE SKŁADOWISKA 

„ŻELAZNY MOST” 

CONTENT OF SOLUBLE CATIONS AND ANIONS IN THE WATER 

EXTRACTS FROM THE SALINE SOILS SUPPLIED WITH FLOTATION 

WATER INFILTRATING FROM TAILINGS IMPOUNDMENT 

„ŻELAZNY MOST” 

Słowa kluczowe: roztwór glebowy, gleby zasolone, składowisko osadów poflotacyjnych, 

górnictwo miedzi. 

Key words: soil solution, salinity soils, tailings impoundment, copper mining. 

Highly-mineralized flotation water infiltrating from the tailings impoundment “Żelazny Most” 

change significantly the composition and concentration of soil solution. In order to determine 

the content of the most common cations and anions which are not bound exchangeable 

with absorbing complex, water soil extracts in ratio water/soil 5:1 were prepared according 

to procedure proposed by Richards. The studies were conducted on 101 soil samples 

collected from 23 soil profiles located in the area of the tailings impoundment. The results 

showed that increased salinity caused by infiltration of flotation water modifies significantly 

the quantitative and qualitative composition of soil solutions. The determined correlation 

coefficients and the dependence diagrams showed that SAR (sodium adsorption ratio) and 

ESR (exchangeable sodium ratio) are significantly correlated both with the content of Na + 

ions in soil solution and with the ocurrance of exchangable sodium in absorbing complex. 

* Dr inż. Daniel Ochman – Wydział Administracji, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa im. 

Witelona w Legnicy, ul. Sejmowa 5A, 59-220 Legnica; tel.: 76 723 22 02; 

e-mail: dochman@o2.pl 

** Dr inż. Dorota Kawałko, dr hab. inż. Jarosław Kaszubkiewicz, dr inż. Paweł Jezierski – 

Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, 

ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 27; e-mail: pawel.jezierski@up.wroc.pl 

266

Zawartość rozpuszczalnych kationów i anionów w wyciągach wodnych z gleb zasalanych... 

The values of SAR and ESR are strongly connected with the content of chloride ions in the 

soil solution. The increased values of SAR in some soil horizons indicate the higher risk of 

soil salinity in the area of tailings impoundment. 


Naturalnie niski poziom okruszcowania polskich rud miedzi powoduje, że w procesach 

wzbogacania około 94% masy wydobytej rudy oddziela się jako odpad [Szopka 

2003]. Przyjęta metoda uzyskiwania kruszcu w procesie flotacji wymaga składowania na 

mokro ogromnej masy materiału poflotacyjnego. Obecnie wszystkie odpady powstające 

podczas wzbogacania kierowane są na składowisko odpadów poflotacyjnych „Żelazny 

Most”. Jest to największy tego typu obiekt w Europie i jeden z największych na świecie 

[Chodak i in. 1997]. 

Zbiornik znajduje się w północno-zachodniej części województwa dolnośląskiego, na 

obszarze Niziny Środkowo-Polskiej, podprowincji Śląsko-Łużyckiej. Budowę składowiska 

rozpoczęto w 1974 r., a jego eksploatacja i równoczesna rozbudowa trwa od 1977 r. [Czaban 

i in. 2004]. Powierzchnia całkowita zbiornika wynosi 1394 ha (1670 ha wraz z obwałowaniem), 

a objętość składowanych odpadów to ponad 500 mln m 3 . Objętość całkowita składowiska 

do rzędnej 180 m wynosi 700 mln m 3 [www.kghm.pl]. 

Gromadzenie odpadów na składowiskach powoduje z jednej strony wyłączenie z użytkowania 

znacznych powierzchni terenu, z drugiej – przyczynia się do wielokierunkowych 

ujemnych zmian w środowisku [Krajewski i in. 1998]. Głównymi czynnikami ograniczającymi 

możliwe sposoby zagospodarowania obszarów w otoczeniu składowiska odpadów poflotacyjnych 

„Żelazny Most” są zjawiska zasalania gleb, związane z przedostawaniem się na 

przedpola słonych wód nadosadowych retencjonowanych w zbiorniku, oraz podwyższone 

zawartości metali ciężkich w glebach [Ochman 2005]. 

Wprowadzenie soli do gleby niekorzystnie modyfikuje jej właściwości fizyczne i fizykochemiczne 

głównie poprzez wyraźne zmiany składu roztworu glebowego, wzrost wysycenia 

kompleksu sorpcyjnego kationami oraz zachwianie równowagi jonowej. Typowy dla 

naszych warunków układ kationów zasadowych w glebie Ca 2+ > Mg 2+ > K + > Na + zostaje zakłócony 

poprzez zwiększenie udziału sodu. 

Aby określić wpływ zasolenia na gleby nie wystarcza określenie ogólnej zawartości soli, 

wyrażonej w mg∙kg -1 , głównie ze względu na różną pojemność wodną gleb w stanie pełnego 

nasycenia. Dlatego autorzy poruszający w swoich pracach problem zasolenia [Richards 

1954] stosują do określenia jego poziomu pomiar przewodnictwa elektrycznego właściwego 

w temperaturze 25°C (EC e 

) wyrażonego w μS∙cm -1 lub mS∙cm -1 . Pomiaru EC e 

dokonuje się 

w paście glebowej, zawiesinie lub przesączu glebowym [Chodak i in.1997]. 

Wskaźnik ten nie opisuje jednak składu jonowego znajdujących się w glebie soli, 

a w szczególności udziału jonów Na + , mających największy wpływ na właściwości gruntów 

267

3.1. Wymienne kationy zasadowe 

Daniel Ochman i in. 

słonych. Aby dokładniej scharakteryzować wpływ jonów sodowych na gleby oblicza się stopień 

adsorpcji sodu SAR (sodium adsorption ratio), wyrażający względną aktywność jonów 

sodu w reakcjach wymiany przy oddziaływaniu wody na glebę, udział sodu wymiennego 

ESR (exchangeable sodium ratio) oraz procentowy udział sodu wymiennego ESP (exchangeable 

sodium percentage) [Richards 1954]. Im wyższy jest stopień adsorpcji sodu (SAR), 

tym łatwiejsze przechodzenie Na + do kompleksu sorpcyjnego. 


Badania prowadzone nad hydrologicznym oddziaływaniem składowiska odpadów poflotacyjnych 

„Żelazny Most” na okoliczne gleby obejmowały trzy zasadnicze etapy, do których 

należały prace inwentaryzacyjne, polowe oraz analizy laboratoryjne. 

Na wytypowanych obszarach zostały wykonane 23 odkrywki glebowe i dokładnie opisana 

morfologia profili ze szczególnym uwzględnieniem obecności śladów oglejenia, konkrecji 

żelazisto-manganowych, Na podstawie wyników struktury analiz oraz kwasowości barwy gleby hydrolitycznej suchej i wilgotnej. i sumy kationów Następnie zasadowych pobrano 

z obliczono poszczególnych stopień wysycenia poziomów kompleksu 101 prób sorpcyjnego glebowych. Lokalizację kationami zasadowymi miejsc poboru (V) oraz prób glebowych 

całkowitą przedstawiono pojemność sorpcyjną na rysunku (T). 1. 

Rys. 1. 

1. Lokalizacja 

obszarów 

obszarów 

poboru 

poboru 

prób. 

prób 

Fig. 1. 

1. Location 

of 

of 

sampling 

sampling 

areas. 

areas 

268 3. WYNIKI I DYSKUSJA


W pobranych próbach oznaczono między innymi: 

1) skład granulometryczny – metodą areometryczno-sitową Bouyoucosa w modyfikacji 

Casagrande’a i Prószyńskiego; 

2) odczyn gleby w H 2 

O, 1M KCl oraz 0,01M CaCl 2 

– potencjometrycznie; 

3) przewodnictwo elektryczne konduktometrem Slandi CM 204 w wyciągu wodnym o proporcji 

wody do gleby jak 5:1, przeliczając następnie przewodnictwo elektryczne właściwe 

na zawartość łatwo rozpuszczalnych soli na podstawie krzywej wzorcowej dla 

chlorku potasu; 

4) przewodnictwo elektryczne konduktometrem Slandi CM 204 w paście glebowej w stanie 

saturacji, 

5) kwasowość hydrolityczną metodą Kappena; 

6) zawartość kationów zasadowych (Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + ) metodą Pallmanna. 

Na podstawie wyników analiz kwasowości hydrolitycznej i sumy kationów zasadowych 

obliczono stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V) oraz całkowitą 

pojemność sorpcyjną (T). 

W celu oznaczenia zawartości najczęściej spotykanych kationów i anionów niezwiązanych 

wymiennie z kompleksem sorpcyjnym gleb przygotowano wyciągi wodne z gleb o stosunku 

wody do gleby jak 5:1, stosując metodykę zaproponowaną przez Richardsa [1954]. 

Następnie otrzymane zawiesiny przesączono i w otrzymanym przesączu zmierzono: 

1) zawartość kationów Ca 2+ , Na + , K + przy użyciu fotometru płomieniowego; 

2) zawartość kationów Mg 2+ , Mn 2+ , Fe 3+ z zastosowaniem atomowego spektrofotometru 

absorpcyjnego; 

3) zawartość anionów Cl - 2- - 

, SO 4 

, NO 3 

przy użyciu chromatografu jonowego HPLC; 

2- 

4) HCO 3- 

,CO 3 

metodą miareczkową 0,1-molowym H 2 

SO 4 

. 

Wyniki pomiarów dla kationów wyrażono w cmol(+)∙dm -3 wyciągu, natomiast dla anionów 

w cmol(-)∙dm -3 . Zmierzone zawartości jonów Na + posłużyły następnie do obliczenia 

stopnia adsorpcji sodu (SAR – sodium stopnia adsorption adsorpcji ratio) sodu (SAR charakteryzującygo – sodium adsorption względną ratio) charakteryzującygo aktywność 

jonów sodu w reakcjach wymiany aktywność oraz jonów udziału sodu sodu w reakcjach wymiennego wymiany (ESR oraz udziału – exchan- 

sodu wymiennego (E 

wzg 

geable sodium ratio): 

exchangeable sodium ratio) 

 

Na 

SAR = 

2 

2 

Ca Mg 

2 

gdzie: 

gdzie: 

Na + – zawartość jonów sodu w roztworze Na + - zawartość glebowym, jonów mmol∙dm sodu w -3 roztworze , glebowym, mmol·dm -3 , 

Ca 2+ – zawartość jonów wapnia w roztworze Ca 2+ - zawartość glebowym, jonów mmol∙dm wapnia w -3 roztworze , glebowym, mmol·dm -3 , 

Mg 2+ – zawartość jonów magnezu w 

Mg 

roztworze 2+ - zawartość 

glebowym, 

jonów magnezu 

mmol∙dm 

w roztworze -3 . 

glebowym, mmol·dm -3 . 

 

Na 

ESR = 

T Na 

 

269 

gdzie:

Na - zawartość jonów sodu w roztworze glebowym, mmol·dm , 

Ca 2+ - zawartość jonów wapnia w roztworze glebowym, mmol·dm -3 , 

Daniel Mg 2+ Ochman - zawartość i in. jonów magnezu w roztworze glebowym, mmol·dm -3 . 

 

Na 

ESR = 

T Na 

gdzie: 

gdzie: 

Na + – zawartość jonów sodu w kompleksie Na + - sorpcyjnym, zawartość jonów cmol(+)∙kg sodu w kompleksie -1 , sorpcyjnym, cmol(+)·kg -1 , 

T = (CEC) – całkowita pojemność kompleksu sorpcyjnego, cmol(+)∙kg 

T = (CEC) – całkowita pojemność kompleksu -1 . 

sorpcyjnego, cmol(+)·kg -1 . 

 

WYNIKI I DYSKUSJA 


Wśród badanych kationów największe stężenie wykazywały jony Ca 2+ . W 69 poziomach 

jego wartość była największa i wahała się w przedziale od 0,0039 cmol(+)∙dm -3 w poziomie 

IIBbr profilu nr 8 do 0,7843 cmol(+)∙dm Wśród -3 w badanych poziomie kationów IICggsa, największe osiągając stężenie średnią wykazywały jony Ca 2 

wartość 0,1054 cmol(+)∙dm -3 we wszystkich poziomach badanych jego wartość utworach. była największa Drugim i wahała pod względem się w przedziale od 0,0039 

stężenia kationem, występującym w poziomie roztworze IIBbr glebowym, profilu nr 8 był do jon 0,7843 Na cmol(+)·dm + . Jego zawartość 

-3 w poziomie IICggsa, osi 

była najniższa w poziomie AC profilu wartość nr 19 0,1054 (0,0051 cmol(+)·dm cmol(+)∙dm -3 we -3 ), wszystkich najwyższa badanych natomiast utworach. Drugim po 

w poziomie Gsa poziomu nr 23 (0,7871 stężenia cmol(+)∙dm kationem, -3 ). Wysoka występującym zawartość w roztworze jonów glebowym, sodowych był jon Na + . Jego 

świadczy o naruszeniu naturalnego układu najniższa kationów w poziomie zasadowych AC profilu w nr roztworach 19 (0,0051 glebowych, 

cmol(+)·dm -3 ), najwyższa na 

w których dla większości gleb klimatu poziomie umiarkowanego Gsa poziomu dominują nr 23 (0,7871 jony cmol(+)·dm wapnia, następnie 

-3 ). Wysoka zawartość jonó 

magnezu i potasu. W 89 badanych próbach zawartość kationów sodu przekraczała zawartość 

kationów potasu, w 66 probach – kationów magnezu, a w 27 próbach jego stężenie 

świadczy o naruszeniu naturalnego układu kationów zasadowych w roztwora 

których dla większości gleb klimatu umiarkowanego dominują jony wapnia, 

magnezu i potasu. W 89 badanych próbach zawartość kationów sodu przekra 

Tabela. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością kationów i anionów w wyciągach wodnych 

a wybranymi właściwościami fizycznymi i fizykochemicznymi badanych gleb 

kationów potasu, w 66 probach – kationów magnezu, a w 27 próbach jego stę 

przewyższało nawet stężenie kationów Ca 2+ . Pozwala to wnioskować, że pod 

Table. The correlation coefficients between the content of cations and anions in water extracts 

and selected physical and physico-chemical 

zasolenie spowodowane 

properties 

przesączaniem 

of studied soils 

się wysokozmineralizowanych wód n 

pH, 

1M KCl 

Zmienne 

Zasolenie 

1:5, 

mg∙kg -1 

SAR 

Udział 

Ca 2+ w 

KS, % 

Udział 

Mg 2+ w 

KS, % 

Udział 

K + w 

KS, % 

Udział 

Na + w 

KS, % 

S 

cmol(+)∙kg -1 

T 

cmol(+)∙kg -1 V % 

Ca 2+ 0,304 0,902 0,601 0,191 0,124 -0,051 0,566 0,443 0,443 0,354 

Mg 2+ 0,229 0,745 0,376 0,110 0,382 0,006 0,329 0,385 0,385 0,283 

K + 0,272 0,651 0,428 0,151 0,122 0,444 0,370 0,296 0,303 0,294 

Na + 0,145 0,946 0,951 0,059 0,008 -0,129 0,909 0,271 0,270 0,284 

Mn 2+ -0,061 0,493 0,168 -0,099 -0,111 0,105 0,251 0,037 0,061 -0,051 

Fe 3+ -0,372 -0,277 -0,173 -0,270 -0,233 -0,135 -0,193 -0,224 -0,195 -0,370 

- 

HCO 2 

0,344 0,135 0,008 0,325 0,011 0,049 -0,081 0,370 0,370 0,293 

Cl - 0,126 0,922 0,885 0,033 -0,070 -0,116 0,904 0,199 0,194 0,238 

2- 

SO 4 

0,098 0,813 0,528 0,022 0,269 -0,063 0,511 0,284 0,286 0,215 

- 

NO 3 

0,034 -0,029 -0,084 -0,022 0,191 0,079 -0,095 -0,026 -0,022 -0,011 

∑ kationów 

0,246 0,979 0,777 0,133 0,123 -0,070 0,734 0,394 0,393 0,341 

∑ anionów 

0,189 0,983 0,779 0,090 0,117 -0,088 0,763 0,336 0,334 0,305 

270


przewyższało nawet stężenie kationów Ca 2+ . Pozwala to wnioskować, że podwyższone zasolenie 

spowodowane przesączaniem się wysokozmineralizowanych wód nadosadowych 

w znaczący sposób modyfikuje skład ilościowy i jakościowy roztworów glebowych. Wyliczone 

współczynniki korelacji (tab. 1) potwierdzają tę zależność, przy czym wysokie zasolenie 

najwyraźniej wpływa na zwiększenie zawartości jonów Na + w roztworze glebowym (współczynnik 

korelacji 0,946). 

Pozostałe kationy takie, jak: Mg 2+ , K + , Fe 3+ i Mn 2+ występują w roztworze glebowym 

w mniejszych ilościach. 

2- 

Badanie zawartości anionów w roztworach wykazało znikome stężenia jonów CO 3 

i NO 3- 

. Wyciągi wodne zawierały najwięcej jonów HCO 3- 

, Cl - 2- 

i SO 4 

. Zawartość anionów 

- 

HCO 3 

wahała się w granicach od 0,0400 cmol(-)∙dm -3 w poziomie Bbr profilu nr 7 do 

0,7598 cmol(-)∙dm -3 w poziomie Adsa profilu nr 2, osiągając średnią zawartość – 0,1265 

cmol(-)∙dm -3 . Najwyższym stężeniem jonów chlorkowych odznaczał się zasolony poziom 

IIIGsa profilu nr 15 (1,3093 cmol(-)∙dm -3 ), najniższym natomiast – poziom Ees profilu nr 

18 (0,0025 cmol(-)∙dm -3 ). Średnia zawartość jonów Cl - we wszystkich badanych utworach 

wyniosła 0,1017 cmol(-)∙dm -3 . Zawartość jonów siarczanowych przyjmowała wartości od 

0,0016 cmol(-)∙dm -3 (poziom Bbr profilu nr 17) do 1,9392 cmol(-)∙dm -3 (poziom IICggsa profilu 

nr 6). Dla wszystkich badanych prób średnie stężenie anionów SO 4 

2- 

w wyciągach wynosiło 

0,1068 cmol(-)∙dm -3 . Badania wykazały, że zawartość jonów chlorkowych i siarczanowych 

uzależniona była od stopnia zasolenia opisywanych poziomów glebowych. Świadczą 

o tym bardzo wysokie współczynniki korelacji pomiędzy tymi cechami (tab.). Podwyższone 

ładunki chlorków i siarczanów pochodzą, więc od słonych wód przesączających się ze składowiska 

odpadów poflotacyjnych. 

W następnej kolejności zbadano zależności pomiędzy zawartością poszczególnych kationów 

zasadowych w wyciągach wodnych oraz ich udziałem w KS badanych gleb. Przeprowadzona 

analiza wyników wykazała istotny, liniowy związek (współczynnik korelacji 

na poziomie 0,909) pomiędzy zawartością jonów Na + w roztworze i jego udziałem w KS 

(tab. 1, rys. 2). Nie wykazano natomiast związku pomiędzy zawartością Ca 2+ w wyciągu 

i kompleksie sorpcyjnym (tab. 1, rys. 3). Wynika stąd, że stopień wysycenia KS jonami sodowymi 

gwałtownie wzrasta w wyniku wzbogacenia roztworu glebowego w ten kation. Brak 

zależności pomiędzy zawartością Ca 2+ w roztworze i KS można tłumaczyć z kolei tym, że 

w warunkach podwyższonego stężenia roztworu glebowego ruchliwość kationu wapnia jest 

ograniczona i dodatkowo jest on wypierany z KS przez konkurencyjne w tych warunkach 

jony Na + znajdujące się w roztworze glebowym. 

Korzystając z wyników badań właściwości sorpcyjnych gleb oraz zawartości rozpuszczalnych 

kationów i anionów w wyciągach wodnych, obliczono stopień adsorpcji sodu 

(SAR) oraz udział sodu wymiennego (ESR) w badanych utworach glebowych. 

W badanych próbach wartość wskaźnika SAR wahała się w szerokich granicach – od 

0,1380 w poziomie IIG profilu nr 16 do 4,9864 w zasolonym poziomie Gsa profilu nr 26, 

271

complex of studied 272 soils 


czynniki korelacji pomiędzy zawartością kationów i anionów w wyciągach wodnych a 

0,80 

ościami fizycznymi i fizykochemicznymi badanych gleb 

rrelation coefficients between the content 0,70 

y = 0,0286x - 0,0612 

of cations and anions in water extracts and 

R 2 = 0,8271 

physico-chemical properties of studied soils 0,60 

Zasolenie 

1:5, SAR 

mg·kg -1 

Udział 

Ca 2+ w 

KS, % 

Udział 

Mg 2+ w 

KS, % 

Udział 0,50 

K + w 

KS, 0,40 % 

Udział 

Na + w 

KS, % 

S 

T cmol(+)·kg - 

cmol(+)·kg -1 1 V % 

0,902 0,601 0,191 0,124 -0,051 0,30 0,566 0,443 0,443 0,354 

0,30 

0,745 0,376 0,110 0,382 0,006 0,20 0,329 0,385 0,385 0,283 0,20 y = 0,0016x - 0,0011 

0,651 0,428 0,151 0,122 0,444 0,370 0,296 0,303 0,294 

R 2 = 0,0366 

0,946 0,951 0,059 0,008 -0,129 0,10 

0,10 

0,909 0,271 0,270 0,284 

0,493 0,168 -0,099 -0,111 0,105 0,00 0,251 0,037 0,061 -0,051 0,00 

-0,277 -0,173 -0,270 -0,233 -0,135 0-0,193 -0,224 10 -0,195 20 -0,370 30 

0 10 20 30 40 50 6 

0,135 0,008 0,325 0,011 0,049 -0,081 0,370 Na + [% udz iał 0,370 w KS] 0,293 

Ca 2+ [% udz i ał 

0,922 0,885 0,033 -0,070 -0,116 0,904 0,199 0,194 0,238 

Rys. 2. Zależność pomiędzy 

Rys. 2. Zależność 

zawartością 

pomiędzy 

jonów 

zawartością 

sodu w wyciągu 

jonów sodu 

glebowym 

Rys. 

a procentowym 

3. Zależność pomiędzy z 

0,813 0,528 0,022 0,269 -0,063 0,511 0,284 0,286 0,215 

udziałem sodu w w wyciągu KS badanych glebowym gleb a procentowym udziałem sodu wapnia w wyciągu glebowym 

-0,029 -0,084 -0,022 0,191 0,079 -0,095 -0,026 -0,022 -0,011 

Fig. 2. The dependence w KS between badanych the gleb content of sodium ions in soil extract and udziałem the percentage wapnia of w KS badanych g 

0,979 0,777 0,133 0,123 -0,070 0,734 0,394 0,393 0,341 

sodium in absorbing 

0,983 0,779 0,090 0,117 Fig. -0,088 2. complex The 0,763 dependence of studied soils 

0,336 between 0,334 the content 0,305 of Fig. 3. The dependence betwee 

sodium ions in soil extract and the percentage of calcium ions in soil extract and 

sodium in absorbing complex of studied soils calcium in absorbing complex of st 

286x - 0,0612 

2 

= 0,8271 

10 20 30 

Na + [% udz i ał w KS] 

∑ kationów 0,246 0,979 0,777 0,133 0,123 -0,070 0,734 0,394 0, 

∑ anionów 0,189 0,983 0,779 0,090 0,117 -0,088 0,763 0,336 0, 

Na + w wyciągu wodnym [cmol(+)·dm -1 ] 

Ca 2+ w wyciągu wodnym[cmol(+)·dm -3 ] 

0,80 

0,70 

0,60 

0,50 

0,40 

0,30 

0,20 

0,10 

y = 0,0016x - 0,0011 

R 2 = 0,0366 

0,00 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

Ca 2+ [% udz i ał w KS] 

omiędzy zawartością jonów sodu Rys. 3. Zależność pomiędzy zawartością jonów 

Rys. 3. Zależność pomiędzy zawartością jonów wapnia w wyciągu glebowym a procentowym 

m a procentowym udziałem sodu wapnia w wyciągu glebowym a procentowym 

udziałem wapnia w KS badanych gleb 

Fig. 3. The dependence udziałem between wapnia the content w KS badanych of calcium gleb ions in soil extract and the percentage 

dence between the content of calcium of in absorbing Fig. 3. The complex dependence of studied between soils the content of 

l extract and the percentage of calcium ions in soil extract and the percentage of 

calcium in absorbing complex of studied soils 

Ca 2+ w wyciągu wodnym[cmol(+)·dm -3 ] 

0,80 

0,70 

0,60 

0,50 

0,40


osiągając średnią dla wszystkich badanych utworów glebowych na poziomie 0,7465. Dość 

wysokie (powyżej 2) wartości wskaźnika SAR w większości poziomów profili nr 13, 14, 15 

oraz 23 wskazują, że na obszarach tych istnieje ryzyko zasolenia gleb. Potwierdzają to 

badania zawartości łatwo rozpuszczalnych soli. W wymienionych poziomach odnotowano 

bowiem najwyższe wartości przewodnictwa elektrycznego. Najwyższą wartość ESR odnotowano 

w poziomie Gsa profilu nr 23 (0,3751), najniższą – w poziomie IIIG profilu nr 4 

(0,0129). Średni udział sodu wymiennego wynosił 0,0552. 

Tabela 2. Współczynniki korelacji pomiędzy stopniem adsorpcji sodu (SAR) oraz udziałem sodu 

wymiennego (ESR) a wybranymi właściwościami fizykochemicznymi badanych gleb 

Table 2. The correlation coefficients between the sodium adsorption ratio (SAR) and exchangeable 

sodium ratio (ESR) and selected physico-chemical properties of studied soils 

Zmienne 

pH w 1M 

KCl 

Zasol. Przewod. 

1:5, w paście, 

mg∙kg -1 µS·cm -1 

Udział 

Ca 2+ w KS, 

% 

Udział 

K + w KS, 

% 

Udział 

Na + w KS, 

% 

Na + Cl - ∑ kationów 

∑ anionów 

SAR -0,526 0,736 0,798 -0,637 -0,108 0,939 0,948 0,850 0,636 0,643 

ESR -0,548 0,783 0,846 -0,685 -0,043 0,997 0,941 0,910 0,657 0,686 

Wyliczone współczynniki korelacji przedstawione w tabeli 2 wykazały, iż wartość wskaźników 

SAR i ESR jest istotnie skorelowana zarówno z ilością jonów Na + w roztworze glebowym, 

jak i z udziałem sodu wymiennego w kompleksie sorpcyjnym. Przeprowadzone analizy 

wykazały również, że zwiększenie stopnia wysycenia kompleksu sorpcyjnego wapniem 

te zależności osobno dla wszystkich analizowanych prób (rys. 4), oraz prób zasolonych (rys. 

5). Z przebiegu linii regresji oraz wyliczonych współczynników determinacji wynika, że 

i podwyższenie pH wpływają na obniżenie stopnia adsorpcji sodu i zmniejszenie udziału 

zależności pomiędzy SAR i ESR są najbardziej istotne dla prób zasolonych. 

Zależność pomiędzy współczynnikiem SAR i 

ESR 

0,4 

0,4 


ESR (gleby zasolone) 

0,35 

0,3 

y = 0,0612x + 0,0095 

R 2 = 0,8028 

0,35 

0,3 

y = 0,0687x - 0,0057 

R 2 = 0,8766 

0,25 

0,25 

ESR 

0,2 

ESR 

0,2 

0,15 

0,1 

0,05 

0 

0 1 2 3 4 5 

SAR 

0,15 

0,1 

0,05 

0 

0 1 2 3 4 5 

SAR 

Rys. 4. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu 

(SAR) a udziałem sodu wymiennego (ESR) we 

wszystkich badanych poziomach glebowych 

Fig. 4. The dependence between the sodium 

adsorption ratio (SAR) and exchangeable sodium 

Rys. 5. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu 

Rys. 4. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu (SAR) a udziałem sodu wymiennego 

(ESR) we wszystkich badanych poziomach glebowych 

(SAR) a udziałem sodu wymiennego (ESR) w 

poziomach glebowych o podwyższonym zasoleniu 

Fig. 4. The dependence between the sodium adsorption ratio (SAR) and exchangeable sodium 

ratio (ESR) in all soil horizons studied 

Fig. 5. The dependence between the sodium 

adsorption ratio (SAR) and exchangeable sodium 

ratio (ESR) in all soil horizons studied 

ratio (ESR) in soil horizons with the higher salinity 

4. WNIOSKI 

273 

1. Wysokozmineralizowane wody poflotacyjne infiltrujące ze składowiska „Żelazny Most” w


sodu wymiennego. Wykazano również, że wartość współczynników SAR i ESR jest silnie 

związana z zawartością jonów chlorkowych w roztworze glebowym. Potwierdza to fakt, iż 

większość kationów sodu w badanych glebach pochodzi od NaCl. 

Badania Richardsa [1954] wykazały istotną zależność liniową pomiędzy stopniem adsorpcji 

sodu (SAR) i udziałem sodu wymiennego (ESR). Na rysunkach 4 i 5 przedstawiono 

ależności osobno 

te zależności 

dla wszystkich 

osobno 

analizowanych 

dla wszystkich 

prób (rys. 

analizowanych 

4), oraz prób zasolonych 

prób (rys. 

(rys. 

4) oraz prób zasolonych (rys. 

Z przebiegu linii 5). regresji Z przebiegu oraz wyliczonych linii regresji współczynników oraz wyliczonych determinacji współczynników wynika, że determinacji wynika, że zależności 

SAR i ESR pomiędzy są najbardziej SAR i ESR istotne są dla najbardziej prób zasolonych. istotne dla prób eżności pomiędzy zasolonych. 


ESR 

0,4 

0,4 


ESR (gleby zasolone) 

0,35 

0,3 

y = 0,0612x + 0,0095 

R 2 = 0,8028 

0,35 

0,3 

y = 0,0687x - 0,0057 

R 2 = 0,8766 

0,25 

0,25 

0,2 

ESR 

0,2 

0,15 

0,1 

0,05 

0 

0 1 2 3 4 5 

SAR 

0,15 

0,1 

0,05 

0 

0 1 2 3 4 5 

SAR 

s. 4. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu Rys. 5. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu 

Rys. 5. Zależność pomiędzy stopniem adsorpcji sodu (SAR) a udziałem sodu wymiennego 

R) a udziałem sodu wymiennego (ESR) we (SAR) a udziałem sodu wymiennego (ESR) w 

(ESR) w poziomach glebowych o podwyższonym zasoleniu 

zystkich badanych poziomach glebowych poziomach glebowych o podwyższonym zasoleniu 

Fig. 5. The dependence between the sodium adsorption ratio (SAR) and exchangeable sodium 

. 4. The dependence between the sodium Fig. 5. The dependence between the sodium 


sorption ratio (SAR) and exchangeable sodium adsorption ratio (SAR) and exchangeable sodium 

io (ESR) in all soil horizons studied 


4. WNIOSKI 

NIOSKI 

1. Wysokozmineralizowane wody poflotacyjne infiltrujące ze składowiska „Żelazny Most” 

Wysokozmineralizowane w znacznym wody poflotacyjne stopniu zmieniają infiltrujące skład ze składowiska i stężenie „Żelazny roztworu Most” glebowego. w Zmienia się także 

znacznym stopniu zmieniają skład ilościowy skład i stężenie i jakościowy roztworu jonów glebowego. luźno Zmienia związanych się także z fazą skład stałą gleby (ekstrahowanych 

wodą). 

ilościowy i jakościowy jonów luźno związanych z fazą stałą gleby (ekstrahowanych 

2. Wysoka zawartość jonów sodowych w wyciągach wodnych z gleb świadczy o naruszeniu 

naturalnego układu kationów zasadowych w roztworach glebowych, w których 

wodą). 

Wysoka zawartość jonów sodowych w wyciągach wodnych z gleb świadczy o naruszeniu 

dla większości gleb klimatu umiarkowanego dominują jony wapnia, następnie magnezu 

i potasu. 

naturalnego układu kationów zasadowych w roztworach glebowych, w których dla 

większości gleb 3. klimatu Wyliczone umiarkowanego współczynniki dominują korelacji jony wapnia, oraz wykresy następnie zależności magnezu i wykazały, iż wartość wskaźników 

SAR i ESR jest istotnie skorelowana zarówno z ilością jonów Na + w roztworze 

potasu. 

Wyliczone współczynniki glebowym, korelacji jak oraz i z udziałem wykresy zależności sodu wymiennego wykazały, iż w wartość kompleksie sorpcyjnym. 

wskaźników SAR i ESR jest istotnie skorelowana zarówno z ilością jonów Na + w 

roztworze glebowym, 274 jak i z udziałem sodu wymiennego w kompleksie sorpcyjnym.


4. Wartości współczynników SAR i ESR jest silnie związana z zawartością jonów chlorkowych 

w roztworze glebowym. 

5. Podwyższone wartości stopnia adsorpcji sodu (SAR) w niektórych poziomach glebowych 

wskazują, że w rejonie składowiska istnieje wzmożone ryzyko zasolenia gleb. 


CHODAK T., SZERSZEŃ L. 1997. Ocena stanu środowiska glebowego Dolnego Śląska. 

Geochemiczne, hydrochemiczne i biochemiczne zmiany środowiska przyrodniczego na 

obszarach objętych antropopresją. Materiały IV Konferencji Naukowej. AGH Kraków: 

13–21. 

CZABAN S. i in. 2004. Ocena oddziaływania składowiska Żelazny Most na środowisko 

w 2003 roku. Przedsiębiorstwo Doradztwa i Wdrożeń „Arcanum” Sp. z o.o. 

KRAJEWSKI J., BASIŃSKA M., HORODECKI W. 1998. Problemy rekultywacji składowisk 

odpadów z flotacji rud miedzi. Rekultywacja i ochrona środowiska w rejonach górniczo- 

-przemysłowych Cz. I Towarzystwo Przyjaciół Nauk w Legnicy. Legnica: 130–141. 

OCHMAN D. 2005. Zmiany właściwości fizycznych i fizykochemicznych gleb zachodzące 

pod wpływem wysokozmineralizowanych wód przesączających się ze składowiska odpadów 

poflotacyjnych Żelazny Most. Maszynopis. AR Wrocław. 

RICHARDS L.A. (red.). 1954. Saline and alkali soils – diagnosis and improvement. US Salinity 

Laboratory. USDA Agric. Handbook 60. 

SZOPKA K. 2003. Zawartość i rozpuszczalność wybranych metali ciężkich w osadach poflotacyjnych 

górnictwa miedzi. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia. Tom II. Instytut 

Ochrony Środowiska. Warszawa: 238–241. 

www.kghm.pl 

275


Paweł Jezierski*, Dorota Kawałko*, Jarosław Kaszubkiewicz*, 

Daniel Ochman** 

PORÓWNANIE ZAWARTOŚCI RTĘCI W GLEBACH UŻYTKÓW 

ROLNYCH POWIATU JELENIOGÓRSKIEGO I ZĄBKOWICKIEGO 

COMPARISON OF MERCURY CONCENTRATION IN THE ARABLE 

LANDS OF JELENIOGÓRSKI AND ZĄBKOWICKI DISTRICT 

Słowa kluczowe: rtęć, gleby użytkowane rolniczo, powiat jeleniogórski, powiat ząbkowicki. 

Key Words: mercury, arable lands, jeleniogórski district, ząbkowicki district. 

The objective of this publication is to compare the mercury content in soils of arable land 

of the Ząbkowicki and Jeleniogórski districts. In this work the results of studies on the total 

mercury content in the soils of the Ząbkowicki and Jeleniogórski districts obtained under the 

county programs, evaluating the current level of selected pollutants in soils of arable land 

are used. According to the studies, all tested samples of agricultural land in the Ząbkowicki 

district have typical values of mercury concentration in surface soil horizons for loamy and 

silty soils and the average mercury content of all samples tested was 0.064 mg·kg -1 . In samples 

collected from agricultural land of the Jeleniogórski district, average mercury content 

was almost twice bigger and amounted to 0.10 mg·kg -1 .Total mercury content in soils used 

for agriculture in the investigated district areas, with the exception of two samples, meets 

the quality standards specified in regulation for soil group B. 


Obecność rtęci w środowisku glebowym wynika zarówno z jej naturalnego występowania 

w litosferze i atmosferze, jak również jest konsekwencją działalności antropogenicznej 

[Kabata-Pendias, Pendias 1999, Wojnar, Wisz 2006]. 

* Dr inż. Paweł Jezierski, dr inż. Dorota Kawałko, dr hab. Jarosław Kaszubkiewicz – Instytut 

Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu; 

ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 27 

** Dr inż. Daniel Ochman – Wydział Administracji, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa im. Witelona 

w Legnicy; ul. Sejmowa 5a, 59-220 Legnica; tel.: 71 320 56 37; e-mail: pawel.jezierski@up.wroc.pl 

276

Porównanie zawartości rtęci w glebach użytków rolnych powiatu jeleniogórskiego... 

Jest to pierwiastek silnie rozproszony w skałach, występujący w największych 

ilościach w utworach o zwiększonych właściwościach sorpcyjnych, tzn. w łupkach węglanowych 

i bitumicznych oraz w glebach gliniastych i torfowych. Naturalna zawartość rtęci w glebach 

zawiera się w granicach 0,05–0,3 mg·kg -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. 

Pierwiastek ten w głównej mierze wiązany jest w glebie z opadów atmosferycznych 

[Engle i in. 2005, Dreher, Follmer 2004]. Zwiększone zawartości rtęci w glebach polskich 

rejestruje się lokalnie tam, gdzie znajdują się liczne źródła jej emisji, takie jak: zakłady wydobywczo-przeróbcze 

węgla i rud metali, instalacje spalania węgla, rafinerie oraz inne zakłady 

przemysłowe wykorzystujące związki rtęci. Całkowita zawartość rtęci w takich rejonach 

często przekracza zakres naturalnej zawartości tego pierwiastka, a zmienność 

przestrzenną rozmieszczenia tego metalu charakteryzuje duża nierównomierność [Malczyk, 

Długosz 2009]. 

Dodatkowym źródłem rtęci w agroekosystemach jest działalność rolnicza. Mimo, iż 

obecnie nie używa się już herbicydów, insektycydów czy też pestycydów zawierających ten 

pierwiastek, to stosowanie nawozów organicznych, mineralnych lub osadów ściekowych 

może przyczyniać się to zanieczyszczania gleb uprawnych rtęcią [Boluda i wsp. 1993, Gimeno-Garcia 

i wsp. 1995]. Jak podaje Filipek [2003], zagrożenie to występuje przy wykorzystaniu 

odpadów przemysłowych oraz nawozów fosforowych produkowanych z fosforytów 

pochodzących z niektórych złóż. Zawartość rtęci w nawozach fosforowych wynosi 0,01–1,2 

mg . kg -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. 

Rtęć jest pierwiastkiem bardzo szkodliwym, jednak jej toksyczność zależy od formy występowania 

w środowisku. Może występować w postaci płynnego metalu, rtęci związanej 

w naturalnych minerałach, lotnej rtęci w atmosferze (HgO), a także w postaci jonów w środowisku 

wodnym i roztworze glebowym [Kabata-Pendias 1992]. 

Konsekwencją przemian form rtęci jest jej sorpcja, ale również parowanie i wyługowywanie 

[Boszke i in. 2003]. Rtęć wprowadzona do gleby stanowi zagrożenie w momencie, 

gdy przez roztwór glebowy bądź też w postaci par w powietrzu glebowym ulega włączeniu 

w cykle biologiczne [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Właściwości kumulacyjne rtęci powodują, 

że jej nagromadzenie w glebach wzrasta z czasem, ponieważ procesy ługowania rtęci 

z kompleksów glebowych uwalniają do roztworów nie więcej niż 10–20% zabsorbowanej 

rtęci [Klojzy-Karczmarczyk, Mazurek 2007, Witczak, Adamczyk 1995]. Proces ten może 

prowadzić do zanieczyszczenia gleb, a w konsekwencji może mieć negatywny wpływ na jakość 

produktów rolnych [Alegria i wsp. 1991]. 

Celem pracy było porównanie całkowitej zawartości rtęci w poziomach akumulacyjnych 

gleb uprawnych powiatu ząbkowickiego i jeleniogórskiego, położonych na terenie województwa 

dolnośląskiego. 

Przedmiotem badań było także poznanie zróżnicowania przestrzennego występowania 

tego pierwiastka na badanych obszarach i opracowanie map interpolacyjnych (z wykorzystaniem 

metody krigingu) obrazujących zmienności zawartości rtęci. 

277

Paweł Jezierski i in. 

2. OBIEKTY I METODYKA BADAŃ 

Do badań porównawczych wybrano dwa powiaty z rejonu województwa dolnośląskiego, 

położone na obszarze Sudetów i Przedgórza Sudeckiego, zróżnicowane ze względu 

na rzeźbę terenu oraz strukturę użytkowania gruntów. Pierwszy obiekt badawczy stanowiły 

gleby powiatu jeleniogórskiego, w Sudetach Zachodnich – zajmując Kotlinę Jeleniogórską 

oraz otaczające ją góry. Średni udział gruntów rolnych na terenie tego powiatu w stosunku 

do całkowitej powierzchni powiatu kształtuje się na poziomie 35%. Z kolei, za drugi obiekt 

przyjęto gleby powiatu ząbkowickiego, który położony jest w podrejonie jeleniogórsko-wałbrzyskim 

i rozciąga się na terenie Przedgórza Sudeckiego, a średni udział użytków rolnych 

w stosunku do jego powierzchni ogółem stanowi 70,6% [Stuczyński i wsp. 2007]. 

W pracy wykorzystano wyniki badań nad całkowitą zawartością rtęci w glebach wymienionych 

powiatów, uzyskane w ramach powiatowych programów oceniających aktualny poziom 

wybranych zanieczyszczeń w glebach użytków rolnych. 

Przy wyborze punktów badawczych kierowano się lokalizacją potencjalnych źródeł zanieczyszczeń, 

dążeniem do reprezentatywnego wyboru próbek pod względem występujących 

na terenie powiatu jednostek systematycznych oraz gatunków gleb. Łącznie zebrano 

94 próbki glebowe z poziomu akumulacyjnego gleb w powiecie ząbkowickim i 51 próbek 

glebowych w powiecie jeleniogórskim. Próbki do badań pobierano z gleb użytkowanych 

jako grunty orne. 

Materiał do badań pobierano z głębokości 0–30 cm z kilku miejsc bezpośrednio sąsiadujących 

z punktem badawczym (tj. położonych w odległości nieprzekraczającej 5 m). 

Do badań laboratoryjnych wykorzystano materiał glebowy wysuszony w temperaturze 

pokojowej, a następnie przesiany przez sita o średnicy oczek 2 mm w celu określenia udziału 

części szkieletowych w składzie granulometrycznym. Wydzielone części ziemiste



Analizując uziarnienie próbek glebowych zebranych z użytków rolnych powiatu ząbkowickiego, 

wykazano, iż dominują tam gliny pylaste oraz utwory pyłowe. Występowały 

również gliny i gliny pylaste, a ponad połowa utworów cechowała się średnią szkieletowością. 

Badane próbki, pobrane z poziomów akumulacyjnych gleb użytkowanych rolniczo na 

terenie powiatu jeleniogórskiego, należały do różnych grup granulometrycznych, od żwirów 

gliniastych do glin ciężkich pylastych. Najczęściej jednak pojawiały się utwory lekkie i średnie 

pylaste oraz pyły zwykłe i pyły ilaste. Większość utworów zaliczono do średnio i silnie 

szkieletowych. 

Zestawienie median zawartości poszczególnych frakcji granulometrycznych, przedstawionych 

w tabeli 1, dość wyraźnie obrazuje zróżnicowanie w uziarnieniu próbek glebowych 

pobranych na terenach opisywanych powiatów. Badane gleby powiatu jeleniogórskiego, 

zaliczanego do regionu sudeckiego, odznaczały się wyższą szkieletowością oraz wyższą 

zawartością frakcji piaszczystych i jednocześnie mniejszym udziałem frakcji pyłowych i ilastych. 

Analizowane gleby powiatu ząbkowickiego, położonego na obszarze przedgórza sudeckiego, 

wykazywały mniejszą szkieletowość i niższą zawartość frakcji piaszczystych, 

i tym samym zawierały więcej frakcji pyłowych oraz ilastych. 

Wartości pH zmierzone w próbkach glebowych pobranych z obszaru powiatu ząbkowickiego 

mieściły się w zakresie 3,3–6,8. Pod względem klasyfikacji odczynu w 16 badanych 

punktach stwierdzono odczyn bardzo kwaśny, w 43 punktach – odczyn kwaśny, w 31 punktach 

– odczyn lekko kwaśny, w 3 punktach – odczyn obojętny i w 1 punkcie – zasadowy. 

Mediana wartości pH wynosiła 5,3 (tab. 1). 

Tabela 1. Uziarnienie i pH badanych próbek glebowych 

Table 1. Texture and pH of investigated soil samples 

Mediana zawartości frakcji, % 

pH 

Powiat >2,0 2,0 – 0,05 0,05 – 0,002 < 0,002 

1mol KCl 

średnica ziaren, mm zakres mediana 

Jeleniogórski 9,3 50,5 46,1 3,8 3,3-6,8 4,3 

Ząbkowicki 4,2 38,8 50,6 9,6 3,8 - 7,5 5,3 

Niższe wartości pH oznaczono w materiale glebowym zebranym na terenie powiatu 

jeleniogórskiego. Mieściły on się w zakresie 3,3–6,8. Pod względem klasyfikacji odczynu 

w 32 badanych punktach stwierdzono odczyn bardzo kwaśny, w 12 punktach – odczyn kwaśny, 

w 6 punktach – odczyn lekko kwaśny, w 1 punkcie – odczyn obojętny. Mediana wartości 

pH wynosiła 4,3 (tab. 1). 

279


Układ pH w badanych glebach odzwierciedla w znacznej mierze zróżnicowanie skał 

macierzystych, z których wytworzyły się gleby, jak i zróżnicowanie w intensywności użytkowania 

i nawożenia. 

Zawartość rtęci dla wszystkich badanych prób z gruntów rolnych powiatu ząbkowickiego 

mieściła się w granicach od 0,025 do 0,298 mg·kg -1 (tab. 2, rys. 4). Z kolei, zawartość rtęci dla 

wszystkich badanych prób z gruntów rolnych powiatu jeleniogórskiego zawarta była w znacznie 

szerszym przedziale wartości, kształtujących się w zakresie od 0,063 do 2,59 mg·kg -1 (tab. 

2, rys. 3). Obliczona mediana dla koncentracji rtęci w glebach powiatu ząbkowickiego – 0,054 

mg·kg -1 była niemal dwukrotnie niższa od mediany zawartości rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego 

– 0,094 mg·kg -1 . Jednakże wyższą zmiennością zawartości rtęci w glebach cechował 

się powiat ząbkowicki, dla którego współczynnik zmienności stanowił 65,4%, a w powiecie 

jeleniogórskim wskaźnik ten był wyraźnie niższy i wynosił 42,1% (tab. 2). 

Tabela 2. Statystyczna charakterystyka zawartości rtęci w badanych próbkach glebowych 

Table 2. The statistical characteristics of the mercury content in the investigated soils samples 

Powiat 

Liczba 

próbek 

Średnia X 

Mediana Mini. Max. 

M med 

Współczynnik 

zmienności 

V 

mg·kg -1 % 

Ząbkowicki 94 0,064 0,054 0,025 0,298 65,4 

Jeleniogórski 51 0,106 0,094 0,063 0,303 42,1 

Na terenie powiatu ząbkowickiego, wśród całości przebadanych próbek, nie stwierdzono 

przekroczeń dla wartości dopuszczalnej, określonej w rozporządzeniu Ministra Środowiska 

z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby [Rozporządzenie… 

2002], wynoszącej dla gruntów grupy B – 2 mg·kg -1 , a typowe zawartości rtęci dla przebadanych 

punktów mieściły się w przedziale 0,02–0,50 mg·kg -1 ,charakterystycznym dla koncentracji 

rtęci w poziomach powierzchniowych dla gleb pyłowych i gliniastych z niezanieczyszczonych 

rejonów Polski [Kabata Pendias, Pendias 1999]. Analogicznie przedstawiały się 

zawartości rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego, za wyjątkiem dwóch punktów, spośród 

51 przebadanych. W rejonie Miedzianki i Mysłakowic odnotowano przekroczenia wartości 

standardu dla gruntów grupy B. Rozkład zawartości rtęci w charakteryzowanych glebach 

powiatu ząbkowickiego przedstawiono na rysunku 1, a dla powiatu jeleniogórskiego – na 

rysunku 2 (z pominięciem dwóch wyników odstających). 

Dla badanych obiektów wykonano mapy rastrowe zmienności całkowitej zawartości rtęci 

w poziomach powierzchniowych gleb (rys. 3 i rys. 4). Mapy stworzono na podstawie danych 

przetworzonych geostatystycznie metodą krigingu zwykłego. W tym celu posłużono 

się modelami teoretycznymi w postaci semiwariogramów teoretycznych aproksymowanych, 

opierając się na semiwariogramach empirycznych, za pomocą modeli sferycznych. 

280

przekroczenia wartości standardu dla gruntów grupy B. Rozkład zawartości rtęci w 

charakteryzowanych glebach powiatu ząbkowickiego przedstawiono na rysunku 1, a dla 


powiatu jeleniogórskiego – na rysunku 2 (z pominięciem dwóch wyników odstających). 

Rtęć Hg 

Ilość wyników większych niż 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

iilość wyników większych niż 

ilość wyników w danym przedziale 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

Ilość wyników w danym 

prz edz iale 

0 

0 

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 

Zawartość rtęci [mg ∙kg ‐1 ] 

Rys. 1. Rozkład zawartości rtęci dla próbek pobranych na gruntach rolnych powiatu ząbkowickiego 

Rys. 1. Rozkład zawartości rtęci dla próbek pobranych na gruntach rolnych powiatu ząbkowickiego 

Fig. 1. Distribution of mercury content of the samples taken at the Ząbkowicki district agricultural land 

Fig. 1. Distribution of mercury content of the samples taken at the Ząbkowicki district agricultural land 

Rtęć Hg 

Ilo ść w y n ik ó w wię kszych niż 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

ilość wyników większych niż 

ilość wynkiów w danym prz edz iale 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

Ilo ść w y n ik ó w w danym 

p rz ed z ia le 

0 

0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 

Zawartość rtęci [mg ∙kg ‐1 ] 

Rys. 2. Rozkład Rys. zawartości 2. Rozkład zawartości rtęci dla próbek rtęci dla pobranych próbek pobranych na gruntach na rolnych powiatu jeleniogórskiego 

Fig. 2. Distribution of mercury content of the samples taken at the Jeleniogórski district agricultural land 

jeleniogórskiego 

Fig. 2. Distribution of mercury content of the samples taken at the Jeleniogórski district agricultural 

land Dla badanych obiektów wykonano mapy rastrowe zmienności całkowitej zawartości 

rtęci w poziomach powierzchniowych gleb (rys. 3 i rys. 4). Mapy stworzono na podstawie 

Porównując parametry uzyskanych semiwariogramów teoretycznych, można zauważyć, 

iż wyższym zróżnicowaniem w skali pojedynczej próbki – tzw. efekt samorodków oraz 

danych przetworzonych geostatystycznie metodą krigingu zwykłego. W tym celu posłużono 

wyższą wartością 

się modelami 

progową 

teoretycznymi 

– „sill” – wykazywały 

w postaci semiwariogramów 

się gleby powiatu jeleniogórskiego, 

teoretycznych aproksymowanych, 

i jednocześnie 

cechowały opierając się się na one semiwariogramach krótszym zasięgiem empirycznych, oddziaływania za pomocą semiwariogramu modeli sferycznych. (tab. 3). 

W powiecie jeleniogórskim Porównując jest parametry to niewątpliwie uzyskanych efektem semiwariogramów wielu nakładających teoretycznych, się wzajemnie można 

czynników. Gleby powiatu jeleniogórskiego w porównaniu z glebami powiatu ząbkowickiego 

zauważyć, iż wyższym zróżnicowaniem w skali pojedynczej próbki – tzw. efekt samorodków 

oraz wyższą wartością progową – „sill” – wykazywały się gleby powiatu jeleniogórskiego, i 

281 

jednocześnie cechowały się one krótszym zasięgiem oddziaływania semiwariogramu (tab. 3). 

W powiecie jeleniogórskim jest to niewątpliwie efektem wielu nakładających się wzajemnie


położone są na obszarach znacznie bardziej urzeźbionych oraz są wytworzone z bardziej 

zróżnicowanych skał macierzystych. 

Tabela 3. Podstawowe parametry dla uzyskanych semiwariogramów teoretycznych 

Table 3. The basic parameters for theoretical obtained semivariograms 

Range 

Nugget 

Sill 

Powiat 

ω 

C 0 

C 

Ząbkowicki 3624,23 0,143 0,24 

Jeleniogórski 2260,11 0,65 0,79 

Z opracowanych map wynika, że na terenie powiatu jeleniogórskiego całkowite zawartości 

rtęci są wyższe w jego części południowo-wschodniej i zmniejszają się sukcesywnie 

w kierunku północno-zachodnim (rys. 3). 

Odmienny rozkład całkowitych zawartości rtęci wykazują gleby powiatu ząbkowickiego. 

Najwyższe koncentracje tego pierwiastka występują w rejonie północno-zachodnim oraz 

zachodnim, najniższe zaś pojawiają się w części wschodniej (rys. 4). 

4. DYSKUSJA 

Całkowite zawartości rtęci w próbkach glebowych pobranych z terenów powiatu jeleniogórskiego 

i ząbkowickiego są wyższe od zawartości tego pierwiastka opisywanych przez Dąbkowską-Naskręt 

[Dąbkowska-Naskręt i in. 2008] jako naturalne dla gleb obszaru Pomorza i Kujaw. 

Niemniej jednak, z wyjątkiem dwóch próbek pobranych z użytków rolnych powiatu jeleniogórskiego, 

nie odnotowano przekroczeń dla wartości dopuszczalnej dla gleb grupy 

B, określonej w rozporządzeniu Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby 

[Rozporządzenie… 2002]. 

Wyraźnie wyższa średnia koncentracja rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego w porównaniu 

z glebami powiatu ząbkowickiego nie wynika z ich uziarnienia czy też odczynu. 

Gleby analizowanych powiatów (pomimo wykazanych pomiędzy nimi różnic) w większości 

zaliczają się do utworów gliniastych lub pylastych, a jak podaje wielu autorów [Dąbkowska- 

-Naskręt, Malczyk, Kobierski 1999, Gworek, Rateńska 2009, Malczyk 2000] na ogół obserwuje 

się zwiększone ilości tego pierwiastka w glinach i iłach. Należałoby więc spodziewać się 

zbliżonych koncentracji rtęci w glebach obydwu powiatów. Niższa zaś średnia wartość pH 

oznaczona dla próbek pobranych z rejonu powiatu jeleniogórskiego powinna decydować o intensywniejszym 

procesie mobilizacji rtęci [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Kowalik 2001], co 

w efekcie powinno skutkować zmniejszaniem się zawartości rtęci w tych glebach. W opisywanych 

powiatach jako źródło, które mogłoby tłumaczyć taki stan rzeczy należy raczej wykluczyć 

rolnictwo, gdyż w powiecie jeleniogórskim w porównaniu z powiatem ząbkowickim jest prawie 

dwukrotnie mniejsza powierzchnia użytkowana rolniczo [Stuczyński i wsp. 2007]. 

282

jeleniogórskiego i ząbkowickiego są wyższe od zawartości tego pierwiastka opisywanych 

przez Dąbkowską-Naskręt [Dąbkowska-Naskręt i in. 2008] jako naturalne dla gleb obszaru 

Porównanie Pomorza zawartości i Kujaw. rtęci w glebach użytków rolnych powiatu jeleniogórskiego... 

Rys. 3. Zróżnicowanie przestrzenne całkowitej zawartości rtęci glebach użytków rolnych powiatu 

Rys. 3. Zróżnicowanie 

jeleniogórskiego 

przestrzenne całkowitej zawartości rtęci w glebach użytków rolnych powiatu 

Fig. jeleniogórskiego 

3. Spatial differentiation of total mercury content in the investigated soil of arable land of the jeleniogórski 

district 

Fig. 3. Spatial differentiation of total mercury content in the investigated soil of arable land of the 

jeleniogórski district 

Rys. 4. Zróżnicowanie przestrzenne całkowitej zawartości rtęci w glebach użytków rolnych powiatu 

Rys. 4. Zróżnicowanie przestrzenne ząbkowickiego całkowitej zawartości rtęci w glebach użytków rolnych powiatu 

ząbkowickiego 

Fig. 4. Spatial differentiation of total mercury content in the investigated soil of arable land of the ząbkowicki 

district 

Fig. 4. Spatial differentiation of total mercury content in the investigated soil of arable land of the 

ząbkowicki district Niemniej jednak, z wyjątkiem dwóch próbek pobranych z użytków rolnych powiatu 

jeleniogórskiego, nie odnotowano przekroczeń dla wartości dopuszczalnej dla gleb grupy B, 

określonej w rozporządzeniu Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby 

283 

[Rozporządzenie… 2002]. 

Wyraźnie wyższa, średnia koncentracja rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego w


Zdaniem autorów za wyższą średnią zawartość rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego 

w głównej mierze odpowiada zwiększona, w porównaniu z powiatem ząbkowickim, depozycja 

tego metalu z atmosfery zarówno współczesna, jak i ta, która występowała w przeszłości. 

Trzeba pamiętać, iż rtęć ma długi okres trwania w powietrzu (360 lat) i należy do 

pierwiastków śladowych o największym współczynniku kumulacji [Dąbkowska-Naskręt i in. 

2008]. 

Jednym z podstawowych antropogenicznych źródeł zanieczyszczenia gleb rtęcią na terenie 

powiatu jeleniogórskiego może być spalanie węgla, gdyż, jak opisuje wielu autorów 

[Kiepas-Kokot i inni 2003, Dreher, Follmer 2004], spory wkład do puli zanieczyszczeń tym 

pierwiastkiem wnosi ciepłownictwo komunalne i indywidualne. Nie bez znaczenia są też obserwowane 

podwyższone koncentracje rtęci na terenach dawnego górnictwa, okolice Miedzianki 

i Kowar, oraz w rejonach lokalizacji zakładów przemysłu papierniczego i chemicznego 

związanego z produkcją farb ochronnych lub niektórych tworzyw sztucznych. 

Pod uwagę należy wziąć również ładunek rtęci docierający z masami powietrza z różnych 

źródeł, zatrzymywany przez barierę orograficzną, jaką stanowią Karkonosze pełniące 

ekranizującą rolę w pochłanianiu zanieczyszczeń, o czym pisze Szopka za Niemyską-Łukaszuk 

[Szopka i in. 2010]. Tego rodzaju zjawisko potwierdza w swoich badaniach Zechmeister 

[1995], dowodząc, iż większe opady w wyższych partiach górskich dostarczają większych 

ilości zanieczyszczeń metalicznych, w tym rtęci [Evans, Hutchinson 1996]. 

5. WNIOSKI 

1. Całkowita zawartość rtęci w glebach użytkowanych rolniczo na terenach badanych powiatów, 

z wyjątkiem dwóch próbek, spełnia standardy jakości określone w rozporządzeniu 

dla gleb grupy B. 

2. Stwierdzone koncentracje rtęci dla analizowanych powiatów mieściły się w przedziale 

oznaczonym za charakterystyczny dla gleb pyłowych i gliniastych Polski, ale były wyższe 

w porównaniu z zawartościami rtęci przyjętymi dla terenów Pomorza i Kujaw. 

3. Oznaczone średnie zawartości rtęci dla gleb powiatu jeleniogórskiego w porównaniu 

z glebami powiatu ząbkowickiego były wyraźnie wyższe. 

4. Analiza geostatystyczna wykazała wyższą zmienność w przestrzennym rozmieszczeniu 

rtęci w glebach powiatu jeleniogórskiego. 


ALEGRIA, A., BARBERA, R., BOLUDA, R., ERRECALDE, F., FARRE, R., AND LAGARDA, 

M.J. 1991. Environmental cadmium, lead and nickel contamination: possible relationship 

between soil and vegetable content. Fresenius J. Anal. Chem. 339, 654–657. 

284


BOLUDA, R., ANDREU, V., GILABERT, M.A., SOBRINO, P. 1993. Relation between reflectance 

of rice crop and indices of pollution by heavy metals in soils of Albufera Natural 

Park (Valencia, Spain). Soil Techno. 6: 351–363. 

BOSZKE L., KOWALSKI A., GŁOSIŃSKA G., SZAREK R., SIEPAK J. 2003. Environmental 

factors affecting speciation of mercury in the bottom sediments; an overview. Polish 

Journal Environmental Studies 12(1): 5–13. 

DĄBKOWSKA-NASKRĘT H., MALCZYK P., KOBIERSKI M. 1999. Profile differentiation of 

total mercury content in selected arable and forest soils in Poland. ATR Bydgoszcz. 

Zesz. Nauk. 220, Rolnictwo 44: 47–51. 

DREHER G.B., FOLLMER L.R. 2004. Mercury content of Illinois soils. Water, Air, and Soil 

Pollution 156: 299–315. 

DĄBKOWSKA-NASKRĘT H., BARTKOWIAK A., RÓŻAŃSKI S. 2008. Zawartość rtęci 

w glebach intensywnie użytkowanych rolniczo obszaru Pomorza i Kujaw. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych, IOŚ, Warszawa, 35/36: 153–156. 

ENGLE M.A., GUSTIN M.S., LINDBERG A.W., AND ARIYA P.A. 2005. The influence of 

ozone on atmospheric emissions of gaseous elemental mercury and relative gaseous 

mercury from substrates. Atmos. Environ. 39: 7506–7517. 

EVANS C.A., HUTCHINSON T.C., 1996. Mercury accumulation in transplanted moss and lichens 

at high elevation sites in Quebec. Water Air Soil Pollution 90(33): 475–488. 

FILIPEK T. 2003. Toksyczne pierwiastki (Cd, Pb, Hg, As) w glebach i roślinach w odniesieniu 

do dopuszczalnych ich zawartości w nawozach i środkach do odkwaszania. Chemik 

11: 334–352. 

GIMENO-GARCIA E., ANDREU V., AND BOLUDA R. 1995. Distribution of heavy metals in 

rice farming soils. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 29: 476–483. 

GWOREK B., RATEŃSKA J. 2009. Migracja rtęci w układzie powietrze – gleba – roślina. 

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych IOŚ, Warszawa, 41: 614–623. 

KABATA-PENDIAS A. 1992. Biogeochemia rtęci w różnych środowiskach. Rtęć w środowisku 

– problemy ekologiczne i metodyczne. Ossolineum, 7–18. 

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

PWN, Warszawa. 

KIEPAS-KOKOT A., KUCHARSKA T., ZABŁOCKI Z. 2003. Zmiany akumulacji rtęci w szpilkach 

sosny i mchach na tle ilości spalanego węgla w elektrowni Dolna Odra. Obieg pierwiastków 

w przyrodzie, t. II, IOŚ, Warszawa: 290–295. 

KLOJZY-KARCZMARCZYK B., MAZUREK J. 2007. Rtęć w osadach dennych rzeki w strefie 

zasilania poziomu triasowego. XIII Sympozjum „Współczesne problemy hydrogeologii”, 

Kraków-Krynica, t. XIII cz. 3: 563–571. 

KOWALIK P. 2001. Ochrona środowiska glebowego. PWN, Warszawa. 

MALCZYK P. 2000. Forms of mercury in soils of selected forest ecosystems of Poland. Mengen 

und Spurenelemente 20: 529–535. 

285


MALCZYK P., DŁUGOSZ J. 2009. Zmienność przestrzenna całkowitej zawartości rtęci 

w poziomie powierzchniowym gleb wybranego obszaru Równiny Sępopolskiej. Ochrona 

Środowiska i Zasobów Naturalnych, 40: 39–48. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia w sprawie standardów jakości gleby oraz 

standardów jakości ziemi. z dnia 9 września 2002 r. (Dz.U. z 2002 r. Nr 165 poz. 

1359). 

SZOPKA K., KARCZEWSKA A., KABAŁA C., JEZIERSKI P., BOGACZ A. 2010. Zawartość 

rtęci w poziomach powierzchniowych gleb leśnych Karkonoskiego Parku Narodowego 

w rejonie Szklarskiej Poręby. 2010, Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, IOŚ, 

Warszawa, 42: 167–175. 

STUCZYŃSKI T., BUDZYŃSKA K., GAWRYSIAK L., KORZENIOWSKA-PUCUŁEK R., 

KOZA P., KOZYRA J., ŁOPATKA A., PUDEŁKO R., SIEBIELEC G. 2007. Stan i zmiany 

właściwości gleb użytkowanych rolniczo w województwie dolnośląskim w latach 2005– 

2007. Urząd Marszałkowski Województwa Dolnośląskiego, Instytut Uprawy Nawożenia 

i Gleboznawstwa w Puławach Instytut Badawczy, ss. 223. 

WOJNAR K., WISZ J. 2006. Rtęć w polskiej energetyce. „Energetyka” – kwiecień 2006. 

www.epa.gov. 

WITCZAK S., ADAMCZYK A.F. 1995. Katalog wybranych właściwości fizycznych i chemicznych 

wskaźników zanieczyszczenia wód podziemnych i metod ich oznaczania. Biblioteka 

Monitoringu Środowiska PIOŚ, Warszawa. 

ZECHMEISTER H. G. 1995. Correlation between altitude and heavy metal deposition in the 

Alps. Environmental Pollution 89(1): 73–80. 

286


Waldemar Martyn*, Bożena Niemczuk** 

Zawartość żelaza i glinu w profilach gleb rdzawych 

różnie użytkowanych 

Content of iron and aluminium in the profiles of 

variously utilized rusty soils 

Słowa kluczowe: żelazo, glin, gleba rdzawa, sposób użytkowania. 

Key words: iron, aluminium, rusty soil, the way in which soils are utilized. 

The aim of the study was to analyze a content and distribution of iron (Fe) and aluminium 

(Al) in the profiles of variously utilized rusty soils (forest, arable soils). 

Analyzed rusty soils were characterized by a low content of iron. In soils profiles examined 

the highest total content of iron and aluminium was found in the enrichment layer of both 

arable and forest rusty soils. It concerned their forms soluble in 20% HCl and in 1 mol«dm -3 

extractable iron. 

The way in which soils were utilized has not affected significantly the content of both analyzed 

elements, however, it was the arable soils, that displayed a higher content of iron and aluminium. 

Ratios of displacement of aluminum and iron in rusty forest soils were higher than in analogous 

arable soils. 


Żelazo i glin uważne są za ważne wskaźniki glebotwórcze. Układ i rozmieszczenie form 

żelaza i glinu w profilach jest wskaźnikiem zachodzenia oraz nasilenia procesów rdzawie- 

* Prof. dr hab. Waldemar Martyn – Instytut Przyrodniczo-Matematyczny, Państwowa Wyższa 

Szkoła Zawodowa w Zamościu, ul Akademicka 8, 22-400 Zamość; tel.: 84 638 34 44; e-mail: 

rektorat@pwszamosc.pl; Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska, Wydział Nauk 

Rolniczych w Zamościu, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Szczebrzeska 102, 22-400 

Zamość; tel.: 84 677 27 47; fax 84 636 90 39; e-mail: walmart@op.pl 

** Bożena Niemczuk – Instytut Przyrodniczo-Matematyczny, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa 

w Zamościu, ul. Akademicka 8, 22-400 Zamość; tel.: 84 638 39 44; 602 528 905; ; e-mail: rektorat@ 

pwszamosc.pl 

287

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk 

nia, bielicowania oraz płowienia. Specyficzna barwa, zależna od stopnia utlenienia żelaza, 

umożliwia rozpoznanie przemian zachodzących w środowisku glebowym. Barwa jest też 

jedną z cech stanowiących podstawę do wyróżnienia poziomów diagnostycznych i określenia 

kierunku zachodzenia procesu gleboznawczego. Zagadnieniem dotyczącym roli żelaza 

i glinu w procesach pedogenicznych interesowało się wielu badaczy [Bednarek 1991, Chojnicki 

2004, Frankowski i Siepak 2011, Janowska 2001, Janowska i in. 2002, Raczuk 2001, 

Zagórski 2001, Zwydak 2001]. Wszyscy oni zwracają uwagę na ścisły związek występowania 

różnych form żelaza z przebiegiem odmiennych procesów glebotwórczych. 

Żelazo jest jednym z najbardziej mobilnych pierwiastków w glebie, a stopień jego ruchliwości 

zmienia się wraz ze zmianą warunków środowiskowych. Organiczne połączenia 

żelaza zwiększają na ogół jego ruchliwość. Rozmieszczenie tego pierwiastka w profilu glebowym 

oraz rodzaj jego tlenków i wodorotlenków, które decydują o zabarwieniu, stanowią 

podstawowe wskaźniki do charakterystyki właściwości gleb [Kabata-Pendias, Pendias 

1999]. 

Glin może występować w formie rozpuszczalnej lub nierozpuszczalnej. W zależności 

od wartości pH gleby może przybierać postać kationu, anionu bądź cząsteczki obojętnej. 

Formy kationowe glinu, zwane ruchomymi lub wolnymi, uczestniczą w procesach kształtujących 

podstawowe właściwości środowiska glebowego [Gworek 2006]. Gleby, które charakteryzuje 

odczyn bardzo kwaśny oraz duża zawartość minerałów ilastych są potencjalnym 

miejscem występowania glinu. Obecność glinu w glebie decyduje również o jej dużej pojemności 

sorpcyjnej. Glin jest uważany za ważny element stabilizujący strukturę organiczno-mineralną 

gleby. Jest w tym względzie antagonistą w stosunku do niskiego pH oraz obecności 

metali ciężkich w glebach, które sprzyjają destrukcji tej struktury [Badora 2002, Bezak-Mazur 

2003, Gruba 2004, Pieprzka 2010, Walna i in. 2005]. 

Celem pracy była ocena zawartości oraz rozmieszczenia żelaza (Fe) i glinu (Al) w profilach 

gleb rdzawych leśnych i uprawnych. 


Badania przeprowadzono na glebach rdzawych występujących w Kotlinie Sandomierskiej. 

Pobrane próbki pochodziły z 10 profili: 5 profili gleb leśnych i 5 profili gleb uprawnych. 

W próbach glebowych oznaczono według ogólnie przyjętych metod w gleboznawstwie 

podstawowe właściwości fizyczne, chemiczne i fizykochemiczne. Po ich mineralizacji w mieszaninie 

stężonych kwasów (azotowego i nadchlorowego w stosunku 1:1) oznaczono zbliżoną 

do całkowitej zawartość żelaza i glinu, metodą F–AAS. Zawartość Fe i Al rozpuszczalnego 

w roztworze 1mol HCl·dm -3 oznaczono metodą Rinkisa [IUNG 1985]. Formy Fe i Al w wyciągu 

20% HCl oznaczono metodą ICP (metoda Giedrojcia) [IUNG 1980]. Zawartość składników 

rozpuszczalnych w 20% HCl (potencjalnie przyswajalnych dla roślin) przyjęto jako miarę zasobności 

siedlisk wpływających na żyzność gleb [Szafranek 2000, Degórski 2002]. 

288

Zawartość żelaza i glinu w profilach gleb rdzawych różnie użytkowanych 

Analizę statystyczną przeprowadzono za pomocą programu STATISTICA 6.0. Obliczono 

korelację Pearsona. Istotność różnic szacowano na poziomie istotności p = 0,05. W niniejszej 

pracy pominięto charakterystykę analizowanej gleby, która zawarta jest w pracy 

Wójcikowskiej-Kapusty i Niemczuk [2010]. 

3. Wynik badań 

3.1. Zawartość żelaza 

Całkowita zawartość żelaza w poziomach próchnicznych gleb leśnych mieściła się 

w przedziale 0,75-1,66 g·kg -1 , średnio zaś wynosiła 1,21 g·kg -1 . Poziomy rdzawienia były 

bogatsze w żelazo, a jego zawartość wahała się w granicach 1,58-2,90 g·kg -1 , przy średniej 

zawartości 2,10 g·kg -1 . W skale macierzystej zawartość żelaza sięgała średnio 0,76 

g·kg -1 i była najmniejsza spośród zawartości żelaza w analizowanych poziomach (tab. 1). 

Tabela 1. Zawartość żelaza całkowitego oraz rozpuszczalnego w 1 mol i 20% HCl w profilach 

gleb rdzawych w g·kg -1 

Table 1. Content of total iron and iron soluble in 1 mol and 20% HCl in the profiles of rusty 

soils in g«kg -1 

Poziom genetyczny 


A Bv C 

I II III I II III I II III 

LAS 

Minimum 0,75 0,22 0,51 1,58 0,49 1,17 0,50 0,09 0,35 

Maksimum 1,66 0,58 1,01 2,90 1,20 2,17 1,07 0,27 0,70 

Średnia 1,21 0,44 0,81 2,10 0,78 1,53 0,76 0,14 0,54 

Odchylenie standardowe 0,33 0,16 0,20 0,51 0,30 0,38 0,22 0,07 0,16 

POLE 

Minimum 1,02 0,44 0,73 1,57 0,58 1,20 0,63 0,05 0,45 

Maksimum 2,37 0,67 1,67 2,89 1,32 1,94 1,34 0,20 0,92 

Średnia 1,60 0,52 1,11 2,30 0,82 1,62 0,84 0,13 0,59 

Odchylenie standardowe 0,56 0,09 0,42 0,55 0,30 0,36 0,29 0,07 0,19 

NIR 

I 2,7 

dotyczący sposobów II 2,3 

użytkowania III 1,18 

NIR 

I 2,7 

dotyczący poziomów 

II 2,3 ** 

III 1,18 

Objaśnienia: I – Fe – zawartość całkowita, II – Fe rozpuszczalne w 1mol HCl·dm -3 , III – Fe rozpuszczalne 

w 20% HCl, *Istotne przy p≤0,05, **Istotne przy p≤0,01. 

289


Zawartość żelaza w poszczególnych poziomach gleb uprawnych wahała się – w poziomach 

Ap wynosiła średnio 1,60 g·kg -1 , w poziomach Bt 2,30 g·kg -1 i w poziomach C 0,84 g·kg -1 . 

Wartości te były większe niż stwierdzone w analogicznych poziomach gleb leśnych, chociaż 

różnice te okazały się statystycznie nieistotne. Na zawartość żelaza całkowitego w badanych 

glebach nie miały wpływu ani sposoby użytkowania, ani poziomy genetyczne (tab. 1). 

Poziomy próchniczne i rdzawienia gleb leśnych zawierały formy żelaza rozpuszczalnego 

w 1mol HCl·dm -3 w ilościach rzędu 0,44 g·kg -1 (poziomy A) i 0,78 g·kg -1 (poziomy Bv), co stanowiło 

odpowiednio 36,36% i 37,14% całkowitej zawartości tego pierwiastka (tab. 1 i tab. 2). 

Tabela 2. Procentowy udział żelaza rozpuszczalnego w 1 mol i 20% HCl w stosunku do 

całkowitej zawartości w glebach rdzawych 

Table. 2. Percentage share of iron soluble in 1 mol and in 20% HCl compared to the total iron 

content in rusty soils 


Sposób 

A Bv C A Bv 

użytkowania 

I 

II 

C 

Las 36,36 37,14 18,42 66,94 72,86 71,05 

Pole 32,50 35,65 15,48 69,38 70,43 70,24 

Objaśnienia: I - udział Fe rozpuszczalnego w 1 mol HCl w stosunku do całkowitej zawartości w %, 

II - udział Fe rozpuszczalnego w 20% HCl w stosunku do całkowitej zawartości w %. 

Poziomy gleb uprawnych ogólnie zawierały więcej żelaza rozpuszczalnego w 1mol HCl 

w porównaniu do analogicznych gleb pod lasami. Poziomy A gleb uprawnych zawierały 

średnio 0,52 g·kg -1 , co stanowiło 32,50% całkowitej zawartości żelaza, poziomy Bv 0,82 

g·kg -1 , co stanowiło 35,65% ogólnej ilości, poziom C zaś - 0,13 g·kg -1 , czyli 15,48% całkowitej 

zawartości żelaza (tab. 1, tab. 2). Nie były to jednakże różnice istotne, co potwierdziła 

analiza wariancji. Na zawartości żelaza rozpuszczalnego w 1 mol HCl nie miały wpływu 

sposoby użytkowania ani poziomy: próchniczne lub skała macierzysta (tab. 1). 

Na podstawie zawartości żelaza rozpuszczalnego w 1mol HCl w poziomach próchnicznych 

badane gleby możemy zaliczyć do gleb nisko zasobnych w żelazo [Zalecenia nawozowe 

1990]. 

Na podstawie wyników zamieszczonych w tabeli 4 można stwierdzić, że forma żelaza 

rozpuszczalnego w 20% HCl nie wykazała żadnych statystycznie udowodnionych zależności 

w stosunku do analizowanych właściwości gleb. 

Gleby uprawne zawierały w poziomach próchnicznych nieco więcej żelaza rozpuszczalnego 

w 20% HCl, niż leśne, średnio 1,11 g·kg -1 (69,38% całkowitej zawartości) (tab. 1, 

tab. 2). Nie były to różnice istotne statystycznie. Analiza wariancji natomiast wykazała statystycznie 

istotną zależność między formą żelaza rozpuszczalną w 20% HCl a poziomami 

genetycznymi. Poziomy próchniczne bez względu na sposób użytkowania były istotnie bogatsze 

w tę formę żelaza w stosunku do skał macierzystych (tab. 1). 

290


Analizując zawartość żelaza ogólnego w poziomach próchnicznych badanych gleb 

stwierdzono istotną, statystycznie udowodnioną dodatnią korelację z zawartością manganu 

rozpuszczalnego w 20% HCl (tab. 4). 

3.2. Zawartość glinu 

Całkowita zawartość glinu w poziomach próchnicznych gleb leśnych mieściła się 

w przedziale 1,53-4,08 g·kg -1 wynosiła przeciętnie 2,29 g∙kg -1 i była niższa niż w glebach 

uprawnych (3,03 g·kg -1 ) (tab. 3). W poziomach rdzawienia i skale macierzystej gleb leśnych 

i uprawnych całkowita zawartość glinu kształtowała się na podobnych poziomach. 

Zawartość glinu rozpuszczalnego w 20% HCl traktowana jest jako jeden z najważniejszych 

wskaźników procesu rdzawienia. Ilości glinu ekstrahowanego 20% HCl mieściły się 

w poziomach powierzchniowych gleb leśnych w przedziale 1,50–3,51 g·kg -1 , średnio 2,09 

g·kg -1 , w uprawnych zaś średnio 2,40 g·kg -1 (tab. 3). 

Tabele 3. Zawartość glinu całkowitego i rozpuszczalnego w 20% HCl w profilach gleb 

rdzawych w g·kg -1 

Table. 3. Content of total aluminium and aluminium soluble in 20% HCl in the profiles of 

rusty soils in g«kg -1 



A Bv C 

I II III I II III I II III 

LAS 

Minimum 1,53 1,50 – 3,37 2,27 – 1,80 1,42 – 

Maksimum 4,08 3,51 – 6,45 5,96 – 3,57 2,76 – 

Średnia 2,29 2,09 91,27 4,60 4,20 91,30 2,50 1,95 78,00 

Odchylenie standardowe 1,03 0,83 1,43 1,59 0,65 0,50 

POLE 

Minimum 2,35 1,84 – 3,41 2,46 – 2,29 1,61 – 

Maksimum 5,30 3,55 – 7,65 5,30 – 3,29 2,13 – 

Średnia 3,03 2,40 79,21 4,88 3,73 76,43 2,54 1,81 71,26 

Odchylenie standardowe 1,27 0,68 – 1,64 1,09 – 0,43 0,25 – 

NIR 

dotyczących sposobów 

użytkowania 

NIR 

dotyczących poziomów 

I 10,0 

II 

8,6 

I 10,0 

II 8,6 

Objaśnienia: I – zawartość Al całkowita, II – Al rozpuszczalny w 20% HCl, III – procentowy udział Al 

rozpuszczalnego w 20% HCl w stosunku do całkowitej zawartości. *Istotne przy p≤0,05 , **Istotne przy 

p≤0,01, – nie obliczano. 

291


3.3. Korelacja między zawartością żelaza i glinu a właściwościami gleb 

Obliczone współczynniki korelacji wskazywały na ujemną korelację pomiędzy glinem 

ogółem a zawartością frakcji piasku w składzie granulometrycznym badanych gleb. Pozostałe 

właściwości gleb nie wykazały wpływu na analizowane formy glinu (tab. 4). 

Zawartość żelaza rozpuszczalnego w 20% HCl pozostawała w statystycznie udowodnionej 

dodatniej zależności w stosunku do jego zawartości całkowitej (tab. 4). Obliczony 

wskaźnik przemieszczania żelaza z poziomów próchnicznych do poziomów wzbogacenia, 

był wyższy w glebach leśnych niż w uprawnych (tab. 5). 

Tabela 4. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością żelaza i glinu w poziomach próchnicznych 

a właściwościami gleb rdzawych 

Table 4. Correlation coefficients between iron and aluminium contents and properties of humus 

layers of rusty soils 

Wyszczególnienie 

Fe 

Al 

I II III I III 

C org. 

pH KCl 

Frakcje: 1–0,1 mm -0,72 -0,67 

0,1–0,02 mm 

< 0,02 mm 

T 

Fe: całkowite 0,96 

1 mol HCl 

20% HCl 0,96 

Mn: całkowity 

1 mol HCl 

20% HCl 0,70 

Al: całkowity 0,95 

20% HCl 0,95 

Objaśnienia: I – zawartość całkowita, II - rozpuszczalny w 1mol HCl·dm -3 , III – rozpuszczalny w 20% HCl, 

puste pola – korelacja nie występuje. 

Poziomy rdzawienia zawierały najwięcej tej formy glinu, przy czym gleby leśne zawierały 

średnio 4,20 g·kg -1 , gleby uprawne zaś 3,73 g·kg -1 . W skałach macierzystych badanych 

gleb leśnych i uprawnych zawartość glinu rozpuszczalnego w 20% HCl kształtowała się na 

zbliżonym poziomie i wynosiła odpowiednio 1,95 g·kg -1 i 1,81 g·kg -1 (tab. 3). Na zawartość 

tej formy glinu nie miał istotnego wpływu sposób użytkowania gleby. Analiza wariancji nie 

wykazała również istotnych różnic w zawartości glinu rozpuszczalnego stwierdzanego w 

poziomach próchnicznych i w skałach macierzystych (tab. 3). 

292


Poziomy próchniczne i rdzawienia gleb leśnych charakteryzował większy procentowy udział 

glinu rozpuszczalnego w 20% HCl w stosunku do jego całkowitej zawartości (ponad 90%), podczas 

gdy w analogicznych poziomach gleb uprawnych udział glinu wynosił 76-79% (tab. 3). 

Gleby leśne odznaczały się również wyższym wskaźnikiem przemieszczania glinu z poziomów 

próchnicznych do poziomów rdzawienia aniżeli miało to miejsce w glebach uprawnych. 

Wskaźnik ten przyjmował odpowiednio wartości 2,01 i 1,55 (tab. 5). 

Glin rozpuszczalny w 20% HCl wykazywał dodatnią korelację z glinem całkowitym, 

ujemną zaś z zawartością frakcji piasku stwierdzanych w składzie granulometrycznym (podobnie 

jak glin całkowity; tab. 4). 

Tabela 5. Wskaźniki przemieszczania żelaza i glinu do poziomów rdzawienia 

Tabele 5. Ratios of displacement into enrichment layers of iron and aluminium 

Sposób użytkowania gleby 

Fe w 20% HCl 

Bv/A 

Al w 20% HCl 

Bv/A 

Las 1,89 2,01 

Pole 1,46 1,55 


Z przeprowadzonych analiz wynika, że w profilach gleb rdzawych poziomy rdzawienia 

były najbogatsze we wszystkie badane formy żelaza. Uzyskane w badaniach wyniki zaprezentowane 

w niniejszej publikacji potwierdzają swoimi badaniami Skłodowski i Sapek 

[1977]. Cytowani autorzy uważają, że rozmieszczenie profilowe żelaza jest uzależnione 

od przebiegu zachodzących procesów glebotwórczych. Wskaźniki przemieszczania żelaza 

rozpuszczalnego w 20% HCl do poziomów wzbogacenia, w glebach leśnych były wyższe 

niż w uprawnych. W poziomach próchnicznych stwierdzono więcej całkowitego żelaza oraz 

jego rozpuszczalnych form w 1mol i 20% HCl niż w skałach macierzystych. 

Obliczone współczynniki korelacji pomiędzy formami żelaza a właściwościami badanych 

gleb nie wykazały istotnych zależności. 

Wielu autorów stwierdziło oddziaływanie składu granulometrycznego (konkretnych 

frakcji) na zawartość żelaza w materiale glebowym [Bogacz i in. 1996, Lipiński, Bednarek 

1998, Skłodowski, Sapek 1977]. W badaniach Bogacza i in. [1996] stwierdzono najwyższe 

koncentracje żelaza w glinach ciężkich i iłach, zawierających największy udział części koloidalnych. 

Dane te korespondują z analizą statystyczną badań Kucharzewskiego i Nowaka 

[2004], którzy również potwierdzili istotne zależności między zawartością żelaza a frakcją 

spławialną i iłem koloidalnym. 

Łabętowicz [1998] badając gleby kwaśne i bardzo kwaśne stwierdził ujemną korelację 

między odczynem gleby a stężeniem żelaza w roztworze glebowym. 

Poziomy rdzawienia badanych gleb charakteryzowała największa zawartość glinu zarówno 

całkowitego, jak i rozpuszczalnego w 20% HCl. Obie formy glinu występowały w tym 

293


poziomie w większym stężeniu niż w poziomach próchnicznych i skałach macierzystych. 

Większa zawartość glinu ogółem cechowała gleby uprawne, gleby leśne zaś zawierały więcej 

glinu ekstrahowanego 20% HCl. Nie były to jednak różnice statystycznie istotne. Zarówno 

na zawartość glinu całkowitego, jak i na zawartość glinu rozpuszczalnego w 20% kwasie 

chlorowodorowym nie miał istotnego wpływu sposób użytkowania gleb i poziomy genetyczne 

wyróżnione w profilach. 

Degórski [2005], badając zawartość składników ekstrahowanych 20% HCl stwierdził 

większą zawartość glinu w glebach rdzawych leśnych w porównaniu do zawartości w glebach 

płowych leśnych. W glebach rdzawych autor ten zaobserwował powolne zmniejszanie 

się zawartości składników rozpuszczalnych w 20% HCl wraz z głębokością występowania 

poziomu genetycznego gleby lub też nieznaczny wzrost zawartości tych wskaźników w poziomie 

Bv – w odniesieniu do glinu i żelaza. 

Badania Dlapy [2002] wykazały, że aktywność glinu była uzależniona od ilości substancji 

organicznej w glebie. W zasobnych w substancję organiczną poziomach próchnicznych 

gleb rdzawych i bielicowych to ona decydowała o aktywności glinu. W zdecydowanie mineralnym 

podglebiu gleb rdzawych aktywność glinu uzależniona była od składu mineralnych 

cząstek. W prezentowanych w pracy badaniach natomiast glin rozpuszczalny w 20% HCl 

dodatnio korelował z glinem całkowitym, ujemnie zaś z zawartością frakcji piasku, podobnie 

jak i glin całkowity. 

W glebach rdzawych wartość wskaźnika przemieszczania glinu do poziomów wzbogacenia 

w glebach leśnych była wyższa niż w glebach użytkowanych rolniczo. 

5. Wnioski 

1. Gleby rdzawe charakteryzowała mała zasobność w żelazo. Analizując rozmieszczenie 

glinu i żelaza w profilach gleb stwierdzono największe ich nagromadzenie w poziomach 

rdzawienia zarówno gleb leśnych, jak i uprawnych. 

2. Sposób użytkowania nie miał istotnego wpływu na całkowitą zawartość analizowanych 

pierwiastków, niemniej jednak gleby uprawne były bogatsze w glin i żelazo niż gleby leśne. 

3. Wskaźnik przemieszczania glinu i żelaza w glebach rdzawych leśnych był wyższy niż 

w glebach uprawnych. 


Badora A. 2002. Wpływ pH na mobilność pierwiastków w glebach. Zesz. Probl. Post. 

Nauk Rol. 482: 21-36. 

Bednarek R. 1991. Wiek, geneza i stanowisko systematyczne gleb rdzawych w świetle 

badań paleopedologicznych w okolicach Osia (Bory Tucholskie). Wyd. UMK – Rozprawy, 

Toruń: 155. 

294


Bezak-Mazur E. 2003. Analizy form chemicznych glinu w matrycach środowiskowych. Inżynieria 

i Ochrona Środowiska t. 6, 3-4: 391-405. 

Bogacz W., Verloo M., Kasperska J. 1996. Badania nad formami mikroelementów 

glebach Belgii. Cz. 2. Wpływ składu granulometrycznego wybranych gleb Flandrii 

na zawartość różnych form mikroelementów. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 434: 1017- 

1023. PAN, Warszawa. 

Chojnicki J. 2004. Formy żelaza w madach Żuław. Rocz. Gleb. LV, 1: 77-86. Polskie Towarzystwo 

Gleboznawcze, Warszawa. 

Degórski M. 2002. Przestrzenna zmienność właściwości gleb bielicoziemnych środkowej 

i północnej Europy a geograficzne zróżnicowanie czynników pedogenicznych. Prace 

Geogr. Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej. Uniwersytet Jagielloński, Kraków. 

Degórski M. 2005. Wpływ sposobu użytkowania lasu na zapasy węgla organicznego 

w glebie. Monitoring Środowiska Przyrodniczego nr 6: 75-83. Kieleckie Towarzystwo 

Naukowe, Kielce. 

Dlapa P. 2002. Solid-phase and pH control of aluminium activity in acid soils. Zesz. Probl. 

Post. Nauk Rol. 482: 135-141. 

Frankowski M., Siepak J. 2011. Nowe narzędzie w analityce specjacyjnej glinu (HPLC 

FAAS). Analityka 1: 60-64. 

Gruba P. 2004. Organiczne kompleksy glinu w glebach brunatnych Beskidów. Rocz. Gleb. 

LV, 1: 135-141. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze, Warszawa. 

Gworek B. 2006. Glin w środowisku przyrodniczym a jego toksyczność. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych 29: 27-38 IOŚ, Warszawa. 

Janowska E. 2001. Geneza i właściwości gleb rdzawych na obszarze zlodowacenia środkowopolskiego. 

Rozpr. habil. Wyd. Fundacja Rozwój SGGW, Warszawa. 

Janowska E., Konecka-Betley K., Czępińska-Kamińska D., Okołowicz M. 

2002. Formy żelaza i glinu jako wskaźniki niektórych procesów glebotwórczych w Rezerwacie 

Biosfery: Puszcza Kampinowska, Rocz. Gleb. 53, ¾: 33-46. Polskie Towarzystwo 


Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, 

Warszawa. 

Kucharzewski A., Nowak L. 2004. Żelazo i mangan w glebach ornych Dolnego Śląska. 

Rocznik PZH 55; Supl. 

Lipiński W., Bednarek W. 1998. Występowanie łatwo rozpuszczalnych form metali 

w glebach Lubelszczyzny w zależności od odczynu i składu granulometrycznego. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Rol. 456: 399-404. PAN, Warszawa. 

Łabętowicz J. 1998. Zakwaszenie gleby jako czynnik determinujący stężenie jonów 

w roztworze glebowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 456: 177-181. 

Metody badań laboratoryjnych w stacjach chemiczno-rolniczych. Cz I. Badanie gleb. 

1980. Wyd. IUNG, Puławy. 

295


Metody oznaczania ruchomych form mikroelementów w glebie do rutynowych oznaczeń 

w stacjach chemiczno-rolniczych (wspólna ekstrakcja w 1 M HCl). 1985. IUNG 

O/Wrocław; mat. niepublikowane. 

Pieprzka R. 2010. Formy wodnorozpuszczalne i wymienne glinu w glebach leśnych parku 

narodowego Gór Stołowych. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 42: 122-129. 

Raczuk J. 2001. Rozmieszczenie związków żelaza w glebach płowych Wysoczyzny Siedleckiej. 

Rocz. Gleb. t. LII, Supl: 109-117. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze, Warszawa. 

Skłodowski P., Sapek A. 1977. Rozmieszczenie Fe, Zn, Mn, Cu, Co, Ni, Pb i Cd w profilach 

czarnoziemów leśno-stepowych. Rocz. Gleb. XXVIII, 1: 72-83. Polskie Towarzystwo 


Szafranek A. 2000. Właściwości oraz przydatność rolnicza gleb płowych i rdzawych Wysoczyzny 

Kałuszyńskiej. Rozprawy Naukowe i Monografie. Wyd. SGGW, Warszawa. 

Walna B., Siepak J., Drzymała S., Sobczyński T. 2005. Reasearch on aluminium 

speciation in poor forest soils using the sequential extraction method. Polish Journal of 

Envir. Stud. 14, 2: 243-250. 

Wójcikowska-Kapusta A., Niemczuk B. 2010. Wpływ sposobu użytkowania na zawartość 

i rozmieszczenie ołowiu i niklu w profilach rędzin i gleb rdzawych. Effect of type 

use on content and layout of lead and nickel in profiles of rendzinas and rusty soils. Ecological 

Chemistry and Enginering, vol. 17(4-5): 519-527. 

Zagórski Z. 2001. Formy żelaza jako wskaźniki procesów pedo- i litogenezy w glebach 

niecałkowitych. Rocz. Gleb. t. LII, Supl.: 87-96. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze, 

Warszawa. 

Zalecenia nawozowe. Cz. I. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach makroi 

mikroelementów. 1990. Wyd. IUNG, Puławy; P(44). 

Zwydak M. 2001. Wybrane formy żelaza w glebach zespołu Jaworzyny Górskiej Phyllitido-Aceretum 

Moor 1952. Rocz. Gleb. t. LII, Supl.: 145-151. Polskie Towarzystwo Gleboznawcze, 

Warszawa. 

296


Anna Siemieniuk*, Joanna Szczykowska* 

Monitorning stopnia zanieczyszczenia wód zbiornika 

małej retencji w Sokółce 

The monitoring of water pollution level in lowretention 

reservoirs in Sokółka 

Słowa kluczowe: jakość wód, zbiornik małej retencji, zanieczyszczenia, związki biogenne. 

Keywords: water quality, low – retention reservoirs, water pollution, biogenic compounds. 

The specificity of storage reservoirs aimed at the possibility to keep nourish substances and 

their insolation make them as ecosystems liable to process of eutrofication. The very essential, 

undoubtedly, is also the reservoir’s influence on water quality in the river water below 

the river dam. This is the essential reason for the monitoring of water pollution level in 

the low-retention storage reservoirs and all the river water flowing into these reservoirs. The 

subject of this study work was the analysis of the quality of the low-retention storage reservoir 

in Sokółka and its influence on the physicochemical parameters of river waters flowing 

into it as well as the description of seasonal changes of contests of few chosen physicochemical 

features in characteristic points of the reservoir. The spectrum of this work included 

physico- chemical analysis of waters based on following parameters: 

1) apparent and factual colour, 

2) turbidity, 

3) oxidation, 

4) electrolytic conductivity proper, 

5) reaction, 

6) Kjeldahl organic nitrogen, 

7) ammonia nitrogen, 

8) nitrates ( III ), 

9) nitrates ( V ), 

* Dr inż. Anna Siemieniuk, dr n. tech. Joanna Szczykowska – Katedra Technologii w Inżynierii 

i Ochronie Środowiska, Politechnika Białostocka; ul. Wiejska 45 A, 15-371 Białystok; 

e-mail: a.siemieniuk@pb.edu.pl, j.szczykowska@pb.edu.pl 

297

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska 

10) phosphates, 

11) ferrum, 

12) manganese. 

The researches of samples of water, taken from surface layer of a coastal zone, taken place 

every month in the period from March 2007 to February 2011. The analysis of physico- chemical 

features of water was done according to current methodology and the statistical calculations, 

were based on all achieved results of tests, were done using three -factor analysis 

of variation for individual years, months and points where samples were collected from. The 

difference was measured with Tucke test on two confidence levels α = 0.05 and α = 0.01. 


Zanieczyszczenie wód pierwiastkami śladowymi ma szczególne znaczenie ze względu 

na rolę, jaką one spełniają w krążeniu składników chemicznych, między różnymi elementami 

środowiska. Zanieczyszczenie to zależy zarówno od czynników naturalnych, jak i odczynników 

antropogenicznych, substancje skażające zaś dostają się do wód bezpośrednio 

lub pośrednio. [Kabata-Pendias A. i Pendias H. 1993] 

Mała retencja wodna pozwala na gospodarowanie wodami i ich wykorzystywanie w obrębie 

małych zlewni. Pojęcie to kryje szereg działań technicznych i nietechnicznych, prowadzących 

do zmian i ingerencji człowieka w środowisko. 

Mała retencja wodna pozwala na podtrzymanie walorów przyrodniczych i środowiskowych 

regionów, a także na wykorzystanie wody do celów rolniczych i gospodarczych. Zbiorniki 

małej retencji to również możliwości rozwoju turystycznego regionów oraz miejsce wypoczynku 

i rekreacji dla ludności. Działania mające na celu retencjonowanie wody należy 

jednak rozpatrywać równolegle w powiązaniu z jej jakością i z realizacją zadań mających 

na celu poprawę stanu czystości tych wód, ponieważ jednym z celów małej retencji jest wydłużenie 

drogi obiegu zanieczyszczeń [Mioduszewski W. 2003]. Zmagazynowanie wody i jej 

okresowe przetrzymanie powinno poprawiać zdolności wód do samooczyszczania się, ponieważ 

zachodzące w tych wodach procesy chemiczne i biochemiczne prowadzą do rozkładu 

szkodliwych związków. Szczególnie istotne jest w tym wypadku usuwanie azotu i fosforu. 

Zapory rzeczne w wyniku sztucznego spiętrzenia wody przyczyniają się do wzmożonej 

sedymentacji substancji wnoszonych przez rzekę do zbiornika retencyjnego. Zdarza się, 

że ładunki są tak duże, iż żywotność zbiorników wynosi zaledwie kilkadziesiąt lat. Specyfika 

zbiorników retencyjnych, polegająca na możliwości zatrzymywania związków pokarmowych, 

oraz ich nasłonecznienie czynią z tych zbiorników ekosystemy podatne na proces eutrofizacji. 

Bardzo istotny jest także wpływ zbiornika na jakość wody w rzece poniżej zapory. 

[Klimaszyk P. 2006]. Dlatego istotnym staje się monitoring stanu czystości wód zbiorników 

małej retencji, jak również wód rzek zasilających te akweny. 

Celem opracowania była analiza jakości wód zbiornika małej retencji w Sokółce oraz 

298

Monitorning stopnia zanieczyszczenia wód zbiornika małej retencji w Sokółce 

jego wpływu na parametry fizykochemiczne wód rzeki zasilającej, jak również określenie 

sezonowych zmian zawartości wybranych wskaźników fizykochemicznych w charakterystycznych 

punktach zbiornika. 


Gmina Sokółka położona jest w północno-wschodniej części wojewódzwtwa podlaskiego. 

Wschodnia granica gminy pokrywa się z granicą polsko-białoruską. Gmina Sokółka jest 

gminą rolniczą. Badaniami objęto wybudowany przez Niemców w 1942 r. zbiornik sokólski, 

o objętości około 320 tys m 3 i powierzchni zalewu 18,3 ha (przy normalnym piętrzeniu). 

Zbiornik położony jest na Kanale Sokólskim, który jest prawym dopływem rzeki Sokołda. 

Średnia głębokość zbiornika wynosi 1,75 m. Ze względu na położenie zbiornika w mieście 

Sokółka, zalew jest szczególnie szeroko wykorzystywany do celów społecznych, a przede 

wszystkim jako ośrodek rekreacyjny. 

Do badań wytypowano trzy punkty pomiarowo-kontrolne w czaszy zbiornika oraz po 

jednym punkcie na cieku doprowadzającym i odprowadzającym wody z akwenu. Wybór 

i rozmieszczenie punktów badawczych podyktowane były możliwością uchwycenia zmian 

właściwości fizyko-chemicznych wody zachodzących w analizowanym akwenie. Zakres badań 

[Hermonowicz W. i wsp. 1999] obejmował analizę fizykochemiczną wód obejmującą 

następujące oznaczenia: 

1) barwę pozorna i rzeczywistą; 

2) mętność; 

3) utlenialność; 

4) przewodność elektrolityczną właściwą; 

5) odczyn; 

6) zawartość: 

●● 

azotu organicznego Kjeldahla, 

●● 

azotu amonowego, 

●● 

azotanów (III), 

●● 

azotanów (V), 

●● 

fosforanów, 

●● 

żelaza ogólnego, 

oraz 

●● 

manganu. 

Badania próbek wody pobieranych z warstwy powierzchniowej strefy brzegowej przeprowadzano 

co miesiąc przez 4 lata, w okresie od marca 2007 r. do lutego 2011 r., w pięciu 

punktach pomiarowo-kontrolnych. 

299



Na podstawie wszystkich uzyskanych wyników badań, wykonanych zgodnie z obowiązującą 

metodyką, w opracowaniu statystycznym obliczono wartości średnie uzyskanych 

wyników oraz wartości minimalne i maksymalne, medianę i odchylenie standardowe, wykorzystując 

program Statistica 6. Dokonano również trójczynnikowej analizy wariancji dla poszczególnych 

lat, miesięcy i punktów poboru próbek, różnicę zaś oceniono testem Tucke’ya, 

przy poziomach ufności α=0,05 i α=0,01. 

Wartości średnich arytmetycznych, minimalnych i maksymalnych oraz medianę i odchylenie 

standardowe badanych wskaźników przedstawiono w tabelach 1 i 2. 

Tabela 1. Podstawowe parametry statystyczne analizowanych wskaźników zanieczyszczeń 

wody zbiornika w Sokółce w okresie od marca 2007 – lutego 2009 

Table 1. The main statistical parameters analysing indicators of reservoir in Sokółka water contamination 

Badany 

parametr 

Jednostka 

32–158 

Barwa pozorna mg Pt/dm 3 85,25 

12–59 

Barwa rzeczywista mg Pt/dm 3 40,38 

2,54–48 

Mętność 

NTU 

12,53 

7,1–8,9 

Odczyn 

pH 

7,73 

134–496 

Przewodność µS/cm 

393,33 

0,05–0,55 

Żelazo og. mg Fe/dm 3 0,21 

0,007–0,23 

Mangan mg Mn/dm 3 0,052 

0,1.–0,851 

Jon amonowy mg NH 4+ 

/dm 3 0,384 

0,005–0,233 

Azotany (III) mg NO 2- 

/dm 3 0,054 

0,433–7,97 

Azotany (V) mg NO 3- 

/dm 3 1,903 

0,417–8,4 

TKN mg TKN/dm 3 3,427 

3- 

0,08–2,72 

Fosforany mg PO 4 

/dm 3 0,539 

4,2–13,5 

Utlenialność mg O 2 

/dm 3 9,648 

Źródło: opracowanie własne. 

Wyniki uzyskane w okresie: 

marzec 2007r. – luty 2008r. marzec 2008r. – luty 2009r. 

mediana 

mediana 

min–max 

min–max 

/ odchylenie 

/ odchylenie 

Średnia 

średnia 

standardowe 

standardowe 

77,5/34,12 

43/11,93 

10,45/10,43 

7,68/0,36 

411,5/77,52 

0,18/0,122 

0,037/0,048 

0,350/0,176 

0,024/0,064 

1,43/1,34 

2,92/2,266 

0,29/0,631 

10,5/2,768 

33–218 

99,63 

25–111 

48,28 

1,41–31 

12,468 

6,95–8,9 

7,74 

124–503 

398,77 

0,02–0,7 

0,232 

0,007–0,234 

0,061 

0,09–0,851 

0,416 

0,003–0,233 


0,433–7,969 

2,394 

0,417–17,5 

4,832 

0,05–2,75 

0,665 

3,5–32 

11,5 

92,5/40,137 

49/14,921 

14,8/8,666 

7,71/0,447 

415/79,63 

0,18/0,157 

0,043/0,058 

0,38/0,204 

0,02/0,058 

1,772/1,699 

4,084/4,264 

0,335/0,761 

11,25/5,413 

300


Tabela 2. Podstawowe parametry statystyczne analizowanych wskaźników zanieczyszczeń 

wody zbiornika w Sokółce w okresie od marca 2009 – lutego 2011 

Table 2. The main statistical parameters analysing indicators of reservoir in Sokółka water contamination 

Badany 

parametr 

Jednostka 

Wyniki uzyskane w okresie: 

marzec 2009r. – luty 2010r. marzec 2010r. – luty 2011r. 

min–max 

średnia 

78–146 

Barwa pozorna mg Pt/dm 3 114,5 

43–119 


1,4–33 

Mętność 

NTU 

14,25 

6,89–8,31 

Odczyn 

pH 

7,82 

290–549 

Przewodność 

µS/cm 

412,6 

0,06–0,53 


0,008–0,234 


0,18–2,1 

Jon amonowy mg NH 4+ 

/dm 3 0,715 

0,009–0,33 

Azotany (III) mg NO 2- 

/dm 3 0,065 

0,083–12,95 

Azotany (V) mg NO 3- 

/dm 3 2,645 

0,83–14,58 

TKN mg TKN/dm 3 4,954 

3- 

0,18–2,39 

Fosforany mg PO 4 

/dm 3 0,729 

4,7–23 


/dm 3 12,082 


mediana 

/ odchylenie 

standardowe 

114,5/17,63 

71/12,70 

15,45/11,15 

7,9/0,329 

399,5/54,101 

0,21/0,115 

0,09/0,070 

0,604/0,428 

0,036/0,075 

1,1/3,356 

4,65/3,402 

0,56/0,544 

12,5/5,160 

min–max 

średnia 

85–175 

119,52 

52–109 

74,817 

2–35 

15,33 

6,43–8,73 

7,83 

306–589 

413,53 

0,08–0,63 

0,273 

0,045–0,336 

0,175 

0,01–2,93 

0,816 

0,001–0,045 

0,018 

0,2–1,7 

0,935 

0,81–10,64 

5,060 

0,19–3,28 

0,891 

7–25,1 

12,573 

mediana 

/odchylenie 

standardowe 

120/21,643 

73/12,305 

17,45/9,077 

7,935/0,492 

405,5/63,646 

0,26/0,119 

0,162/0,080 

0,475/0,807 

0,015/0,013 

0,9/0,275 

5,16/2,573 

0,43/0,856 

10,2/5,547 

Wartości wskaźnika barwy rzeczywistej, spowodowanej rozpuszczonymi w wodzie 

związkami, wahały się od wartości minimalnej 32 mg Pt/dm 3 w pierwszym roku badawczym 

do wartości maksymalnej 218 mg Pt/dm 3 w drugim roku badawczym. Należy jednak 

zauważyć, że wartości średnie wskaźnika barwy rzeczywistej w kolejnych latach badawczych 

stopniowo zwiększały się od wartości 85,25 do 119,52 mg Pt/dm 3 . Identyczną 

sytuację obserwuje się w odniesieniu do barwy pozornej, wywołanej barwiącymi wodę 

zawiesinami – średnie wartości wskaźnika barwy rzeczywistej zmieniały się od wartości 

minimalnej 40,38 do wartości 74,817 mg Pt/dm 3 . Należy dodać, że barwa wód powierzchniowych 

najczęściej jest spowodowana substancjami rozpuszczonymi i ciałami zawieszonymi 

w toni wodnej, np. zakwitem glonów. Na barwę mogą wpływać również frakcje substancji 

humusowych, posiadające intensywną barwę żółto-brunatną, charakterystyczną 

301


dla terenów bagnistych, torfowych i zalesionych. [Borowski 2010] Te czynniki prawdopodobnie 

mogły mieć również wpływ na tak duże wartości wskaźnika barwy wody w badanym 

akwenie. 

Mętność wody jest uwarunkowana obecnością nierozpuszczonych w niej cząstek 

pochodzenia nieorganicznego i organicznego, które rozpraszają i absorbują promienie 

świetlne. 5 Średnia wartość wskaźnika mętności wahała się w przeprowadzonych badaniach 

od 12,53 NTU w pierwszym roku badawczym do 15,33 NTU w ostatnim roku badawczym. 

Odczyn wody pH wahał się od wartości minimalnej 6,43 do wartości maksymalnej 8,9, 

wartość średnia pH wynosiła od 7,73 do 7,83. Zmiany odczynu spowodowane były prawdopodobnie 

rozwojem glonów i wyczerpywaniem przez nie dwutlenku węgla rozpuszczonego 

w wodzie, co z kolei prowadziło do zmian w przemianach węglanów wapnia, wpływających 

na podwyższenie wartości pH. 

W wodach naturalnych jony przewodzące prąd pochodzą głównie z dysocjacji związków 

nieorganicznych. Związki organiczne występujące w wodzie nie ulegają dysocjacji lub 

ulegają dysocjacji w małym stopniu. Oznacza to, że pomiar przewodności świadczy o mineralnym 

zanieczyszczeniu wody. Przewodność wody w zbiorniku Sokółka wahała się 

w granicach od 124 do 589 µS/cm. Średnie wartości w ciągu czterech lat badawczych sukcesywnie 

się zwiększały od 393,33 do 413,53 589 µS/cm. 

Stężenie żelaza w wodach było bardzo zmienne, ponieważ podlega ono wpływom różnorodnych 

czynników [Kabata – Pendias A., Pendias H. 1993]. W omawianych badaniach 

żelazo występowało w stężeniach od wartości minimalnej 0,02 mg Fe/dm 3 do wartości 

maksymalnej 0,7 mg Fe/dm 3 , wartości średnie zaś mieściły się w przedziale 0,21 – 0,273 

mg Fe/dm 3 . Otrzymane wyniki potwierdzają badania Koca i Nowickiego [1997], które wykazały 

podwyższone stężenia jonów żelaza w wodach na obszarach sąsiadujących z polami 

ornymi.[Koc J.; Nowicki Z 1997] 

Zawartość manganu rozpuszczonego w wodach była bardzo zmienna i – jak można 

przypuszczać – mangan może być szybko wytrącony w postaci zawiesiny koloidalnej. 

Trzeba również podkreślić, że zanieczyszczenie powierzchniowych wód manganem występuje 

rzadko, chociaż antropogeniczny jego poziom w ekosystemach wodnych jest wysoki 

[Kabata – Pendias A.; Pendias H. 1993]. W analizowanych badaniach zanieczyszczenie 

zbiornika związkami wahało się od 007 mg Mn/dm 3 0,336 mg Mn/ dm 3 . Najniższe 

średnie wartości uzyskiwano w pierwszym roku badawczym – 0,052 mg Mn/ dm 3 , najwyższe 

zaś w czwartym roku badawczym – 0,175 mg Mn/ dm 3 . 

Źródłem azotu w wodach zbiornika wodnego może być azot atmosferyczny, który 

prawdopodobnie dostaje się tam w różnych terminach i różnych ilościach na skutek wiązania 

go przez bakterie i niektóre gatunki sinic [Kabata – Pendias A.; Pendias H. 1993]. Wyniki 

przeprowadzonych badań wykazały wyraźne sezonowe zmiany składu form azotu wód 

zbiornika Sokółka, które mogą być spowodowane przede wszystkim czynnikami klimatycz- 

302


nymi, środowiskowymi oraz biologicznymi, zachodzącymi w wodach badanego akwenu. 

W odniesieniu do azotu amonowego zaobserwowano występowanie maksimów zimowych 

oraz minimów letnich. Średnie wartości tego parametru wahały się od 0,384 do 0,816 mg 

NH 4 

/dm 3 i stale się zwiększały w poszczególnych latach badawczych. Stężenia azotanów 

III i azotanów V również potwierdzają istnienie zmian sezonowych – może to być spowodowane 

intensywnym rozwojem roślinności wodnej, a także biologiczną sorpcją tych związków 

[Koc J.; Nowicki Z. 1997]. 

Najniższe stężenia azotanów III i V odnotowano latem, wyższe zaś w okresie zimowym. 

Otrzymane wyniki są potwierdzeniem badań prowadzonych przez Kowalika i Kulbika 

[Kowalik P.; Kulbik M. 2006], którzy twierdzą, że małe stężenia azotanów V w wodach 

w okresie lata mogą być powodowane intensywnym pobieraniem azotanów przez roślinność 

wodolubną porastającą brzegi oraz przez procesy denitryfikacji. 

Wśród licznych wskaźników zanieczyszczeń wód powierzchniowych azot i fosfor 

mają szczególne znaczenie jako pierwiastki pokarmowe, wywierające bezpośredni 

wpływ na proces eutrofizacji [Nielsen K. i in. 2001]. W ostatnich dziesięcioleciach 

znacznie wzrosło zagrożenie nadmiernym rozwojem glonów w wodach, spowodowane 

zbyt dużymi ładunkami związków azotu i fosforu, które dostają się do zbiorników wodnych 

zarówno ze źródeł punktowych, jak i obszarowych. Nie zaobserwowano istotnych 

zmian sezonowych dotyczących ilości fosforanów oznaczonych w próbkach akwenu Sokółka, 

zanotowano jednak stopniowy wzrost średnich ilości tego wskaźnika od wartości 

0,539 mg PO 4 

3- 

/dm 3 3- 

w pierwszym roku badawczym do wartości 0,891 mg PO 4 

/dm 3 

w czwartym roku badawczym. 

Średnia wartość utlenialności zmieniała się od 9,65 do 12,57 mg O 2 

/dm 3 . Przyczyną 

dosyć dużych stężeń związków organicznych, wyrażonych jako ChZT-Mn, mogą być 

niekontrolowane spływy powierzchniowe, infiltracja zanieczyszczeń z obszarów rolnych 

oraz wybitnie rolniczy charakter zlewni. Potwierdzają to również badania przeprowadzone 

przez Koszelnika i Tomaszka [Koszelnik P., Tomaszek A. J. 2004]. 

Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji wartości wszystkich badanych parametrów 

(tab. 3) udowodniono testem Tucke’ya, przy poziomach ufności α=0,05 i α=0,01, 

istotne różnice tych wartości pomiędzy poszczególnymi latami, miesiącami oraz punktami 

poboru próbek. Zaobserwowano istotne różnice pomiędzy poszczególnymi latami poboru 

próbek we wszystkich badanych parametrach oprócz mętności, pomiędzy miesięcami zaś 

wszystkie parametry były istotne. Nie miały natomiast istotnego znaczenia mętność i odczyn 

w punktach poboru. 

Udowodniono istotne różnice we wszystkich badanych parametrach w poszczególnych 

latach i miesiącach poboru prób (AxB), lata i punkty (AxC) zaś nie miały znaczenia 

w odniesieniu do mętności, odczynu i utlenialności natomiast w miesiącach i punktach 

(BxC) różnice wartości parametrów miały tylko znaczenie w odniesieniu do przewodności 

i azotanów III. 

303


Tabela 3. Wartości najmniejszych istotnych różnic (NIR) obliczone metodą Tukeya 

Table 3. Values of smallest important differences calculate method Tukey 

NIR 

Barwa pozorna 

Barwa rzeczywista 

A 

(lata) 

6,9867 

** 

3,5991 

** 

Mętność - 

Przewodność 

Odczyn 

Żelazo og. 

Mangan 

Jon amonowy 

Azotany (III) 

Azotany (V) 

TKN 

Fosforany 

Utlenialność 

6,2665 

** 

0,0951 

** 

0,0352 

** 

0,0168 

** 

0,0481 

** 

0,0116 

** 

0,2635 

** 

0,6154 

** 

0,1260 

** 

0,8149 

** 

B 

(miesiące) 

15,4017 

** 

7,9339 

** 

15,439 

** 

13,814 

** 

0,2096 

** 

0,0775 

** 

0,0371 

** 

0,1059 

** 

0,0257 

** 

0,5809 

** 

1,3566 

** 

0,2777 

** 

1,7964 

** 

C (punkty) AB AC BC 

N=240 

8,3063 33,4037 

** 

** 

4,2789 17,2072 

* 

** 

- 


* 

7,4501 29,9605 

** 

** 

- 

0,4545 

** 

0,0418 0,1681 

** 

** 

0,0200 0,0804 

** 

** 

0,0571 0,2298 

** 

** 

0,0138 0,0557 

** 

** 

0,3133 1,2598 

** 

** 

0,7316 2,9423 

** 

** 

0,1498 0,6022 

** 

** 

0,9688 0,3896 

** 

** 

21,562 

** 

11,1072 

** 

- 

- 

- - 

19,3394 

* 

33,4969 

* 

- - 

0,1085 

** 

0,0519 

* 

0,1483 

** 

0,0359 

* 

0,8132 

* 

1,8992 

* 

0,3887 

** 

- 

- 

- 

0,0622 

* 

- 

- 

- 

- - 


Objaśnienia: NIR (Najmniejsza Istotna Różnica), p=0,05; Czynniki: A–lata, B–miesiące, C–punkty; 

** – bardzo istotne; * – istotne; – nieistotne. 

Aby ustalić przebieg zmian badanych parametrów w przestrzennym układzie zbiornika, 

tak dobrano punkty badawcze, aby uzyskać informację, w którym miejscu zalew posiada 

wody najczystsze, a w którym wody te odbiegają od norm. Pierwszy punkt umieszczono 

na rzece doprowadzającej wody do zbiornika, ostatni zaś na wodach rzeki odpływającej 

ze zbiornika, aby stwierdzić, czy wody zalewu Sokółka posiadają możliwości samooczyszczania. 

Analizując uzyskane wyniki badań można stwierdzić, że stężenia prawie wszystkich 

badanych parametrów w wodach opuszczających zbiornik były wyższe niż w wodach 

dopływających, niezależnie od terminu poboru próbek. Na zwiększanie się ilości zanieczyszczeń 

mogły mieć wpływ głównie: dopływy zanieczyszczeń ze źródeł punktowych 

i w mniejszym stopniu ze źródeł obszarowych oraz rozwój roślinności wodnej [Ilnicki P. 

2002], a także warunki tlenowe oraz temperatura panująca w zbiorniku. 

304


4. WNIOSKI 

Porównanie wyników badań z poszczególnych lat badawczych pozwoliło określić tendencje 

zmian zachodzących w zbiorniku oraz zagrożenia jakości wód w zbiorniku i samego 

zbiornika. 

Zestawienie wyników badań wskazuje na rosnące wartości wszystkich badanych parametrów, 

a zwłaszcza związków biogennych w wodach zbiornika, co w konsekwencji może 

prowadzić do eutrofizacji wód zalewu Sokółka, a co za tym idzie do ograniczenia rekreacyjnego 

wykorzystania tego zbiornika. 

Wraz z upływem lat zbiornik posiada wody coraz gorszej jakości, powodem tego stanu 

mogą być niekontrolowane spływy powierzchniowe, infiltracja zanieczyszczeń z obszarów 

rolnych, zróżnicowane warunki pogodowe w latach prowadzonych badań, a także stopniowe 

zarastanie i zamulanie się badanego zbiornika. 

Należy podkreślić, że jakość wody zbiornika pogarsza się głównie w okresie letnim, 

a więc w tradycyjnym okresie wypoczynkowym. Jest to szczególnie widoczne zwłaszcza 

w okolicach kąpieliska. 

Wody powierzchniowe są w dużym stopniu narażone na wpływ zanieczyszczeń antropogenicznych, 

przez co charakteryzuje je zmienność składu fizyczno-chemicznego. Wody 

zalewu Sokółka nie mają zarejestrowanych punktowych źródeł zanieczyszczeń, ale nie 

mogą się one poszczycić składem wód o właściwej jakości. 

Podsumowując wyniki badań dotyczące zmiany jakości wód zbiornika małej retencji 

Sokółka, można stwierdzić: 

1) przeprowadzone analizy wody akwenu w Sokółce w latach 2007–2010 wykazały wzrost 

wartości wszystkich badanych parametrów; 

2) uzyskane wyniki charakteryzowała znaczna zmienność i były uzależnione od lat, miesięcy, 

punktów poboru próbek oraz pór roku; 

3) zalew Sokółka nie miał zdolności do samooczyszczania wody, co może niekorzystnie 

wpływać na stan czystości rzeki Sokołda poniżej zbiornika. 

Pismiennictwo 

BOROWSKI G. 2010. Leksykon ekoinżynierii. Polskie Towarzystwo Ekoinżynierii, Warszawa. 

HERMANOWICZ W. i wsp. 1999. Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Wydawnictwo 

Arkady, Warszawa. 

ILNICKI P. 2002. Przyczyny, źródła i przebieg eutrofizacji wód powierzchniowych. Przegląd 

Komunalny 2(125): 35–49. 

KABATA – PENDIAS A., PENDIAS H.1993. Biochemia pierwiastków śladowych. PWN, 

Warszawa. 

305


KLIMASZYK P. 2006. Peatbog-Humic Water Complex in Forest Landscape: Factors Determining 

its Functioning. Polish Journal of Env. Studies, vol. 15, No. 5D, Part II: 384–388. 

KOC J., NOWICKI Z. 1997. Czynniki kształtujące chemizm wód oczek w środowisku rolniczym.W: 

Mat. Konf.: na II Ogólnopolską Konf. Nauk.: Przyrodnicze i Techniczne Problemy 

Ochrony i Kształtowania Środowiska Rolniczego Poznań: 91–97. 

KOSZELNIK P., TOMASZEK A.J. 2004. Share of different types of catchments In the Solina 

reservoir loadings with biogenic elements. Env. Prot. Eng. 30(4): 65–72. 

KOWALIK P., KULBIK M. 2006. Wpływ pokrywy glebowej w zlewni na kształtowanie się 

obszarowego spływu niektórych zanieczyszczeń do wód powierzchniowych. Wyd. 

IMUZ Falęty t.2, z.1(4): 211–223. 

MIODUSZEWSKI W. 2003. Mała retencja. Ochrona zasobów wodnych środowiska naturalnego. 

Poradnik. Wyd . IMUZ Falenty. 

NIELSEN K., RISGAARD-PETERSEN N., SOMOD B., RYSGAARD S., BERGO T. 2001. 

Nitrogen and phosphorus retention estimated independently by flux measurments and 

dynamic modelling in an estuary, Randers Fjord, Denmark, Mar. Ecol. Prog. Ser. 219: 

25–40. 

306


Ludwina Jarzynowska*, Agnieszka Rożek*, Dorota Wolicka* 


Halophilic microorganisms in petroleum produced waters 

Słowa kluczowe: wody złożowe, mikroorganizmy halofilne, remediacja. 

Keywords: produced waters, halophilic microorganisms, remediation. 

The chemical composition of produced waters from petroleum reservoirs is variable and 

harmful to the environment, which is influenced by many factors and processes. In addition 

to aromatic hydrocarbons, in reservoir waters we can find significant quantities of dissolved 

inogranic compounds such as: chlorides, sulfates, nitrates and phosphates. Due to the high 

concentrations of sodium chloride in produced waters, microorganisms occurring in them 

are halophilic or halotolerant. They have a significant impact on the chemical composition of 

petroleum waters and may contribute to their remediation. 


Znaczną część powierzchni Ziemi zajmują wody „słone”, czyli morza i oceany, które 

zawierają średnio około 35 g/dm 3 rozpuszczonych soli, głównie chlorków, siarczanów 

i węglanów [Oren 2002]. Środowiska charakteryzujące się większym zasoleniem często 

są spotykane w przybrzeżnych strefach mórz i oceanów. Odcięte od morza laguny, lądowe 

rozlewiska, czyli tzw. sebki, oraz okresowe jeziora typu playa, będące niegdyś częścią 

większych basenów, to typowe środowiska zasolone. Nie tylko woda może być określona 

mianem środowiska zasolonego. Są to również słone bagna, gleby oraz sztuczne 

stawy ewaporacyjne, które stworzył człowiek, w celu pozyskania soli dzięki procesowi 

ewaporacji. Typowe solanki występują również przy strukturach solnych oraz złożach 

ropy naftowej i gazu ziemnego. 

* Mgr Ludwina Jarzynowska, mgr Agnieszka Rożek, dr Dorota Wolicka – Instytut Geochemii, 

Mineralogii i Petrologii, Wydział Geologii, Uniwersytet Warszawski, 02-089 Warszawa, 

al. Żwirki i Wigury 93; e-mail: l.jarzynowska@student.uw.edu.pl, a.gojska@student.uw.edu.pl, 

d.wolicka@uw.edu.pl 

307

Ludwina Jarzynowska, Agnieszka Rożek, Dorota Wolicka 

2. Właściwości i skład chemiczny wód złożowych 

Wody złożowe, nazywane wodami produkcyjnymi i solankami pól naftowych, krążą 

w skałach zbiornikowych wraz z ropą naftową i gazem ziemnym, pojawiając się stopniowo 

w coraz większych ilościach podczas wydobywania węglowodorów ze złóż. Fizyczne 

i chemiczne właściwości wód złożowych zależą od wielu czynników, m.in. położenia geograficznego 

pola naftowego, formacji geologicznej, w jakiej znajdują się wody złożowe oraz 

od rodzaju skał zbiornikowych, w których przebywały przez tysiące lat. Ich pochodzenie 

jest często niejednoznaczne i trudne do określenia. Niektórzy geolodzy uważają, że są to 

wody stanowiące pozostałość basenów morskich, w których następowała sedymentacja 

materiału organicznego lub wody meteoryczne, przenikające w głąb litosfery przez systemy 

uskoków, spękań, czy przepuszczalne powierzchniowe warstwy skalne. Niezależnie od pochodzenia, 

wody złożowe na pewno można nazwać wodami interstycjalnymi, czyli zakumulowanymi 

w porach skały zbiornikowej. Bardzo często, aby stwierdzić pochodzenie wód złożowych, 

wykorzystuje się różnice w zasoleniu i określa stosunek sód/potas [Michael i Bachu 

2001]. Prawdopodobnie prawie zawsze są to wody morskie, ale również mogą być meteoryczne, 

ewaporacyjne i mieszane. Głównymi procesami, które powodują zwiększenie lub 

zmniejszenie zasolenia wód złożowych są pary procesów: ewaporacja/rozcieńczanie oraz 

rozpuszczanie/precypitacja. Stosunek sód/potas ukazuje obecność rozpuszczonych w wodach 

soli takich jak: chlorek sodu (NaCl), chlorek wapnia (CaCl 2 

), wodorowęglan sodu (Na- 

HCO 3 

). Wody meteoryczne i płytkie wody gruntowe zawierają głównie NaHCO 3 

i praktycznie 

nie zawierają chloru, dlatego stosunek sód/chlor jest w nich większy od 1. Stosunek sód/ 

potas w wodach morskich, ewaporacyjnych i głębokich wodach gruntowych, które przede 

wszystkim zawierają rozpuszczony halit, jest bliski 1. Wody złożowe zawierające duże ilości 

CaCl 2 

o małym stosunku sód/potas, mogły brać udział w albityzacji plagioklazów, wymieniając 

sód na potas [Michael, Bachu 2001]. 

Wody złożowe wydobywające się z węglowodorami stanowią istotny problem dla górnictwa 

naftowego. Znaczne ilości tych wód produkowane podczas wydobywania węglowodorów 

są problemem dla koncernów wydobywczych na całym świecie, ponieważ w pewnym 

momencie produkcja wody ze złoża przewyższa wydobycie węglowodorów (rys. 1). 

Skład chemiczny wód złożowych jest bardzo zmienny, na co ma wpływ wiele czynników 

i procesów. Oprócz dużego stężenia soli wody te zawierają duże ilości gazów oraz zawiesin 

mineralnych, metali ciężkich, fenoli, merkaptanów, pochodnych tiofenu i heterocyklicznych 

związków azotu [Różański i Włodkowic 2002]. Woda złożowa, ze względu na większą gęstość 

w porównaniu z gęstością ropy naftowej czy gazu ziemnego, zajmuje najniższą pozycję 

w złożu (rys. 2). 

308


Rys. 1. Profil wydobycia ropy naftowej i wód złożowych w złożach węglowodorów na Północno- 

-Wschodnim Atlantyku (www.naturetechsolution.com) 

Fig. 1. Typicalproduction profile for an oilfield in the North East Atlantic (www.naturetechsolution.com) 

A, B, C – odwierty 

Rys. 2. Przykład ropno-gazowej pułapki antyklinalnej (www.ems.psu.edu/chapter8.pdf) 

Fig. 2. Representative geologic structure of an oil trap (www.ems.psu.edu/chapter8.pdf) 

Do najbardziej toksycznych związków chemicznych, znajdujących się w wodach złożowych 

zaliczymy: BTEX (benzen, toluen, etylobenzen, ksylen), wielopierścieniowe węglowodory 

aromatyczne (WWA), pierwiastki promieniotwórcze (np. rad, uran, aktyn, pluton) oraz 

metale ciężkie. Ciągły kontakt z węglowodorami występującymi w złożu powoduje zanieczyszczenie 

solanek i czyni je toksycznymi dla środowiska. Wydobycie ropy naftowej i gazu 

309


ziemnego prowadzi do powstania znacznych ilości wód złożowych, które są zwykle zrzucane 

do wód powierzchniowych, najczęściej do rzek. Wody te mogą zawierać nawet 0,05 g/dm 3 

ropy naftowej w postaci drobnych kropli oraz 0,035 g/dm 3 rozpuszczonych węglowodorów. 

Znaczna zawartość węglowodorów aromatycznych w wodach złożowych nie jest jednak 

aż tak groźna dla środowiska, jak zawarte w nich nieorganiczne związki. Sole rozpuszczone 

w wodzie są przynajmniej częściowo zdysocjowane na jony i mogą się łączyć z innymi 

związkami niż te, w których były pierwotnie [Moore i in. 1965]. Są one znacznie bardziej 

toksyczne niż sama ropa i kumulują się w wodach powierzchniowych. W przeciwieństwie 

do ropy naftowej, która tworzy nieprzepuszczalną warstwę na powierzchni wód rzecznych, 

jeziornych czy morskich, wody złożowe mieszają się z wodami powierzchniowymi. Często 

są nazywane solankami pól naftowych, ze względu na ich znaczne zasolenie, np. zasolenie 

wód złożowych z pól naftowych Nigerii wynosi przeciętnie od 3 do 9 g/dm 3 [Obire i Amusan 

2003]. Ścieki o wysokim zasoleniu powstają nie tylko w przemyśle petrochemicznym, ale 

także skórzanym i spożywczym. Zawierają one duże ilości związków organicznych, np. alkanów, 

węglowodorów aromatycznych oraz substancji mineralnych i radioaktywnych. Rozprowadzanie 

tych ścieków, nawet po uprzednim oczyszczaniu, powoduje znaczne szkody 

w środowisku. 

Stosuje się różne metody usuwania węglowodorów z tych wód, np. technologie membranowe. 

Membrany są wykorzystywane do rozdzielania związków i odsalania, ale przed 

przepuszczeniem takich ścieków przez membranę można zastosować biologiczne usuwanie 

węglowodorów. 

3. Mikroorganizmy występujące w wodach złożowych 

Warunki panujące w środowisku wód złożowych są ekstremalne dla mikroorganizmów. 

Wysokie ciśnienie i temperatura panujące w złożu, duże zasolenie, niski potencjał redoks, 

obecność szkodliwych gazów, pH w granicach 4–9 i niedostateczna zawartość potencjalnych 

źródeł węgla znacznie ograniczają liczebność mikroorganizmów [Wolicka 2010]. Dodatkową 

trudność podczas prowadzenia badań sprawia możliwość łatwego zanieczyszczenia 

pobranych prób mikroorganizmami ze środowiska zewnętrznego, np. z osadów 

powierzchniowych, wód dopływających do złoża, czy podczas procesów wydobycia i przeróbki 

[Nilsen i Torsvik 1996]. 

W ostatnich latach badania naukowe w większym stopniu skupiają się na biologicznym 

oczyszczaniu ścieków o wysokim zasoleniu, jednak ścieki takie, zwłaszcza te, w których 

panują „hipersłone” warunki (przynajmniej 3,5% rozpuszczonych soli) wpływają negatywnie 

na metabolizm mikroorganizmów (np. powodując plazmolizę komórki). Istnieją 

jednak mikroorganizmy, które są przystosowane do takich warunków, czyli halofile. Mikroorganizmy 

halofilne są zdolne w warunkach laboratoryjnych do degradacji składników ropy 

naftowej. Spotykane są one w wielu naturalnych słonych środowiskach takich jak: Morze 

310


Martwe, Wielkie Jezioro Słone, stawy ewaporacyjne. Te organizmy potrzebują wysokiego 

stężenia soli w środowisku, w którym żyją (przede wszystkim NaCl). Wytworzyły one wiele 

przystosowań do życia w tak trudnych warunkach. Akumulują kompatybilne osmotycznie 

związki chemiczne takie jak K + , glicerol, trimetyloglicyna wewnątrz komórki, aby przeciwdziałać 

ciśnieniu osmotycznemu wywieranemu przez środowisko zewnętrzne. Posiadają 

również białka i ściany komórkowe zawierające dużą ilość ujemnie naładowanych aminokwasów 

i polarnych tłuszczy, a duża ilość kationów jest niezbędna do ustabilizowania takiej 

struktury. Poza tym transport składników pokarmowych jest uzależniony od odpowiedniego 

stężenia kationów sodu w komórce i w środowisku. Pomijając liczne przystosowania tych 

mikroorganizmów do życia w wysokim zasoleniu, należy zauważyć ich różnorodność metaboliczną, 

tzn. możliwość utleniania różnych związków organicznych, korzystania z wielu akceptorów 

elektronów oraz możliwość współistnienia z wieloma grupami mikroorganizmów, 

w tzw. konsorcjach, jednak szlaki metaboliczne związków organicznych przeprowadzane 

przez te mikroorganizmy wymagają dalszych badań. 

Z powyższych rozważań wynika, że wszystkie wyizolowane z wód złożowych mikroorganizmy 

są halofilami lub halotolerantami. Mimo tak trudnych, ekstremalnych warunków, 

w wodach złożowych stwierdza się ogromną różnorodność mikroorganizmów. Gęstość występowania 

mikroorganizmów w wodach złożowych zazwyczaj nie jest bardzo duża i wynosi 

około 10 5 –10 6 komórek/dm 3 . Wynika z tego, że w wodach tych występuje ograniczona 

ilość substancji odżywczych. 

Największym problemem jest występowanie w wodach złożowych bakterii redukujących 

siarczany (BRS). Obecność siarkowodoru przy urządzeniach wydobywających węglowodory 

została zauważona już w latach dwudziestych XX wieku. Gaz ten jest przyczyną 

korozji urządzeń wiertniczych i powstawania warstwy siarczku żelaza, blokującego wydobywanie 

ropy naftowej i gazu ziemnego. Jest on również niebezpieczny dla zdrowia ludzi 

pracujących przy wydobyciu. Produkcję siarkowodoru i zakwaszenie ropy, które zmniejsza 

jej wartość rynkową przypisuje się działalności BRS. Te mikroorganizmy charakteryzują się 

szerokim zakresem tolerancji zarówno na zasolenie (0–17%), jak i temperaturę (4–85 o C) 

[Wolicka 2010]. 

Większość rop naftowych w około 75% składa się z alifatycznych i aromatycznych węglowodorów. 

Wody złożowe przenikające ropy również są bogate w te węglowodory. Wzrost 

BRS na podłożach z ropą naftową jako jedynym źródłem węgla może służyć za model do 

odtwarzania i zrozumienia mikrobiologicznych procesów, jakie zachodzą w rurach, zbiornikach 

czy innych odcinkach systemów wydobywających węglowodory. Wiadomo, że przyrost 

biomasy w warunkach laboratoryjnych jest większy niż w warunkach in situ, jednak 

można uznać, iż procesy, jakie tam zachodzą są takie same, gdyż substraty pokarmowe 

są identyczne. Bardzo często jest obserwowane niecałkowite utlenianie związków organicznych, 

np. węglowodorów zawartych w ropie naftowej. Może to mieć kilka przyczyn, np. 

w składzie chemicznym ropy naftowej może być niewystarczająca ilość siarczanów lub czę- 

311


sto jest ona uwięziona w porach skały zbiornikowej, co utrudnia jej migrację do miejsc bogatszych 

w wodę, w której rozwój mikroorganizmów jest łatwiejszy. Rozwój BRS może zostać 

zahamowany na skutek niekorzystnych warunków, takich jak wysoka temperatura czy 

zasolenie, które występują w czasie generowania węglowodorów. Podczas procesu wydobywczego 

nowe gatunki BRS mogą dostać się do złoża wraz z tłoczoną wodą. Gatunki te, 

bardzo często są już odporniejsze na nowe warunki temperaturowe i zasolenia, jakie wytworzyły 

się podczas wprowadzania wody. 

Oprócz węglowodorów, innymi potencjalnymi źródłami węgla w ropie naftowej mogą 

być np. kwasy tłuszczowe lub inne związki organiczne, produkowane chociażby przez 

mikroorganizmy tlenowe. Gatunki BRS takie jak: Archaeoglobus fulgidus, Desulfacinum 

infernum, Desulfobacter vibrioformis, Thermodesulforhabdus norvegicus Desulfacinum 

infernum, które zostały wyizolowane z Morza Północnego, mogą wykorzystywać węglowodory 

ropy naftowej jako źródło węgla, aczkolwiek preferują one kwasy organiczne, takie 

jak octowy, palmitynowy, masłowy i rosną w zasoleniu 0–50 g NaCl/dm 3 [Nilsen i in. 

1996]. Z pól naftowych z terenu Rosji zostały wyizolowane: Desulfotomaculum kuznetsorri, 

Desulfotomaculum nigrificans. W późniejszych latach opisano również obecność płytkich 

pokładów elementarnej siarki w pobliżu złóż węglowodorów. Siarka ta, jak stwierdzono, 

jest w dużej mierze wynikiem działalności tlenowych siarkowych bakterii utleniających 

siarczki, które powstały dzięki działalności BRS, np. Thiobacillus thioparus [Jenneman 

i Gevertz 1999]. 

Beztlenowy rozkład toluenu został stwierdzony m.in. u bakterii redukujących żelazo III, 

bakterii denitryfikacyjnych i fermentacyjnych. Z ropy naftowej i wód złożowych wyizolowano 

również archeony metanogenne, np. z wód złożowych z pola naftowego na Morzu Północnym 

– Methanococcus thermolithotrophicu, które wykorzystują dwutlenek węgla jako źródło 

węgla i rosną w temperaturze 17–62 o C, z optimum w 60 o C [Nilsen i Torsvik 1996]. 

Tylko mikroorganizmy ściśle beztlenowe, wyizolowane z ropy naftowej i wód złożowych, 

można uznać za autochtoniczne. Mikroorganizmy tlenowe lub fakultatywne beztlenowce 

mogą stanowić zanieczyszczenie pochodzące ze środowiska zewnętrznego, jednak 

takie rozróżnienie jest wyjątkowo trudne. Z wód złożowych wyizolowano również bakterie 

fermentacyjne, które redukują tiosiarczany i siarkę pierwiastkową i wykorzystują związki 

organiczne, takie jak węglowodory i białka oraz nieorganiczne, takie jak CO 2 

i wodór cząsteczkowy, 

np. Haloanaerobium acetoethylicum, H. congolense. Jeżeli w ropie naftowej 

i wodach złożowych występuje żelazo III lub utlenione związki azotu, to rozwijają się odpowiednio 

bakterie redukujące żelazo i denitryfikacyjne. Mikroorganizmy denitryfikacyjne zdolne 

do degradacji n-alkanów i węglowodorów pierścieniowych to np. rodzaje Azoarcus należące 

do β-Proteobacteria [Fukui i in. 1999]. 

Z wód złożowych wyizolowano również wiele grup mikroorganizmów tlenowych, utleniających 

węglowodory, zarówno bakterii, jak i grzybów – z bakterii – Pseudomonas sp., natomiast 

z grzybów – Aspergillus sp. [Okoro 2009]. Wśród mikroorganizmów wyizolowanych 

312


z wód złożowych z brazylijskich pól naftowych przeważali przedstawiciele: Bacillus sp., Halanaeerobium 

sp., Alicyclobacillus acidoterrestris, Rhodococcus sp., Streptomyces sp., Acidithiobacillus 

ferrooxidans [Oliveira i in. 2008]. Wiele odmian Bacillus sp. toleruje szeroki 

zakres zasolenia (do 15%), pH w zakresie 5–12 i jest częstym mikroorganizmem tlenowym, 

występującym w wodach złożowych [Illias i in. 2001]. 

W wodach złożowych istnieją również mikroorganizmy przeprowadzające dysymilacyjną 

redukcję pierwiastków takich jak: U(VI), Se(VI), Cr(VI), Hg(II), Tc(VII), V(V), Au(III), które 

potencjalnie mogą być stosowane do usuwania tych pierwiastków ze ścieków. Bakterie 

redukujące metale i redukujące siarczany mogą spełniać rolę biokoloidów, powodujących 

zatrzymywanie radioaktywnych pierwiastków, również takich jak: 232Th, 238U, 237Np, 

239Pu, 243Am. Wiadomo, że taka segregacja składników radioaktywnych od nieradioaktywnych 

zachodzi na drodze chemicznej, ale również biologicznej. Znane są czyste szczepy 

takich bakterii, ale przebieg tych procesów w warunkach podpowierzchniowych wymaga 

jeszcze wielu badań [Nazina i in. 2004]. 


Produkcja ropy naftowej i gazu ziemnego oraz operacje wiercenia powodują znaczne 

zanieczyszczenie wód powierzchniowych i podziemnych oraz gleb obszarów, w których 

wydobywa się węglowodory. W dzisiejszych czasach zanieczyszczenie pochodzi głównie 

z dużej ilości solanki wydobywającej się ze złoża wraz z ropą naftową i gazem ziemnym 

(około 20–30 bilionów baryłek rocznie solanki; 1 baryłka ~ ok. 159 litrów), również w wyniku 

awarii systemu rurociągów czy podczas wypadków i błędów maszyn lub człowieka. 

Wody złożowe, które są bardzo zasolone (od 3 do 350 g/dm 3 rozpuszczonych soli) i mogą 

zawierać znaczne ilości toksycznych metali, związków organicznych i nieorganicznych oraz 

pierwiastki radioaktywne takie jak rad 226/228, są zazwyczaj zrzucane do strumieni i jezior 

powodując zatrucie środowiska. Istnieje wiele metod fizykochemicznych służących do 

oczyszczania tego rodzaju ścieków, jednak w coraz większym stopniu naukowcy zwracają 

się ku biologicznym metodom oczyszczania. Wykorzystanie autochtonicznych mikroorganizmów 

halofilnych, które charakteryzują się dużą różnorodnością metaboliczną, prowadzącą 

do neutralizacji BTEX, metali ciężkich czy radioaktywnych, może stanowić przełom w nowoczesnych 

metodach bioremediacji wód złożowych. 

Badania związane z aktywnością mikroorganizmów halofilnych w wodach złożowych 

są prowadzone w pracowni Geomikrobiologicznej na Wydziale Geologii UW i finansowane 

są w ramach grantu BST IGMiP – 26 – 2011. 

313



FUKUI M., HARMS G., RABUS R., SCHRAMM A., WIDDEL F., ZENGLER K., BOREHAM 

C., WILKES H. 1999. Anaerobic degradation of oil hydrocarbons by sulfate – reducing 

bacteria and nitrate-reducing bacteria. In: Bell C. R., Brylinsky M., Jonson-Green P. 

(ed.) Microbial Ecology of Oil Fields. Proceedings of the 8 th International Symposium 

on Microbial Ecology. Atlantic Canada Society for Microbial Ecology, Halifax, Canada. 

ILLIAS R. M., WEI O. S., IDRIS A. K., RAHMAN A. A. 2001. Isolation and charakterization of 

halotolerant aerobic bacteria from oil reservoir. Jurnal Teknologi 35: 1–10. 

JENNEMAN G. E., GEVERTZ D. 1999. Identification, characterization and application of 

sulfide – oxidizing bacteria in oil fields. In: Bell C. R., Brylinsky M., Jonson-Green P. 

(ed.) Microbial Ecology of Oil Fields. Proceedings of the 8 th International Symposium 

on Microbial Ecology. Atlantic Canada Society for Microbial Ecology, Halifax, Canada. 

KHARAKA Y. K., THORDSEN J. J., KAKOUROS E., HERKELRATH W. N. 2005. Impacts 

of petroleum production on ground and surface waters: results from the Osage – Skiatook 

Petroleum environmental research A site, Osage County, Oklahoma. Environmental 

Geosciences 12(2): 127–138. 

MICHAEL K., BACHU S. 2001. Origin and evolution of formation waters in the west-central 

part of the Alberta Basin. Rock the Foundation Convention: 18–22. 

MOORE A. J., SZASZ S. E., WHITNEY B. F. 1965. Determining formation water resistivity 

from chemical analysis. Journal of Petroleum Technology 3: 373–376. 

NAZINA T. N., KOSAREVA I. M., PETRUNYAKA V. V., SAVUSHKINA M. K., KUDRIAVTSEV 

E. G., LEBEDEV V. A., AHUNOV V. D., REVENKO Y. A., KHAVIZOV R. R., OSIPOV 

G. A., BELYAEV S. S., IVANOV M. V. 2004. Microbiology of formation waters from the 

deep repository of liquid radioactive wastes Severnyi. FEMS Microbiology Ecology 49: 

97–107. 

NILSEN R. K., TORSVIK T. 1996. Methanococcus thermolithotrophicus isolated from North 

Sea oil field reservoir water. Applied and Environmental Microbiology 2(62): 728–731. 

NILSEN R. K., BEEDER J., THORSTENSON T., TORSVIK T. 1996. Distribution of thermophilic 

marine sulfate reducers in North Sea oil field waters and oil reservoirs. Applied 

and Environmental Microbiology 5(62): 1793–1798. 

OBIRE O., AMUSAN F. O. 2003. The environmental impact of oilfield formation water on 

a Freshwater Stream in Nigeria. J. Appl. Sci. Environ. 7(1): 61–66. 

OKORO C. C. 2009. Microbiological impacts of produce water discharges in nearshore 

shallow marine waters near Chevron’s Escravos Tank Farm, Nigeria. Journal of American 

Science 6(3): 93–101. 

OLIVEIRA V. M., DURAES SETTE L., SIMIONI K. C. M., SANTOS NETO E. V. 2008. Bacterial 

diversity characterization in petroleum samples from brazilian reservoirs. Brazilian 

Journal of Bacteriology 39: 445–452. 

314


OREN A. 2002. Diversity of halophilic microorganisms: environments, phylogeny, physiology, 

and applications. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology 28: 56–63. 

RÓŻAŃSKI H., WŁODKOWIC D. 2002. Skutki oddziaływania zanieczyszczeń ropopochodnych 

na środowisko przyrodnicze. Wszechświat 7(9): 223–225 

WOLICKA D. 2010. Mikroorganizmy występujące w ropie naftowej i wodach złożowych. 

Nafta-Gaz 4: 267–273. 

WOOLARD C. R., IRVINE R. L. 1994. Biological treatment of hypersaline wastewater by 

a biofilm of halophilic bacteria. Water Environ Res 66: 230–235. 

www.ems.psu.edu/chapter8.pdf 

www.naturetechsolution.com 

315


Ewa Jurkiewicz-Karnkowska* 

Accumulation of heavy metals in selected gastropod 

species – lower Bug River and its floodplain water bodies 

Kumulacja metali ciężkich w wybranych gatunkach 

ślmaków – dolny Bug i zbiorniki jego terenów 

zalewowych 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, ślimaki, zbiorniki terenów zalewowych. 

Key words: heavy metals, gastropods, floodplain water bodies. 

Analizowano stężenia metali ciężkich (Cu, Zn, Mn, Fe, Pb, Cd) w tkankach miękkich 

i muszlach trzech gatunków ślimaków: Lymnaea stagnalis L., Viviparus viviparus (L.) i Viviparus 

contectus (Millet). L. stagnalis i V. viviparus występowały zarówno w korycie rzeki, 

jak i w zbiornikach jej terenów zalewowych, stąd możliwe było porównanie stężenia metali 

ciężkich w tych 2 gatunkach zebranych w dwu wymienionych typach siedlisk. 

Stężenia metali w mięczakach były na ogół charakterystyczne dla niezanieczyszczonych 

środowisk wodnych. Ich wartości były większe w mięczakach ze zbiorników terenów zalewowych 

lub podobne z obu typów siedlisk. Mogło to wynikać z większej kumulacji metali 

ciężkich w siedliskach stagnujących (tj. zbiornikach terenów zalewowych) w porównaniu 

z korytem rzeki. W obrębie zbiorników wodnych terenów zalewowych stwierdzono liczne 

istotne różnice między stężeniem metali ciężkich w L. stagnalis i Viviparus spp., nie znaleziono 

natomiast takich różnic między dwoma gatunkami z rodzaju Viviparus – V. viviparus 

i V. contectus. Porównanie stężenia metali ciężkich w V. viviparus i L. stagnalis z tych samych 

czterech zbiorników wykazało brak istotnych różnic zarówno wewnątrzgatunkowych, 

jak i międzygatunkowych. 

* Dr hab. Ewa Jurkiewicz-Karnkowska, prof. nadzw. UPH – Wydział Przyrodniczy, Uniwersytet 

Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, ul. B. Prusa 12, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 15; 

e-mail:karnkowska@uph.edu.pl 

316

Accumulation of heavy metals in selected gastropod species: lower Bug River and... 


The river Bug is the biggest tributary of the Narew River and one of the largest rivers 

in Poland (4 th as concerns the length). It is 755 km long with a basin area of 39,420.2 km 2 . 

The Bug River is one of few rivers in Europe, which in its whole course preserved 

not only natural channel, but also experienced relatively minor transformation of its valley. 

The fluvial processes are still the major shaping and diversifying factor affecting habitats in 

the river’s bed and floodplain. Water quality of the lower Bug River is relatively low [Woyciechowska, 

Dojlido 2003, Stan … 2010], in spite of its improvement during last years. Coli 

index, concentrations of phosphorus compounds, suspended matter and chlorophyll “a”, as 

well as BOD 5 

significantly lowered water quality, whereas heavy metal levels generally didn’t 

exceed values characteristic for pure or slightly contaminated waters. 

Molluscs are an important component of bottom macrofauna both in the Bug River 

channel and in floodplain water bodies, where gastropods dominate [Jurkiewicz-Karnkowska 

2004, 2006, 2008, 2009]. They are known as good bioindicators of heavy metal contamination 

[Jurkiewicz-Karnkowska 1998], however gastropods have been less frequently considered 

as bioindicators than bivalves [Królak 1998, Oertel 1998, Jurkiewicz-Karnkowska 

and Królak 1999, 2003, Flessas et al. 2000]. 

The present study aimed at a comparison of heavy metal concentrations (Cu, Zn, Mn, 

Fe, Cd and Pb) in the soft tissues and shells of selected gastropod species from the river 

channel and floodplain water bodies, as well as among different water bodies (intraspecific 

differences). Interspecific differences in heavy metal concentrations were also analyzed. 


Heavy metal concentrations (Cu, Zn, Mn, Fe, Pb, Cd) were analysed in the soft tissues 

and shells of three gastropod species: Lymnaea stagnalis, Viviparus viviparus and 

Viviparus contectus. Molluscs were collected in summer 2007and 2009 in 18 floodplain water 

bodies within the lower Bug River valley, as well as in the river channel. The selected 

water bodies differed in distance from the river channel, hydrological connectivity with the 

river, size, successional stage. Molluscs of standardized size (L. stagnalis 30-35 mm, V. 

viviparus 20-25 mm, V. contectus 25-30 mm) were used for analyses. Samples of 10-30 

individuals were dried after separation of the soft tissues from the shells and than homogenized. 

Subsamples of the soft tissues (0.5 g) and shells (1 g) were mineralized in concentrated 

nitric acid and 30 % perhydrol (Merck suprapur). Heavy metal concentrations 

were determined with AAS technique: Cu, Zn, Mn and Fe with flame method, Pb and Cd 

in graphite cuvette (Carl Zeiss Jena, AAS 30). Interspecific and intraspecific differences in 

heavy metal concentrations were analysed. The comparison of heavy metal concentrations 

was possible for all the three gastropod species among floodplain water bodies, whereas 

317

Ewa Jurkiewicz-Karnkowska 

in the river channel only L. stagnalis and V. viviparus were found. To test for statistically 

significant intra- and interspecies differences in heavy metal concentrations in L. stagnalis 

and V. viviparus from floodplain water bodies four habitats were selected where these two 

species co-occurred. 

The results were statistically elaborated using STATISTICA 6.0 software. Non-parametric 

Kruskal-Wallis ANOVA was used to compare heavy metal concentrations in different species 

and in individual species from different habitats. 

3. Results and discussion 

The analysis of heavy metal concentrations in the soft tissues and shells of L. stagnalis, 

V. viviparus and V. contectus showed considerable ranges of values for individual 

species (Fig. 1). This might result from both interspecific differences (i.e. between different 

species from the same habitat) and intraspecific variability (i.e. concerning one species 

from different habitats). Significantly higher Mn and Cd concentrations and lower Zn 

concentration in the soft tissues were found in L. stagnalis as compared to Viviparus spp. 

(Kruskal-Wallis ANOVA, p


Fig. 1. Heavy metal concentrations [μg/g dry wt] in the soft tissues (A) and shells (B) of three 

gastropod species from floodplain water bodies: Viviparus viviparus (V.v.), Lymnaea stagnalis 

(L.s.) and Viviparus contectus (V.c.) 

Rys. 1. Stężenia metali ciężkich [μg/g s.m.] w tkankach miękkich (A) i muszlach (B) trzech gatunków 

ślimaków ze zbiorników terenów zalewowych: Viviparus viviparus (V.v.), Lymnaea 

stagnalis (L.s.) i Viviparus contectus (V.c.) 

319


Fig. 2. Heavy metal concentrations [μg/g dry wt] in the soft tissues (A) and shells (B) of two gastropod 

species: Viviparus viviparus and Lymnaea stagnalis – comparison of values in 

floodplain water bodies (FWB) and the river channel (R) 

Rys. 2. Stężenia metali ciężkich [μg/g s.m.] w tkankach miękkich (A) i muszlach (B) w dwóch 

gatunkach ślimaków: Viviparus viviparus i Lymnaea stagnalis – porównanie wartości 

w zbiornikach terenów zalewowych (FWB) i w korycie rzeki (R) 

320


Heavy metal concentrations in V. viviparus and L. stagnalis from four selected water 

bodies where these species co-occurred are presented in Table 1. Comparison of these values 

haven’t reveal any significant interspecific differences. In the case of intraspecific variation 

within the same four water bodies (Table 2) many marginally significant differences 

were found (Kruskal-Wallis test, p ~ 0.1 or less), and the other “p” values were also relatively 

low. In the case of the soft tissues such differences were found for Fe, Mn, Pb and Cd, 

whereas in the shells for Cu, Zn and Mn. 

Table 1. Mean concentrations of heavy metals (±SD) in the soft tissues and shells of two gastropods 

Viviparus viviparus and Lymnaea stagnalis collected in four selected floodplain 

water bodies, where these species co-occurred 

Tabela 1. Średnie stężenia metali ciężkich (±SD) w tkankach miękkich i muszlach dwóch gatunków 

ślimaków Viviparus viviparus i Lymnaea stagnalis zebranych w czterech wybranych 

zbiornikach terenów zalewowych, w których te gatunki współwystępowały 

Species 

V. viviparus 

L. stagnalis 

V. viviparus 

L. stagnalis 

Heavy metal concentrations, μg/g dry wt 

Cu Zn Mn Fe Pb Cd 

Soft tissues 

19.5±9.3 

16.4±6.8 

3.07±2.66 

2.41±2.60 

128.2±71.7 

76.7±19.3 

8.40±4.50 

7.94±5.36 

635.5±382.2 

636.9±392.4 

Shells 

297.1±179.7 

304.9±339.9 

1052.9±423.7 

862.8±343.9 

491.9±294.0 

329.7±256.0 

10.1±15.2 

3.4±3.6 

0.32±0.13 

0.32±0.13 

0.34±0.27 

0.51±0.38 

0.01±0.004 

0.01±0.002 

Table 2. Mean heavy metal accumulation in gastropods from four selected floodplain water 

bodies. Marginally significant differences (Kruskal-Wallis test, p ~ 0.1) in bold 

Tabela 2. Średnia kumulacja metali w ślimakach z czterech wybranych zbiorników terenów zalewowych. 

Znaczne różnice (test Kruskala-Wallisa, p ~ 0.1) zaznaczono pogrubioną 

czcionką 

Water 

body 

1 

2 

3 

4 

1 

2 

3 

4 

Heavy metal concentrations, μg/g dry wt 

Cu Zn Mn Fe Pb Cd 

Soft tissues 

19.9±8.9 

8.8±6.3 

26.0±0.23 

19.9±8.0 

0.20±0.14 

0.29±0.27 

3.58±1.24 

5.62±0.81 

83.7±19.4 

49.7±6.0 

145.6±87.7 

129.8±60.4 

4.87±2.65 

3.62±1.59 

11.05±2.90 

11.57±4.19 

293.0±137.9 

942.5±158.4 

261.0±49.9 

910.7±185.5 

Shells 

197.0±47.4 

541.1±377.8 

56.0±8.3 

372.3±171.2 

502.5±24.7 

1497.5±222.7 

882.6±101.1 

983.5±204.3 

420.0±378.3 

605.0±31.8 

114.0±43.4 

500.0±299.8 

0.27±0.18 

0.53±0.04 

7.11±0.25 

16.17±17.78 

0.25±0.14 

0.50±0.07 

0.32±0.07 

0.26±0.07 

0.11±0.09 

0.14±0.11 

0.64±0.03 

0.65±0.29 

0.006±0.002 

0.009±0.005 

0.007±0.004 

0.012±0.003 

Relatively more pronounced differences in metal concentrations in one species from 

four water bodies as compared to two species from the same habitat may show that the 

321


studied molluscs reflect bioavailable concentrations of metals, but they are less sensible 

bioindicators in slightly contaminated waters. 

4. Conclusions 

1. Concentrations of heavy metals analysed in gastropods were relatively low and characteristic 

for uncontaminated or slightly contaminated environments. 

2. Heavy metal level was in some cases higher in molluscs from floodplain water bodies 

as compared to the same species from the river channel. This difference may indicate 

more intense accumulation of at least some metals in floodplain habitats. 

3. Intraspecific differences in heavy metal concentrations in analysed gastropods were 

better pronounced than interspecific ones indicating that the studied molluscs may reflect 

bioavailable heavy metal concentrations in the environment, however their sensibility 

is relatively low in uncontaminated habitats. 

Acknowledgements: This study was realized within the confines of the research project 

No N30511731/3934 financed by the Ministry of Science and Higher Education. 

References 

Bias R., Karbe L. 1985. Bioaccumulation and partitioning of cadmium within the freshwater 

mussel Dreissena polymorpha Pallas. Int. Rev. Ges. Hydrobiol. 70: 113-125. 

Dojlido J., Kowalczewski W., Miłaszewski R., Ostrowski J. (eds) 2003. 

Rzeka Bug, zasoby wodne i przyrodnicze. IMGW, Warszawa. 

Flessass C., couillard y., pinel-alloul b., st-cyr l., campbell p. g. c. 

2000. Metal concentrations n two freshwater gastropods (Mollusca) in the St. Lawrence River 

and relationships with environmental contamination. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 57 (Suppl. 

1): 126-137. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 1998. Reakcje mięczaków na zanieczyszczenie 

środowisk wodnych metalami ciężkimi i możliwości ich wykorzystania w bioindykacji. 

Wiadomości Ekologiczne 44(3): 217-234. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 2003. Application possibilities of snails from the genus 

Lymnaea as bioindicators of heavy metals. Ekologija 2: 28-32. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 2004. Malacocoenoses of large lowland dam reservoirs 

of the Vistula River basin and selected aspects of their function. Folia Malacologica 12: 1-56. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 2006. Communities of aquatic molluscs in floodplain 

water bodies of lowland river (Bug River, East Poland). Polish Journal of Ecology 54: 253-266. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 2008. Aquatic mollusc communities in riparian sites 

of different size, hydrological connectivity and succession stage. Pol. J. Ecol. 56: 99-118. 

322


Jurkiewicz-Karnkowska E. 2009. Diversity of aquatic malacofauna within a floodplain 

of a large lowland river (lower Bug River eastern Poland). J. Moll. Studies 75: 223-234 

Jurkiewicz-Karnkowska E., Królak E. 1999. Poziom koncentracji miedzi (Cu), 

cynku (Zn), manganu (Mn), żelaza (Fe), ołowiu (Pb) i kadmu (Cd) w wybranych elementach 

środowiska (osady denne, wyższa roślinność wodna, ślimaki) dwóch zbiorników zaporowych. 

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 18: 325-337. 

Królak E. 1998. Concentration of heavy metals in the snails Lymnaea (Radix) peregra 

(O. F. Müll.) and Lymnaea stagnalis (L.) occurring in rivers near Siedlce town. Pol. Arch. 

Hydrobiol. 45: 553-563. 

Manly R., George W. O. 1977. The occurrence of some heavy metals in populations 

of the freshwater mussel Anodonta anatina (L.) from the River Thames. Environ. Pollut. 

14: 139-154. 

Oertel N. 1998. Molluscs as bioindicators of heavy metals in a side-arm system of 

the River Danube disturbed by engineering activity. Verh. Internat. Verein. Limnol. 26: 2120- 

2124. 

Smith S., Chen M. H., Bailey R. G., Williams W. P. 1996. Concentration and distribution 

of copper and cadmium in water, sediments, detritus, plants and animals in a hardwater 

lowland river. Hydrobiologia 341: 71-80. 

Stan środowiska w województwie mazowieckim w 2009 roku. 2010. Wojewódzki Inspektorat 

Ochrony Środowiska w Warszawie, Warszawa. 

Van Hattum B., Timmermans K. R., Govers H. A. 1991. Abiotic and biotic factors 

influencing in situ trace metal levels in macroinvertebrates in freshwater ecosystems. Environ. 

Toxicol. Chem. 10: 275-292. 

Willis M. 1983. A comparative survey of Ancylus fluviatilis (Müller) population in the 

Afon Craftnant, N. Wales, above and below an input of zinc from mine-waste. Arch. Hydrobiol. 

98: 198-214. 

Woyciechowska J., Dojlido J. 2003. Klasyfikacja jakości wód rzek. W: Dojlido J., 

Kowalczewski W., Miłaszewski R., Ostrowski J. (red) Rzeka Bug, zasoby wodne i przyrodnicze. 

IMGW, Warszawa: 149-174 

323


Joanna Szczykowska*, Anna Siemieniuk* 

Kształtowanie się stężeń związków biogennych 

w wodach zbiornika Czapielówka 

Evolution of the concentrations of biogenic compounds 

in Czapielówka low-retention reservoir 

Słowa kluczowe: jakość wód, zbiornik małej retencji, związki biogenne, eutrofizacja. 

Keywords: water quality, low- retention reservoir, biogenic compounds, eutrophication. 

This article applies to results of physico-chemical researches, which took place during the 

period of time from February 2007 to March 2011.The researches treat of Czapielówka reservoir’s 

water quality. Czapielówka is a small water storage reservoir, located in northerneastern 

Poland, in Podlasie region. Natural features of the reservoir, and water pollution, 

result in low quality of water in it. Contents of phosphates in analyzed water reservoir was 

always decreasing in spring time, strictly after the vegetational season, when the sunny 

weather conducts to dynamic growth of water organisms. During the summer, the quality 

of water became definitely worse, mostly because of increasing level of phosphates, at the 

same time, low concentration of inorganic nitrogen forms. This situation leads to growing 

fertility of the reservoir, and results in so-called ‘water blooming’, excluding functioning of 

the reservoirs as a resorts. Czapielówka requires protection and security against polluting 

influence. It also needs limiting the level of contamination, and impediments in exploiting the 

reservoir in a proper way. 


Zlokalizowane na terenach rolniczych zbiorniki wodne umożliwiają zaspokojenie zapotrzebowania 

na wodę do nawodnień roślin uprawnych, do wodopojów dla zwierząt hodowlanych, 

do celów przeciwpożarowych, oraz podniesienie, a także ustabilizowanie, poziomu 

* Dr nauk tech. Joanna Szczykowska, dr inż. Anna Siemieniuk – Katedra Technologii 

w Inżynierii i Ochronie Środowiska, Politechnika Białostocka; ul. Wiejska 45B, 15-351 

Białystok; tel.: 85 746 96 30; e-mail: j.szczykowska@pb.edu.pl 

324

Kształtowanie się stężeń związków biogennych w wodach zbiornika Czapielówka 

wód gruntowych i podziemnych oraz spowolnienie przepływu wody rzecznej [Nyc 2004]. 

Ze względu na charakter zagospodarowania i budowę zlewni większość wód zasilających 

zbiorniki małej retencji stanowi potencjalne źródło zanieczyszczeń zwiększające zagrożenie 

procesami eutrofizacji [Klimaszyk 2006; Szczykowska, Siemieniuk 2007]. Trofia zbiorników 

zależy od materii, która znajduje się wewnątrz misy jeziornej, dlatego funkcjonowanie 

zbiornika wodnego jest w rzeczywistości wypadkową wielu procesów wenątrzjeziornych 

i zlewniowych [Jeppesen i inni 2003]. 

Celem prowadzonych w okresie od marca 2007 r. do lutego 2011 r. badań była analiza 

kształtowania się stężeń związków biogennych w wodach zbiornika retencyjnego Czapielówka, 

w miejscowości Czarna Białostocka. 

2. TEREN I METODYKA BADAŃ 

Zbiornik wodny Czapielówka, położony w miejsko-wiejskiej gminie Czarna Białostocka 

w województwie podlaskim, wybudowano w latach 1971–1981 na skutek przegrodzenia zaporą 

ziemną koryta rzeki Czapielówka w 7 kilometrze. Czasza zbiornika ma kształt naturalny, 

a poziom brzegów jest szacowany średnio na 147 m.n.p.m. (na podstawie niepublikowanych 

materiałów, udostępnionych w Urzędzie Gminy Czarna Białostocka). 

Tabela 1. Podstawowe parametry zbiornika Czapielówka 

Table 1. The main parameters of Czapielówka water reservoir 

Parametry zbiornika Jednostka Liczba jednostek 

Powierzchnia zlewni w przekroju zapory czołowej km 2 19,27 

Powierzchnia zwierciadła wody ha 16,5 

Szerokość m 570 

Długość m 800 

Średnia głębokość m 2,00 

Głębokość max. m 3,00 

Pojemność m 3 316 955 

Przepływ średni niski m 3 /s 0,029 

Przepływ zwyczajny m 3 /s 0,05 

Przepływ letni wielki m 3 /s 0,870 

Przepływ zimowy wielki m 3 /s 1,950 

Przepływ najwyższy wielki m 3 /s 8,850 

Opracowano na podstawie materiałów udostępnionych w Urzędzie Gminy Czarna Białostocka. 

Obszary wokół zbiornika zajmują bory sosnowe, zaliczane do kompleksu leśnego Puszczy 

Knyszyńskiej, nieużytki, łąki i pastwiska. Bory sosnowe występują na glebach ubogich 

i skrajnie ubogich, kwaśnych, wytworzonych z piasków luźnych lub słabo gliniastych, ale 

także torfowiskowych. 

325

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk 

Zbiornik przepływowy spełnia wiele zadań, do których można zaliczyć cele przeciwpowodziowe, 

przeciwpożarowe, ekstensywną hodowlę ryb oraz funkcje rekreacyjno-sportowe. 

Jest on wkomponowany w kompleks leśny, a doskonałe warunki klimatyczne i krajobrazowe 

oraz dogodny dojazd powodują, że zbiornik jest wykorzystywany do celów rekreacyjnych 

i sportowych. Zarówno zlewnię rzeki Czapielówka, o powierzchni 19,27 km 2, jak i zlewnię 

samego zbiornika można zaliczyć do terenów leśno-rolnych. Na terenach bezpośrednio 

przylegających do akwenu są usytuowane liczne pola namiotowe, wypożyczalnie sprzętu 

wodnego, obiekty małej gastronomii i parkingi. 

W ramach cyklicznych badań monitoringowych przeprowadzonych w okresie od marca 

2007 r. do lutego 2011 r., realizując pracę statutową nr S/WBiIŚ/4/11, podjęto próbę określenia 

sezonowych zmian wskaźników fizykochemicznych ze szczególnym uwzględnieniem 

związków biogennych. Próbki wody pobierano do badań co miesiąc, z przypowierzchniowej 

warstwy brzegowej zbiornika, w czterech wyznaczonych stanowiskach badawczych. 

W celu ustalenia kształtowania się stężeń analizowanych wskaźników w przestrzennym 

układzie zbiornika stanowiska badawcze rozmieszczono tak, aby uchwycić zmiany zachodzące 

w badanym obiekcie. Pierwszy punkt był usytuowany w pobliżu dopływu do zbiornika 

wód rzeki Czapielówka, drugi i trzeci natomiast w jego środkowej części, czwarty punkt zaś 

znajdował się przy ujściu wody ze zbiornika. 

Zakres pracy obejmował następujące oznaczenia: 

1) barwę pozorną, 

2) barwę rzeczywistą, 

3) mętność, 

4) odczyn, 

5) przewodność elektrolityczną właściwą (PEW), 

6) stężenie żelaza ogólnego, manganu, jonu amonowego, azotanów (III), azotanów (V) 

TKN oraz fosforanów i ChZT-Mn. 

Badania wykonywano zgodnie z obowiązującą metodyką [Hermanowicz i in. 1999]. 

W ramach podstawowych obliczeń statystycznych obliczono, na podstawie wszystkich wyników 

badań uzyskanych w poszczególnych latach, wartość średnią, minimalną i maksymalną 

oraz odchylenie standardowe i medianę, wykorzystując programy Exel i Statistica 

6.0, a wyniki badań poddano ponadto również analizie statystycznej, stosując trójczynnikową 

analizę wariancji. 

Obliczono wartości NIR (najmniejszej istotnej różnicy), a różnice oceniono testem Tukeya 

przy poziomach ufności α=0,01 a=0,05. 

Wartości fizykochemicznych parametrów próbek wody pochodzących ze zbiornika Czapielówka 

wraz z podstawową analizą statystyczną zamieszczono w tabeli 2, a obliczone 

metodą Tukeya wartości NIR zaprezentowano w tabeli 3, zamieszczonych w następnym 

rozdziale. 

326



Podczas kontaktu wody z wieloma czynnikami, do których między innymi można zaliczyć 

materię organiczną: liście, drewno, a także produkty ich rozkładu, glebę oraz zanieczyszczenia 

pochodzenia antropogenicznego, dochodzi do wyługowania substancji 

barwnych i pojawienia się zabarwienia wody w zbiorniku retencyjnym. W okresie objętym 

badaniami wartości wskaźników barwy pozornej kształtowały się w zakresie 27–173 mg Pt/ 

dm 3 , natomiast wskaźników barwy rzeczywistej 9–164 mg Pt/dm 3 (tab. 2). Uzyskane wyniki 

badań barwy rzeczywistej i pozornej w jednostkowych cyklach badawczych poszczególnych 

lat były istotnie zróżnicowane w zależności od terminu poboru próbek (tab. 3). Powolny 

wzrost natężenia barwy obserwowany w okresach wiosennych mógł być spowodowany 

intensywnym rozwojem mikroorganizmów, a dodatkowo w wyniku cyrkulacji wiosennej dochodziło 

prawdopodobnie do naruszenia warstwy osadów. Znaczne zwiększenie natężenia 

zarówno barwy rzeczywistej, jak i pozornej, obserwowano od czerwca do września, poczym 

następowało powolne zmniejszenie natężenia barwy wody do wartości minimalnych, 

osiąganych w okresie zimowym. Wśród substancji powodujących rzeczywistą barwę wody 

najistotniejszą rolę ogrywają związki humusowe, powstające w glebie na skutek biochemicznych 

przemian obumarłych szczątek, głównie pochodzenia roślinnego, oraz w procesie 

humifikacji liści [Hermanowicz i in. 1999]. 

Zaobserwowana duża mętność wody podczas letnich poborów próbek (czerwiec- 

-sierpień), spowodowana cząsteczkami iłów lub glin, stanowiących roztwory koloidalne, 

mogła być dodatkowo wywołana intensywnym wykorzystaniem rekreacyjnym zbiornika. 

Stopniowa sedymentacja doprowadziła do powolnego zwiększania przezroczystości 

wody w późniejszym okresie. Po zakończeniu sezonu letniego stwierdzono systematyczne 

zmniejszanie mętności badanych próbek wody. Analiza uzyskanych wartości pH 

z pomiaru odczynu wody w poszczególnych punktach pomiarowo-kontrolnych podczas 

okresu objętego badaniami nie wykazała powtarzających się cyklicznie prawidłowości 

w kształtowaniu się omawianego wskaźnika. Przeprowadzona trójczynnikowa analiza 

wariancji udowodniła natomiast istotne statystycznie różnice średnich wartości pH w zależności 

od lat, miesięcy i punktu pomiarowo-kontrolnego oraz lat i punktu pomiarowo- 

-kontrolnego, a także miesiąca i punktu pobierania próbek (tab. 3). Nie udowodniono 

natomiast istotnego zróżnicowania wartości pH w zależności od lat i miesiąca pobierania 

próbek. Wartości przewodności elektrolitycznej właściwej (PEW) wody, mierzone 

w wytypowanych punktach pomiarowo-kontrolnych wahały się w zakresie 217–555 mS/ 

cm (tab. 2), przy czym wartości minimalne odnotowano w miesiącach zimowych, na ogół 

w styczniu i lutym. Następnie obserwowano powolny wzrost PEW do wartości maksymalnych, 

osiąganych w czerwcu i lipcu oraz ich niewielkie wahania, trwające do sierpnia 

lub września. Od października natomiast stwierdzano gwałtowne zmniejszenie tych 

wartości. 

327


Tabela 2. Fizykochemiczne parametry próbek wody pochodzących ze zbiornika Czapielówka 

Table 2. Physicochemical parameters of water samples of Czapielówka Reservoir 

Badany 

parametr 

Jednostka 

miary 

Wyniki badań uzyskane w okresie 

marzec 2007r. – luty 2008r marzec 2008r. – luty 2009r. marzec 2009r. – luty 2010r. marzec 2010r. – luty 2011r. 

min–max 

średnia 

Barwa pozorna mg Pt/dm 3 27–172 

95,844 

12–132 


Mętność NTU 

Odczyn pH 

PEW µS/cm 

0,98–31 

10,656 

6,2–8,93 

7,962 

289–481 

413,156 

0,01–2,01 


0,012–0,311 


+ 

Jon amonowy mg NH 4 /dm 

3 

n.w.–0,572 

0,287 

0,013–0,056 

Azotany (III) mg NO 2 

-/dm 3 0,028 

0,44–8,36 

Azotany (V) mg NO 3 

-/dm 3 2,164 

1,258–10,01 

TKN mg N/dm 3 4,359 

Fosforany 

mg PO 4 

3-/ 0,05–2,75 

dm 3 0,529 

3,2–16 


/dm 3 8,988 

mediana / 

/ odchylenie 

standardowe 

94/30,276 

70/31,946 

9,05/7,816 

8,05/0,675 

435/56,175 

0,115/0,461 

0,072/0,101 

0,254/0,159 

0,027/0,008 

1,76/1,591 

3,969/2,034 

0,34/0,572 

9,4/3,436 

min–max 

średnia 

32–173 

109 

20–164 

60,989 

1,09–31 


6,98–8,58 

7,730 

217–485 

408,208 

0,01–2,01 

0,232 

0,01–0,154 

0,054 

0,091–0,664 

0,337 

0,003–0,066 

0,019 

0,31.–5,75 

2,497 

0,417–19,16 

4,374 

0,11–2,75 

0,459 

1,6–34 

9,97 

mediana / 

/ odchylenie 

standardowe 

103/37,854 

55/32,35 

8,2/9,262 

7,72/0,380 

422/55,516 

0,147/0,147 

0,044/0,033 

0,346/0,106 

0,018/0,012 

2,2/1,405 

3,125/4,18 

0,297/0,544 

10,1/6,109 

min–max 

średnia 

42–151 

95,583 

11–121 

62,166 

0,41–10,1 

3,762 

6,58–8,35 

7,455 

354–555 

422,396 

0,03–1,2 

0,360 

n.w.–0,194 

0,045 

n.w.–0,719 

0,183 

0,003–0,29 

0,031 

0,1–4,53 

1,418 

0,42–19,16 

2,607 

0,14–1,45 


1,5–14,9 


mediana / 

/ odchylenie 

standardowe 

97/29,771 

57/29,369 

2,49/2,868 

7,30/0,491 

415/38,915 

0,285/0,266 

0,023/0,051 

0,103/0,199 

0,018/0,051 

1,17/1,013 

1,67/2,858 

0,48/0,235 

3,6/3,666 

min–max 

średnia 

45–167 

97,25/ 

9–122 

60,958 

0,6–14,6 

4,110 

6,58–8,52 

7,392 

343–505 

420,729 

0,05–0,97 

0,336 

n.w.–0,2 

0,064 

0,01–0,78 

0,170 

0,001–0,155 

0,018 

0,1–3,8 


0,42–7,63 

2,175 

0,13–1,45 

0,434 

1,5–13 

4,729 

mediana / 

/ odchylenie 

standardowe 

95/35,800 

55/30,959 

2,87/3,188 

7,32/0,499 

421/40,583 

0,25/0,230 

0,05/0,060 

0,12/0,168 

0,015/0,022 

0,89/0,766 

1,67/1,586 

0,329/0,267 

3,85/2,676 

Objaśnienie: n.w.– nie wykryto stosowaną metodą analityczną. 

328


W wodach powierzchniowych związki żelaza występują powszechnie w formie rozpuszczonej 

(roztwór rzeczywisty), koloidalnej lub jako zawiesina, w zależności od zawartości 

w wodzie substancji organicznych, tlenu, ditlenku (dwutlenku) węgla oraz działalności 

mokroorganizmów oraz odczynu pH wody. Mangan w wodach naturalnych pochodzi 

głównie z gleb, obumarłych części roślin, a także z zanieczyszczeń przemysłowych, odprowadzanych 

do wód powierzchniowych [Hermanowicz i in. 1999]. Wody powierzchniowe 

na ogół nie zawierają dużych stężeń związków żelaza i manganu. W analizowanych 

próbkach stwierdzono nieregularne zróżnicowanie stężeń żelaza i manganu, wahających 

się odpowiednio w zakresie 0,01–2,01 mg Fe/dm 3 oraz od wartości niewykrywalnych stosowaną 

metodą analityczną do 0,311 mg Mn/dm 3 (tab. 2). Należy przy tym nadmienić, 

że żelazo jest ważnym pierwiastkiem stymulującym wzrost roślin wodnych i glonów, tym 

samym dodatkowo przyspiesza procesy eutrofizacji. Obecność manganu w wodzie natomiast 

jest znacznie mniej szkodliwa niż żelaza, jednak całkowity brak tego pierwiastka 

hamuje procesy fotosyntezy oraz wzrost glonów [Houben i in. 2001]. Dalsza analiza uzyskanych 

wyników badań wykazała bardzo zróżnicowany poziom obecności w środowisku 

wodnym związków biogennych. Wody akwenu w Czarnej Białostockiej charakteryzowała 

duża zmienność, zarówno terminu, jak i miejsca pobierania próbek wody, większości badanych 

form substancji biogennych. Podczas badań zaobserwowano, że stężenia azotu 

amonowego, który pochodzi zwykle z biochemicznego rozkładu organicznych związków 

azotowych – roślinnych lub zwierzęcych – znacznie wzrastały po opadach deszczu. Może 

to oznaczać, że omawiany kation przedostaje się do wód zbiornika w procesie infiltracji 

i wymywania z podłoża lub wraz ze spływami powierzchniowymi czy też nadinfiltracyjnymi. 

Średnie stężenia jonu amonowego w wodzie badanego zbiornika były bardzo istotnie 

zróżnicowane w zależności od terminu (lata, miesiące) pobierania próbek oraz istotnie 

zróżnicowane w zależności od punktu pobierania próbek (tab. 3). 

Podwyższone stężenia azotu amonowego oznaczano w okresach zimowych i wczesnowiosennych, 

kiedy składnik ten nie jest jeszcze pobierany przez rośliny, a niskie temperatury 

ograniczają przebieg biochemicznych przemian związków azotu. W omawianych 

okresach grunt był zamarznięty, a roztopy śniegu i opady atmosferyczne mogły zmywać 

z pól uprawnych resztki niewykorzystanych nawozów. Dostawa biogenów ze źródeł punktowych 

i obszarowych (w tym rolniczych), wywołująca antropogeniczną eutrofizację wód, 

jest głównym zagrożeniem dobrego stanu wód stojących w Polsce [Soszka 2009]. W wodach 

powierzchniowych czystych azotany (III) występują na ogół w nieznacznych ilościach, 

a ich obecność może świadczyć o przebiegających procesach nitryfikacji i denitryfikacji. 

Średnie roczne stężenia jonów azotanowych (III) w analizowanym akwenie wynosiły: 

1) 0,028 mg NO 2- 

/dm 3 w okresie lat marzec 2007 – luty 2008; 

2) 0,019 mg NO 2- 

/dm 3 okresie lat marzec 2008 – luty 2009; 

3) 0,031 mg NO 2- 

/dm 3 w okresie lat marzec 2009 – luty 2010; 

4) 0,018 mg NO 2- 

/dm 3 w okresie lat marzec 2010 – luty 2011 (tab. 2). 

329


Tabela 3. Wartości najmniejszych istotnych różnic (NIR) obliczone metodą Tukeya 

Table 3. Values of smallest important differences calculate method Tukey 

Badany 

parametr 

Barwa pozorna 

Barwa rzeczywista 

Mętność 

A (lata) 

13.029 

* 

10,523 

* 

1,352 

** 

PEW - 

Odczyn 

Żelazo og. 

Mangan 

Jon amonowy 

0,169 

** 

0,131 

* 

0,028 

** 

0,64 

** 

Azotany (III) - 

Azotany (V) 

TKN 

0,454 

** 

1,121 

** 

Fosforany - 

Utlenialność 

1,729 

** 

Wartości NIR obliczone metodą Tukeya 

N=192 

B 

C (punkty) AB AC BC 

(miesiące) 

28,881 

** 

23,329 

** 

2,998 

** 

56,798 

** 

0,374 

** 

0,290 

** 

0,062 

** 

0,142 

** 

0,026 

* 

1,006 

** 


** 

0,371 

** 

3,834 

** 

- - - 

10,524 

** 

- 

50,819 

** 

6,532 

** 

- 

- 

62,915 

** 

50,819 

** 

6,532 

** 

- - - - 

0,169 

** 

- 

- 

0,064 

* 

- 

0,632 

** 

0,135 

** 

0,309 

** 

0,454 

** 

0,352 

* 

- 

- 

0,816 

** 

0,632 

** 

0,135 

** 

0,309 

* 

- - - - 

0,454 

** 

1,121 

** 

0,167 

** 

1,729 

* 

2,190 

** 

5,412 

* 

0,808 

* 

8,351 

** 

1,220 

** 

3,015 

** 

0,450 

** 

4,652 

** 

2,190 

** 

- 

0,808 

** 

8,351 

* 

Objaśnienia: - czynnik niewpływający na badaną cechę; * czynnik istotnie wpływający na badaną 

cechę; ** czynnik bardzo istotnie wpływający na badaną cechę 

Zmiany sezonowe zawartości azotu mineralnego przebiegały na ogół odpowiednio do 

intensywności rozwoju fitoplanktonu. Azotany (V) należą do substancji pożywkowych, niezbędnych 

do życia roślin wodnych, dlatego też ich ilość jest często uzależniona od rozwoju 

biomasy. Podczas okresów wegetacyjnych stężenia azotanów (V) w badanym akwenie 

na ogół ulegały obniżeniu do niskich wartości, wzrost wartości natomiast następował zimą. 

Trudno jednoznacznie wskazać na przyczyny znacznych różnic kształtowania się stężeń 

azotanów (V) w pobieranych do badań próbkach wody podczas okresu objętego badaniami. 

Najbardziej prawdopodobnymi przyczynami wydają się być różnice w niekontrolowanych 

spływach powierzchniowych, w infiltracji oraz w wymywaniu zanieczyszczeń z obszaru 

zlewni bezpośredniej i pośredniej zbiornika, a także zróżnicowane warunki pogodowe 

w latach prowadzonych badań. Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji wartości 

średnich stężeń azotanów (V) udowodniono bardzo istotne różnice zależne od terminów po- 

330


bierania (lata, miesiące) próbek, punktu ich pobierania oraz roku i miesiąca, roku i punktu, 

a także miesiąca i punktu pobierania próbek (tab. 3). 

Wśród form azotu wskaźnikiem najbardziej obniżającym ocenę jakościową wody w badanym 

zbiorniku był azot ogólny Kjeldahla (TKN). Oznaczone stężenia były zróżnicowane 

i mieściły się w zakresie 0,42–19,16 mg N/dm 3 (tab. 2). Mocznik oraz martwe szczątki roślin 

i zwierząt stanowią źródło azotu organicznego. Jednak wielu autorów wskazuje, że najwięcej 

tego typu związków biogennych dopływa do zbiornika wraz ściekami i wodami opadowymi 

[Soszka 2009, Gonzales i in. 2004, Koszelnik i in. 2007]. Zmniejszenie zawartości 

zanieczyszczeń organicznych w wodach zbiornika jest na ogół większe niż na tym samym 

odcinku rzeki przed spiętrzeniem. Dzieje się tak, ponieważ na skutek obniżenia prędkości 

przepływu wody w zbiorniku dochodzi do zwiększonej sedymentacji zawiesin, a także 

przedłuża się czas, w którym następuje rozkład zanieczyszczeń organicznych. Efektem 

może być poprawa jakości wody, ale tylko w dopływających wodach niezanieczyszczonych. 

Rozpatrywany zbiornik małej retencji jest płytki, co wpływa na jego dużą produktywność, 

dostępność światła i podwyższoną temperaturę podczas okresu wegetacyjnego. Z kolei 

niewielka głębokość sprzyja mieszaniu wód przez falowanie, w wyniku czego może następować 

zasilanie wewnętrzne substancjami biogennymi z osadów dennych. 

Średnie stężenia azotu Kjeldahla (TKN) w wodzie analizowanego zbiornika były bardzo 

istotnie zróżnicowane w zależności od terminu (lata, miesiące) i punktu pobierania próbek, 

a także od roku i punktu pobierania próbek (tab. 3). 

Stężenie fosforu jest najważniejszą miarą jakości wód jezior i zbiorników retencyjnych, 

fosfor bowiem jest kluczowym pierwiastkiem decydującym o produkcji pierwotnej oraz eutrofizacji 

[Kisand 2005, Kaisereli i in. 2002]. Fosfor z gleby, w postaci rozpuszczalnych fosforanów 

i związków organicznych oraz zawiesiny materiału glebowego, przemieszcza się do 

wód. Bezpośrednio przyswajalny dla mikroorganizmów jest jednak głównie fosfor mineralny 

[Urbaniak i in. 2004]. Zawartość fosforanów w analizowanym akwenie ulegała obniżaniu 

wiosną, bezpośrednio po rozpoczęciu sezonu wegetacyjnego roślin, kiedy to słoneczna pogoda 

sprzyjała rozwojowi organizmów wodnych. W okresach letnich natomiast stwierdzano 

znaczne pogorszenie jakości wody w zbiorniku, głównie z powodu wzrastających ilości fosforu 

ogólnego, przy jednocześnie niewielkich stężeniach nieorganicznych form azotu. Prowadzi 

to do wzrostu żyzności zbiornika i powoduje tzw. „zakwity” wody, które uniemożliwiają 

czasowe korzystanie z kąpielisk. Biomasa glonów zawierająca fosfor po pewnym czasie obumiera 

i osadza się na dnie, gdzie najczęściej panują warunki beztlenowe [Mazurkiewicz-Boroń 

1988]. Spowodowane jest to przyspieszonym zużyciem tlenu w wodach zanieczyszczonych, 

co powoduje deficyty tlenowe i związane z nimi negatywne właściwości wody. Podczas 

lata dochodziło do całkowitego odtlenienia warstwy przypowierzchniowej wody w badanym 

zbiorniku, co dodatkowo mogło powodować zwiększania zasobności wody w związki fosforu. 

Rzekę wypływającą ze zbiornika retencyjnego odznaczają zmienione wahania stanów wody 

i inne niż przed dopływem do zbiornika cechy fizyczno-chemiczne wody [Chełmicki 2001]. 

331


Obserwacje przestrzennego rozkładu związków biogennych wykazały, że zbiornik 

w Czarnej Białostockiej nie ma zdolności do samooczyszczania. Próbki wody pochodzące 

z punktu zlokalizowanego w pobliżu odpływu wody ze zbiornika charakteryzowały przeważnie 

wyższe stężenia związków biogennych niż próbki pochodzące zarówno z punktów 

umiejscowionych w centralnych częściach akwenu, jak i położonych w okolicy dopływu wód 

do zbiornika. Może to powodować niekorzystny wpływ zbiornika na jakość wód rzeki Czapielówka. 

Ujemny wpływ na chemizm retencjonowanej wody odgrywa także sposób eksploatacji 

zbiornika i związane z tym wahania stanów wody oraz niekontrolowane stosowanie 

nadmiernej ilości roślinnych zanęt w trakcie indywidualnych połowów wędkarskich, zwiększające 

obciążenie wody zbiornika materią organiczną. Stosując trójczynnikową analizę 

wariancji udowodniono bardzo istotne różnice średnich wartości utlenialności w zależności 

od terminów pobierania (lata, miesiące), oraz roku i miesiąca, roku i punktu, a także miesiąca 

i punktu pobierania próbek (tab. 3). 

4. WNIOSKI 

Podsumowując należy stwierdzić, że zbiornik Czapielówka jest typowym przykładem 

płytkiego, nizinnego zbiornika retencyjnego o dużym stosunku powierzchni zlewni do powierzchni 

zbiornika i relatywnie krótkim czasie retencji wody. 

Przedstawione wyniki badań na sformułowanie następujących wniosków: 

1. Naturalne cechy zbiornika i zanieczyszczenia dopływające z jego zlewni pośredniej 

i bezpośredniej wpływają łącznie na niską jakość wód. 

2. Na ogół wraz z kierunkiem przepływu wody przez zbiornik stężenia związków biogennych 

rosły, co świadczy o słabych procesach samooczyszczania się wód w okresie objętym 

badaniami. 

3. Jakość wody zbiornika pogarsza się głównie w okresach letnich. 

4. Zbiornik wymaga ochrony i zabezpieczenia przed negatywnie działającymi czynnikami, 

a zwłaszcza ograniczenia zanieczyszczenia i związanych z tym utrudnieniach w eksploatacji 

zbiornika zgodnie z jego przeznaczeniem. 


CHEŁMICKI W. 2001.Woda zasoby, degradacja ochrona. Wydawnictwa Naukowe PWN, 

Warszawa. 

GONZALEZ E. J., ORTAZ M., PEŇAHERRERA, AIDA DE INFANTE. 2004. Physical and 

chemical features of a tropical hypertrophic reservoir permanently stratified. Hydrobiologia. 

Vol. 522. Numbers 1–3: 301–310. 

HERMANOWICZ W., DOJLIDO J., DOŻAŃSKA W., KOZIOROWSKI B., ZERBE J. 1999.Fizyczno-chemiczne 

badanie wody i ścieków. Wyd. Arkady, Warszawa. 

332


HOUBEN G. J., MARTINY A., BASLER N., LANGGUTH H. R. PLUGER W. L. 2001. Assessing 

the reactive transport of inorganic pollutants in groundwater of the Bourtanger 

Moor area., Environmental Geology 41: 488–494. 

JEPPESEN E., JANSEN J. P., SÖNDERGAARD M. 2003. Role of sediment and internal 

loading of phophorus in shallow lakes. Hydrobiologa 506–509 (1–3): 135–145. 

KAISERLI A., VOUTSA D., SAMARA C. 2002. Phosphorus fractionation in lake sedimentlakes 

Volvi and Koronia. N. Greece. Chemosphere 46: 1147–1155 

KISAND A. 2005 Distribution of sediment phosphorus fractions in hypertrophic strongly 

stratified Lake Verevi. Hydrobiologia 547: 33–39. 

KLIMASZYK P. 2006. Peatbog-Humic Water Complex in Forest Landscape: Factors Determining 

its Functioning. Polish Journal of Environmental Studies vol. 15, No. 5D, Part II: 

384–388. 

KOSZELNIK P. TOMASZEK J. A. 2007. Origin and Seasonal Variability of Nutrient Loads 

from an Agriculture Catchment Area into Shallow Man-Made Lake. Polish Journal of Enviornmental 

Studies vol. 16, No. 2A: 248–251. 

MAZURKIEWICZ-BOROŃ G. 1988. Environmental characteristic of effluents of the Dobczyce 

Reservoir indices. Acta Hydrobiol.30: 287–296. 

NYC K. 2004. Mała retencja wodna – zagadnienia ogólne. Przegląd Komunalny: 73–77. 

SOSZKA H. 2009. Problemy metodyczne związane z oceną stopnia eutrofizacji jezior na 

potrzeby wyznaczania stref wrażliwych na azotany. Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie. 

t. 9, z.1 (25): 151–159. 

SZCZYKOWSKA J. SIEMIENIUK A. 2007. Concentration of biogenic compounds in water 

of small retention reservoir Zarzeczany. Polish Journal of Environmental Studies vol. 

16, nr 2A: 311–315, 

URABANIAK M. SAPEK B. 2004 Zmiany we frakcjach fosforu w glebie torfowo-murszowej 

w zależności od poziomu wody gruntowej. Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie. t.4, 

z.2a(11) s. 493–502. 

333


Stanisław Niewolak*, Wiesława Rodziewicz*, Radosław Czajka*, 

Wojciech Rodziewicz* 

BAKTERIOLOGICZNE WSKAŹNIKI STOPNIA ZANIECZYSZCZENIA 

I STANU SANITARNEGO DROBNYCH ZBIORNIKÓW ŚRÓDLEŚNYCH 

W OKOLICY OLSZTYNA 

BACTERIOLOGICAL INDICATORS OF POLLUTION AND SANITARY 

STATE OF MID-FOREST WETLANDS NEAR OLSZTYN 

Słowa kluczowe: bakterie wskaźnikowe, zbiorniki śródleśne, woda, zanieczyszczenie. 

Key words: bacteria, indicator bacteria, water reservoirs, pollution. 

The degree of bacteriological contamination of water of five mid-forest reservoirs near Olsztyn 

was studied in the annual cycle. Reservoirs differed in size, width, nature of the transition zone 

and the location. Reservoirs 1 and 5 were located near housing estates, while reservoirs 2, 3, 

4 were located away from the residential buildings. In the majority of water samples from the 

investigated reservoirs, the number of the indicator bacteria of the degree of contamination 

(TVC 22°C, TVC 37°C) and sanitary state (TC, FC, FS) corresponded to the values accepted 

to the uncontaminated water or only slightly contaminated (I and/or II water purity class). Only 

14-34% of water samples collected from the reservoirs 1, 3, 4, 5 corresponded to the more 

contaminated water (III water purity class). The majority or all water samples collected from 

the mid – forest reservoirs near Olsztyn contained a number of TVC 22°C, TVC 37°C, TC, FC, 

FS and Clostridium perfringens disqualifying them for consumption by humans and animals. 


Wśród rezerwuarów wody na Pojezierzu Mazurskim przeważają zbiorniki małe 

o powierzchni do 1 ha. Zbiorniki śródleśne odgrywają szczególną rolę w magazynowaniu 

* Prof. dr hab. Stanisław Niewolak, mgr inż. Radosław Czajka, mgr inż. Wiesława Rodziewicz, 

mgr inż. Wojciech Rodziewicz – Katedra Mikrobiologii Środowiskowej, Uniwersytet 

Warmińsko-Mazurski, ul. Prawocheńskiego 1, 10-957 Olsztyn-Kortowo; tel.: 89 523 45 32; 

e-mail: rodziew@uwm.edu.pl 

334

Bakteriologiczne wskaźniki stopnia zanieczyszczenia i stanu sanitarnego drobnych... 

wód roztopowych, są również źródłem wody pitnej dla zwierzyny leśnej. Stanowią miejsce 

bytowania ptactwa wodnego i okresowo wędrownego. 

Zagrożeniem dla czystości oczek wodnych mogą być odchody zwierzęce wprowadzane 

ze zlewni. Stanowią one potencjalne źródło biogenów i drobnoustrojów o znaczeniu sanitarnym 

[Gwiazda 1996; Janta 1993]. 

Nie bez znaczenia jest również liczebność i aktywność ptactwa żerującego w wodzie 

(dzikie kaczki, gęsi, łabędzie, cyranki), w szczególności mew [Alderisio, De Luca 1999, 

Kuhn i in. 2002, Lévesque i in. 1993, 2000, Seymour i in. 1994]. Według Lévesque i in. 

[2000] obecność 30 mew na niewielkim akwenie zwiększa liczbę bakterii coli typu kałowego 

(Escherichia coli), powodując wzrost zanieczyszczenia kałowego do wartości nieakceptowalnych 

dla wód rekreacyjnych (powyżej 200 NPL 100·cm -3 ). Tak więc stan czystości bakteriologicznej 

małych zbiorników uwarunkowany jest przede wszystkim liczbą zwierząt tam 

żerujących, ale również spływem zanieczyszczeń ze zlewni. 

Czynnikiem ograniczającym przedostawanie się bakterii, wraz ze spływami powierzchniowymi, 

są zwarte kompleksy leśne, ściółka leśna i roślinność przybrzeżna. Pasy zielone 

otaczające oczka wodne stanowią naturalny filtr ograniczający dopływ zanieczyszczeń, 

w tym też odzwierzęcych [Åström i in. 2006]. 

W dostępnej literaturze brak jest danych dotyczących stopnia zanieczyszczenia bakteriologicznego 

i stanu sanitarnego drobnych zbiorników śródleśnych na Pojezierzu Mazurskim 

oraz przydatności i bezpieczeństwa takich wód dla zwierzyny leśnej. 

2. OBIEKT BADAŃ 

Badane zbiorniki śródleśne położone są na południowy zachód od Olsztyna na terenie 

Starego Dworu części dzielnicy administracyjnej Kortowo w Olsztynie (między 20°60’ a 20°64’ 

długości geograficznej wschodniej i między 53°56’ a 53°60’ szerokości geograficznej północnej). 

Badaniami objęto zbiorniki wodne różniące się usytuowaniem w terenie, głębokością, 

wielkością powierzchni, szerokością strefy roślinności szuwarowej: 

1) zbiornik 1 o powierzchni 0,2 ha i głębokości 1,2 m (okresowo wysychający), położony 

w bezpośrednim sąsiedztwie osiedla mieszkaniowego, otoczony jest niewielkimi wzniesieniami, 

dolną część wzniesień porastają wierzby (Salix sp.); 

2) zbiornik 2 położony w zagłębieniu terenu; dookoła lustra wody rozciągają się tereny 

podmokłe, wiosną całkowicie zalewane; ma powierzchnię 0,7 ha i głębokość 6,4 m; 

wzgórza są porośnięte lasem mieszanym, a litoral – trzciną pospolitą (Phragmites communis) 

i pałką wodną (Typha latifolia); oczko wodne; 

3) zbiornik 3 ma charakter kanału o szerokości ok. 2 m i powierzchni 0,9 ha; głębokość 

jego zależy od stanu wód gruntowych i opadowych (płytki, okresowo wysychający); 

dominującą roślinność na tym terenie stanowią trawy i skrzypy (Equisetum sp.); 

w sąsiedztwie kanału rośnie wierzba (Salix sp.); 

335

Stanisław Niewolak i in. 

4) zbiornik 4, największy, o powierzchni 20 ha i głębokości 5–6 m – zbiornik przepływowy zasilany 

wodami powierzchniowymi i podziemnymi; wiosną cały obszar w jego obrębie zalewany 

jest wodami roztopowymi; od strony wschodniej znajduje się duże wzniesienie porosłe 

lasem mieszanym; na pozostałej cześć terenu rozciąga się las iglasty i rośnie wierzba 

(Salix sp.); dominującą roślinnością są turzyce (Carex sp.) i sity (Juncus sp.), naokoło 

zbiornika rośnie trzcina pospolita (Phragmites communis) i pałka wodna (Typha latifolia); 

5) zbiornik 5 o powierzchni 1,6 ha i głębokości 2,6 m, położony w zagłębieniu terenu jest 

całkowicie zalesiony sosną; zbiornik zarybiany (często odwiedzany przez wędkarzy). 

3. METODY BADAŃ 

Próbki wody do badań pobierano w odstępach miesięcznych od maja 1992 r. do kwietnia 

1993 r., z głębokości 0,3 m pod powierzchnią wody i w najgłębszych miejscach zbiorników 

w pelagialu, do jałowych naczyń szklanych. Schłodzone próby transportowano do laboratorium 

i poddawano analizie mikrobiologicznej. 

Badania obejmowały oznaczenie liczebności bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia 

(TVC 22°C, TVC 37°C) i stanu sanitarnego (TC, TC, FS) oraz bakterii beztlenowych 

redukujących siarczyny. W celu dokonania oceny jakości wody pod względem mikrobiologicznym 

określono: 

1) liczbę bakterii heterotroficznych (jtk·cm -3 ) (TVC 37°C) po 24 godzinach inkubacji 

w temperaturze 37°C i (TVC 22°C) po 72 godzinach inkubacji w temperaturze 22°C, na 

agarze odżywczym; 

2) najbardziej prawdopodobną liczbę (NPL·100cm -3 ) bakterii z grupy coli (TC) po 48 godzinach 

inkubacji w temperaturze 37°C i bakterii coli typu kałowego (FC) (Escherichia coli) 

po 24 godzinach inkubacji w temperaturze 44,5°C, na pożywce Eijkmana; 

3) najbardziej prawdopodobną liczbę (NPL·100cm -3 ) paciorkowców kałowych (FS), na pożywce 

bulionowej z błękitem metylenowym i azydkiem sodowym po 72 godzinach inkubacji 

w temperaturze 37°C; 

4) liczbę (jtk·cm -3 ) beztlenowych bakterii zarodnikujących, redukujących siarczyny 

na podłożu Wilson-Blaira (po uprzedniej pasteryzacji prób wody przez 10 minut 

w temperaturze 80°C), po 18 godzinach inkubacji w temperaturze 37°C. 

Wszystkie oznaczenia wykonywano w 3 równoległych powtórzeniach z tej samej próby 

i oznaczano zgodnie z przyjętą w kraju techniką bakteriologicznego badania wody pitnej 

i zgodnie z wytycznymi zawartymi w Standard Metods [APHA, 1992]. 

Podczas poboru prób każdorazowo mierzono temperaturę wody termometrem rtęciowym. 

W dniu badań i do 7 dni przed poborem prób prowadzone były obserwacje meteorologiczne 

dotyczące temperatury powietrza, sumy opadów atmosferycznych i siły wiatru. 

Uzyskane wyniki badań liczebności bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia 

i stanu sanitarnego w wodzie zbiorników śródleśnych porównywano z danymi rozporządze- 

336


nia Ministra Środowiska i Leśnictwa [2004] oraz zawartymi w rozporządzeniu Ministra Zdrowia 

[2007] dotyczącymi jakości wody oraz jej przydatności do spożycia dla ludzi. Przyjmuje 

się, że takim samym rygorom powinna odpowiadać woda do picia dla zwierząt gospodarskich 

i innych. 

4. WYNIKI BADAŃ 

W wodzie badanych zbiorników śródleśnych liczba bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia 

(TVC 22°C, TVC 37°C) i stanu sanitarnego (TC, FC, FS) w okresie badawczym 

wahała się w zakresie od jednego (zbiornik 2) do kilku rzędów wielkości (zbiornik 1, 4 i 5). Maksymalne 

liczebności tych bakterii występowały w miesiącach letnich, wyjątkowo zimą w lutym 

(pod lodem) najwyższe liczby TC stwierdzono w zbiornikach 2, 3 i 5. Beztlenowe bakterie zarodnikujące, 

redukujące siarczyny (Clostridium perfringens), występowały sporadycznie. Z reguły 

najmniej bakterii występowało w wodzie zbiornika 2, a najwięcej w wodzie zbiorników: 

1 (TVC 37°C), 3 (TVC 22°C, TC, FC, FS) oraz 4 i 5 (TVC 22°C) (tab. 1). 

Tabela 1. Zakres i średnia liczba bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia (TVC 22°C 

i TVC 37°C) i stanu sanitarnego (TC, FC, FS, Clostridium perfringens) w wodzie drobnych 

zbiorników śródleśnych w okolicy Olsztyna 

Table 1. Range and average number of indicatory bacteria of pollution state (TVC 20°C, TVC 

37°C) and sanitary state (TC,FC,FS, Clostridium perfringens) on the water of a small 

interforested reservoirs in the region Olsztyn 

Zbiornik 

Nr 

1 

2 

3 

4 

5 

1 

TVC 22°C 

2 

TVC 37°C 

3 

CP 

4 

TC 

5 

FC 

6 

FS 

jtk . cm -3 NPL·100 cm -3 

3440 a 10350 - 720 18 425 

1780-6350 b 30-30600 0 3-2400


Na podstawie ilorazu TVC 22°C do TVC 37°C określono stopień zanieczyszczenia wody 

badanych zbiorników materią organiczną łatwo rozkładalną. Najwyższy procentowy udział 

próbek niezanieczyszczonych stwierdzono w zbiornikach 2, 3 i 4, a najniższy ich procentowy 

udział – w dwóch pozostałych (tab. 2). We wszystkich przebadanych próbkach wyliczono 

iloraz FC do FS wskazujący na rodzaj kałowego zanieczyszczenia badanych zbiorników. 

W największej liczbie próbek wody stwierdzono odzwierzęcy rodzaj zanieczyszczenia, mieszany 

(od ludzi i zwierząt) – w ok. 30% próbek. Zanieczyszczenia fekalnego pochodzenia 

ludzkiego nie wykazano w wodzie zbiorników 1 i 3 (tab. 2). 

Tabela 2. Procent prób wody zbiorników śródleśnych w okolicy Olsztyna o stosunku liczbowym 

TVC 22°C:TVC 37°C i FC:FS 

Table 2. Percentage distribution of water samples of interforested reservoirs near Olsztyn with 

the ratio TVC 22°C:TVC 37°C and FC:TC 

Zbiornik 

nr 

Stosunek liczbowy 

TVC 22°C:TVC 37°C 

Stosunek liczbowy 

FC:FS 

10 b > 4 c 0,7–4 d 0,043–0,7 e < 0,043 f 

1 66 34 0 20 80 0 

2 28 72 30 30 40 0 

3 33 63 0 25 75 0 

4 43 57 30 30 40 0 

5 70 30 12 25 63 0 

Zanieczyszczenie materią organiczną: 

a 

wody zanieczyszczone 10 

Kałowe zanieczyszczenie: 

c 

pochodzenia ludzkiego >4 

d 

pochodzenie mieszane 0,7–4 

e 

zwierzęcy charakter zanieczyszczeń 0,043–0,7 

f 

pochodzące od drobnych zwierząt


5. DYSKUSJA 

Liczba bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia (TVC 22°C, TVC 37°C) 

i stanu sanitarnego (TC, FC, FS) w wodzie badanych zbiorników śródleśnych w analizowanym 

okresie badawczym była co najmniej 10-krotnie większa od stwierdzanych 

w wodzie większych jezior (śródleśnych) na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego 

i na Pojezierzu Suwalsko-Augustowskim [Kuczyńska, Niewolak 2004]. Stosunkowo 

mniejsze liczebności tych bakterii stwierdzane w wodzie zbiornika 2 można tłumaczyć 

jego usytuowaniem w trudno dostępnym terenie. Zbiornik ten jest otoczony szerokim 

pasem roślinności bagiennej, spełniającym rolę filtru zatrzymującego zanieczyszczenia 

antropogeniczne. Miarą czystości wody tego zbiornika może być 72% próbek o stosunku 

TVC 20 do TVC 37 wyższym od 10 (tab. 2). 

Według Ministry of Health [1969] stosunek liczbowy TVC 22°C:TVC 37°C w wodach czystych 

jest wyższy od 10, w wodach zanieczyszczonych jest niższy od 10. Ewentualnym źródłem 

zanieczyszczenia pozostałych 28% próbek wody tego zbiornika mogły być kaczki krzyżówki 

(Anas plathyrrhynochos L) i cyranki (Anas querquedula) tam żerujące. 

Maksymalne liczebności odpowiednich TVC 22°C, TVC 37°C, TC, FC, FS stwierdzane 

w wodzie zbiornika 3, związane było zapewne z jego usytuowaniem w terenie otwartym, łatwo 

dostępnym dla ludzi i zwierząt dziko żyjących (łosi, saren) oraz mew. 

Wahania liczebności bakterii wskaźnikowych w wodzie zbiorników śródleśnych w okolicy 

Olsztyna (maksymalną liczebność późną wiosną i latem oraz okresowo jesienią i zimą) 

były zapewne związane z warunkami atmosferycznymi (temperatura wody, roztopy i opady, 

intensywność promieni światła słonecznego) oraz aktywnością ptactwa wodnego i zwierzyny 

leśnej. Wzrost liczebności bakterii heterotroficznych od maja do lipca 1992 r. mógł być 

związany z dopływem zanieczyszczeń podczas wiosennych roztopów w kwietniu i, lub opadów 

deszczu późną wiosną i wczesnym latem. Z opadami deszczu mogło być związane 

liczniejsze występowanie bakterii heterotroficznych w wodzie zbiorników 2, 4 i 5 oraz bakterii 

grupy coli i coli typu kałowego w wodzie zbiornika 5, kiedy suma opadów deszczu za 2 

i 7 dni przed poborem prób wynosiła odpowiednio 5 i 17 mm. 

Czynnikiem modyfikującym sezonowe wahania liczebności bakterii w wodzie badanych 

zbiorników śródleśnych mogło być ptactwo wodne. Odchody ptactwa wodnego są nie tylko 

źródłem N i P [Janta 1993] dla bakterii heterotroficznych, odpowiedzialnych za mineralizację 

azotowej substancji organicznej, ale również bakterii z grupy pałeczki okrężnicy (TC, FC) 

i paciorkowców kałowych (FS) oraz bakterii chorobotwórczych przewodu pokarmowego ludzi 

i zwierząt. 

Według danych literaturowych [Alderisio, De Luca 1999] tylko w 1 g odchodów mewy 

delawarskiej (Larus delawarensis L) znajduje się do 3,68·10 7 bakterii coli typu kałowego 

(Escherichia coli), zaś w 1 g odchodów kaczki krzyżówki (Anas plathyrrhynochos L) – do 

5,6·10 10 –4,9·10 11 bakterii coli typu kałowego (Escherichia coli) i do 8,3·10 7 –6,3·10 8 pacior- 

339


kowców kałowych (FS). Aktywnością ptactwa wodnego można tłumaczyć maksymalne liczebności 

paciorkowców kałowych (FS) w wodzie zbiorników 2, 4 i 5 w sierpniu 1992 r. 

Liczebności bakterii TC, FC, FS wnoszonych przez to ptactwo mogą być równoważone bakteriobójczym 

oddziaływaniem promieni UV światła słonecznego [Bourrouet i in. 2001, Burkhardt 

i in. 2000, Chang i in. 1985, Davies i in. 1995], wyjadaniem przez pierwotniaki oraz 

w wyniku lizy wirusowej [Brettar, Höfle 1992, Simek i in. 2001]. 

Znaczenie mieć mogą również okresy rozwoju i obumierania fitoplanktonu [Guixa-Boixereu 

i in. 1999]. Podczas zakwitu zielenic i sinic uwalniane są substancje toksyczne, które 

mogą ograniczać rozwój i wzrost bakterii przewodu pokarmowego ludzi i zwierząt [Fallowfield 

i in. 1996, Niewolak 1980]. Zimą (pod lodem) większe liczebności bakterii grupy coli 

TC w wodzie zbiorników 2, 3 i 5 mogły być związane z okresowymi roztopami i przedostawaniem 

się zanieczyszczeń odłożonych przez zwierzynę leśną. Ten charakter zanieczyszczenia 

potwierdza stosunek liczbowy FC:FS niższy od 0,7, właściwy dla zanieczyszczeń 

odzwierzęcych [Geldreich 1976]. Poza tym zimą przy niskiej temperaturze wody aktywność 

organizmów konkurencyjnych dla bakterii jelitowych jest mniejsza niż w innych porach roku. 

Niewykluczone jest też przedostawanie się tych bakterii z powierzchniowej warstwy osadów 

dennych, gdzie występują wielokrotnie liczniej [Niewolak i in. 2011]. 

6. WNIOSKI 

1. W większości próbek wody badanych zbiorników śródleśnych w okolicy Olsztyna liczba 

bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia i stanu sanitarnego odpowiadała 

wartościom podawanych dla czystych lub tylko nieznacznie zanieczyszczonych wód 

powierzchniowych. 

2. Najmniejszy procent próbek wody czystej (I klasy czystości) stwierdzono w zbiorniku 3, 

największy – w zbiorniku nr 2. 

3. Większość lub wszystkie próbki wody badanych zbiorników nie spełniały wymagań stawianych 

wodzie przeznaczonej do spożycia przez ludzi i zwierzęta. 

4. Stopień zanieczyszczenia bakteriologicznego wody badanych zbiorników śródleśnych 

podlegał wahaniom w ciągu roku i był wypadkową wielorakich czynników środowiskowych. 

5. Stosunek liczbowy FC:FS niższy od 0,7 w większości próbek wody badanych zbiorników 

sugeruje przeważający udział w ich zanieczyszczeniu dzikich zwierząt 

i ptactwa wodnego. 

340



ALDERISIO K. A., DE LUCA N. 1999. Seasonal enumeration of fecal coliform bacteria from 

the feces of ring-billed gulls (Larus delawarensis) and Canada geese (Branta canadensis). 

Appl. Environ. Microbiol. 65(12): 5628–5630. 

Standards Methods for the Examination of Water and Wastewater, 18 ed. 1992. Eds. G. 

E. Greenberg, L.S. Cloesceri, A. D. Eaton Publ. Office American Public Health Association, 

Washington, D.C. 9-1-9-147. 

ÅSTRÖM J., CARLANDER A., SAHLÉN K., STENSTRÖM T. A. 2006. Fecal indicator and pathogens 

reduction in vegetation microcosms. Water, Air, and Soil Pollution, 176: 375–387. 

BOURROUET A., GARCIA J., MUJERIEGO R., PENUELAS G. 2001. Fecal bacteria and 

bacteriophage inactivacion in a full-scale UV disinfection systems used for wastewater 

reclamation. Wat. Sci. Tech. 43(10): 187–194. 

BRETTAR I., HÖFLE M.G. 1992. Influence of ecosystematic factors on survival of Escherichia 

coli after large-scale release into lake water mesocosms. Appl. Environ. Microbiol. 

58(7): 2201–2210. 

BURKHARDT III W., CALCI K.R., WATKINS W.D., RIPPEY S.C., CHIRTEL S.J. 2000. Inactivation 

of indicator microorganisms in estuarine waters. Wat. Res. 34: 2207–2214. 

CHANG J.C., OSSOFF S.F., LOBE D.C., DORFMAN M.H., DUMAIS C.M., QUALLS R.G., 

JOHNSON J.D. 1985. Inactivacion of pathogenic and indication microorganisms. Appl. 

Environ. Microbiol. 49(6): 1361–1365. 

DAVIES C.M., LONG G.A., DONALD M., ASHBOLT N.J. 1995. Sunlight and survival of enteric 

bacteria in natural waters. J. Appl. Bacteriol. 70: 265–274. 

FALLOWFIELD H. J., CROMER L. M., EVISON L. M. 1996. Federal Water Pollution Control 

Administration, US Dept. of Interior, 1968. Water Quality Criteria: Report of the Canada 

on water quality criteria. Washington, D.C. 1–12. 

GELDREICH E.E. 1976. Fecal coliforms and fecal streptococcus density relationships in 

waste discharges and receiving water. CRC Critical Reviews In Environmental Control. 

6: 349–366. 

GUIXA-BOIXEREU N., LYSNES K., PEDRÓS-ALIÓ C. 1999. Viral lysis and bacterivory during 

a phytoplankton bloom in coastal water microcosms. Appl. Environ. Microbiol. 65(5): 

1949–1958. 

GWIAZDA R. 1996. Contribution of water birds to nutrient loading to the ecosystem of mesotrophic 

reservoir. Ekol. Pol. 44: 289–297. 

JANTA A. 1993. Rola ptaków w krążeniu materii i przepływie energii w ekosystemie jeziora 

Drużno. Przegląd Zoolog. 37: 291–298. 

KUCZYŃSKA A., NIEWOLAK S. 2004. Ocena stopnia zanieczyszczenia i stanu sanitarno- 

-bakteriologicznego wody jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego. 

Rocznik Suwalsko-Augustowski 4: 205–216. 

341


KUHN R.C., ROCK C.M., OSHIMA K.H. 2002. Occurrence of Cryptosporidium and Giardia 

in wild ducks along the Rio Grande River valley in southern New Mexico. Appl. Environ. 

Microbiol. 68(1): 161–165. 

LÉVESQUE B., BROUSSEAU P., SIMARD P., DEVAILLY E., MEISELS M., RAMSAY D., 

JOLY J. 1993. Impact of the ring-billed gull (Larus delawarensis) on the microbiological 

quality of recreational water. Appl. Environ. Microbiol. 59: 1128–1230. 

LÉVESQUE B., BROUSSEAU P., BERMER F., DEVAILLY E., JOLY J. 2000. Study of the 

bacterial content of ring-billed gull droppings in relation to recreational water quality. 

Wat. Res. 34: 1089–1096. 

MINISTRY OF HEALTH AND SOCIAL SECURITY. 1969. The bacteriological examination of 

water supplies 4 Ed. London, 1–390. 

NIEWOLAK S. 1980. Badania porównawcze nad przeżywalnością niektórych bakterii jelitowych 

w wodzie i osadach dennych jezior różnych typów. Zesz. Nauk: ART Olsztyn 

10: 71–83. 

NIEWOLAK S., RODZIEWICZ W., CZAJKA., RODZIEWICZ W. 2011. Drobnoustroje czynne 

w obiegu pierwiastków biogennych w wodzie i osadach dennych zbiorników śródleśnych 

w okolicy Olsztyna (w przygotowaniu). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska i Leśnictwa z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie 

klasyfikacji dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu 

prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji 

stanu tych wód (Dz.U. z 2004 r. Nr 32, poz. 284). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007 r. dotyczące wymagań jakości 

wód przeznaczonych do spożycia przez ludzi (Dz.U. z 2007 r. Nr 61, poz. 417). 

SEYMOUR C., LEWIS R. G., KIM M., GAGNON D. F., FOX J. G., DEWHIRSON F. E., PAS- 

TER B. J. 1994. Isolation of helicobacter strains from wild bird and swine feces. Appl. 

Environ. Microbiol. 60(3): 1025–1028. 

SIMEK K., PERNHALER J., WEINBAUER M. G., HORNAK K., DOLAN J. R., NEDOMA J., 

MASIN M. AMANN R. 2001. Changes in bacterial community composition and dynamic 

and viral mortality rates associated with enhanced flagellate grazing in a mesoeutrophic 

reservoir. Appl. Environ. Microbiol. 67(6): 2723–2733. 

342


Elżbieta Królak*, Małgorzata Korycińska*, Katarzyna Diadik*, 

Sylwia Godziuk* 

Czy lokalne oczyszczalnie ścieków wpływają na jakość 

wód w ich odbiornikach? 

Do local sewage treatment plants influence the quality 

of water in sewage receiving rivers? 

Słowa kluczowe: rzeki, oczyszczalnia ścieków, parametry fizyczno-chemiczne, ocena biologiczna, 

ocena hydromorfologiczna. 

Keywords: rivers, sewage treatment plants, physical and chemical parameters, biological 

assessment, hydromorfological assessment. 

The chemical content of sewage piped off two small sewage treatment plants (capacity: 

200 m 3·day-1 ) in Wisznice and Piszczac (Lublin Voivodeship) was analysed. The aim of the 

study was to assess the impact of sewage on water quality of rivers (the Zielawa River, the 

Lutnia River) being sewage receivers. On each river three study sites were located: 200 m 

in front of the sewage outlets and 200 m and 5 km beyond the outlets. The following parameters 

were analysed both in sewage and water: conductivity, pH, oxygen concentration, 

BOD 5 

, as well as ammonium, nitrogen, phosphate and chloride ions concentrations. Additionally, 

the taxonomic composition of macrofauna invertebrate was studied in the rivers. It 

was established that the taxonomic composition of macroinvertebrates depends on hydromorfological 

aspects of rivers to a greater extend than the quality of sewage piped off a sewage 

treatment plant. 

* Dr hab. Elżbieta Królak, dr Małgorzata Korycińska, mgr Katarzyna Diadik, mgr Sylwia 

Godziuk – Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Instytut Biologii, Uniwersytet 

Przyrodniczo-Humanistyczny w Siedlcach, 08-110 Siedlce, ul. Prusa 12; tel.: 25 643 12 17, 

e-mail: kruell@02.pl, tel.: 25 643 12 15, gosia_k@uph.edu.pl, k_diadik@wp.pl, 

sylwia.godziuk@interia.pl 

343

Elżbieta Królak i in. 


Jednym z ważniejszych zadań gospodarki wodnej w Europie jest przywrócenie ekosystemom 

wysokiej jakości ekologicznej. Elementami składowymi oceny ekologicznej jakości 

rzek jest ocena jakości wód, z uwzględnieniem wskaźników fizyczno-chemicznych, 

biologicznych i hydromorfologicznych [Directive 2000]. Analiza wskaźników fizyczno-chemicznych 

umożliwia identyfikację rodzaju zanieczyszczeń, analiza biologiczna, oparta na 

składzie taksonomicznym makrofauny bezkręgowej, odzwierciedla warunki panujące w środowisku 

w dłuższym okresie [Hellawell 1986, Rosenberg i Resh 1993]. Skład taksonomiczny 

makrozoobentosu zależy od czystości wody [Cao i in. 1996, Fleituch i in. 2002, Thiėbaut i in. 

2006], jak również typu siedlisk [Pliūraitė i Kesminas 2004, Thiėbaut i in. 2006, Wright i in. 

1994]. O typach siedlisk w zbiornikach wodnych decydują m.in. czynniki, które uwzględnia 

się w hydromorfologicznej charakterystyce środowisk rzecznych [Adynkiewicz-Piragas 2006, 

Szoszkiewicz i in. 2009]. Zgodnie z zaleceniami Ramowej Dyrektywy Wodnej państwa członkowskie 

Unii Europejskiej są zobowiązane do osiągnięcia do 2015 roku przynajmniej dobrego 

stanu ekologicznego wód w obszarach dorzeczy [Directive 2000, Szoszkiewicz i in. 2009]. 

Stan czystości rzek województwa lubelskiego podlega corocznej ocenie w ramach realizacji 

monitoringu wód płynących. Badania są prowadzone głównie na rzekach znaczących 

w skali województwa, ze względów ekologicznych i gospodarczych [Raport… 2010]. 

O jakości wód w rzekach decyduje m.in. jakość ich dopływów. Często niewielkie cieki są 

odbiornikami zanieczyszczeń dopływających z małych miejscowości, m.in. z gminnych 

oczyszczalni ścieków. Taką rolę odgrywają m.in. rzeki Zielawa i Lutnia, przepływające przez 

województwo lubelskie. 

Rzeka Zielawa jest prawobrzeżnym dopływem Krzny. Według danych zamieszczonych 

w raporcie WIOŚ [Raport… 2010] jej stan ekologiczny w dolnym biegu oceniono jako umiarkowany. 

Rzeka Lutnia, będąca dopływem Zielawy nie jest objęta monitoringiem WIOŚ. Obie 

rzeki są odbiornikami ścieków z gminnych oczyszczalni o przepustowości około 200 m 3·d-1 . 

Interesująca wydała się ocena wpływu oczyszczalni ścieków w miejscowościach Wisznice 

i Piszczac na jakość wód Zielawy i Lutni oraz próba odpowiedzi na pytania: 

1) Czy gminne oczyszczalnie ścieków zmieniają skład chemiczny wód w rzekach będących 

ich odbiornikami? 

2) Czy dopływ oczyszczonych ścieków z gminnych oczyszczalni wpływa na biologiczną 

ocenę jakości wód? 

3) Jakie czynniki decydują o tzw. ekologicznej charakterystyce niewielkich cieków, będących 

odbiornikami ścieków oczyszczonych w gminnych oczyszczalniach? 

W celu udzielenia odpowiedzi na te pytania podjęto badania, których zakres obejmował: 

1) wytypowanie trzech stanowisk na rzece Zielawa w pobliżu miejscowości Wisznice 

i trzech stanowisk na rzece Lutnia koło miejscowości Piszczac, zlokalizowanych: ok. 200 

m przed ujściem kanału z oczyszczalni oraz 200 m i ok. 5 km za kanałem zrzutowym; 

344

Czy lokalne oczyszczalnie ścieków wpływają na jakość wód w ich odbiornikach? 

2) analizę wybranych wskaźników fizyczno-chemicznych wody w rzekach na wytypowanych 

stanowiskach oraz w kanałach odprowadzających oczyszczone ścieki z oczyszczalni; 

3) analizę składu taksonomicznego makrofauny bezkręgowej w rzekach na wybranych 

stanowiskach; 

4) hydromorfologiczną ocenę wytypowanych odcinków rzek. 

2. Teren badań 

Badania prowadzono w dorzeczu rzeki Krzna, która płynie przez południowe Podlasie 

i Nizinę Południowopodlaską. Powierzchnia dorzecza Krzny wynosi 3353 km 2 . Jednym 

z większych prawobrzeżnych dopływów Krzny jest rzeka Zielawa (długość 68 km, powierzchnia 

dorzecza 1226 km 2 , średni przepływ 6,36 m 3·s-1 ). Głównym dopływem Zielawy 

jest rzeka Lutnia (długość ok. 35 km). 

Zielawa jest odbiornikiem ścieków z gminnej oczyszczali w Wisznicach (miejscowość 

gminna liczy ok. 1 500 mieszkańców). Lutnia, podobnie jak Zielawa, jest odbiornikiem 

ścieków z miejscowości Piszczac (miejscowość zamieszkuje ok. 3 000 mieszkańców). 

Oczyszczalnia w Wisznicach, typu BIO-KON, powstała w 1992 r. Oczyszczalnia w Piszczacu, 

typu BIO-PAK, została oddana do użytku w 1999 r. W obu oczyszczalniach ścieki 

są oczyszczane w sposób mechaniczno-biologiczny. Do oczyszczalni, systemem kanalizacji, 

są dostarczane ścieki bytowe. Oczyszczalnie przyjmują także ścieki dowożone z terenu 

gmin wozami asenizacyjnymi. Średni dobowy przepływ ścieków w obu oczyszczalniach jest 

mniejszy niż 200 m 3 . 


Próbki wody ze stanowisk wytypowanych na rzekach oraz z kanału pobierano 6-krotnie, 

w okresie od kwietnia 2009 r. do listopada 2010 r. W maju i październiku 2009 i 2010 r. 

pobierano z rzek organizmy bentosowe. 

W próbkach oznaczano wybrane wskaźniki fizyczno-chemiczne wody: odczyn – potencjometrycznie, 

przewodność elektrolityczną – konduktometrycznie, zawartość tlenu i BZT 5 

- metodą Winklera, stężenie azotanów, jonów amonowych i fosforanowych - spektrofotometrycznie, 

stężenie jonów chlorkowych - metodą analizy miareczkowej [Hermanowicz i in. 

1976]. 

Makrofaunę bezkręgową pobierano skrobakiem z dna z reprezentatywnych siedlisk, 

z powierzchni ok. 1 m 2 . Organizmy oznaczano za pomocą kluczy [Czachorowski i Pietrzak 

2003, Kołodziejczyk i Koperski 2000, Piechocki 1979] z dokładnością do rodziny, jedynie 

skąposzczety oznaczono z dokładnością do gromady. Na podstawie oznaczeń zoobentosu 

345


obliczono wartości indeksu BMWP-PL (w obliczeniach korzystano ze standardowej tabeli 

opracowanej przez Kownackiego i in. [2004]). 

Na wytypowanych odcinkach rzek dokonano oceny hydrmorfologicznej wg opracowania 

Ilnickiego i Lewandowskiego [1997]. 

4. Wyniki 

Wartości pH wód na badanych stanowiskach obu rzek oraz w kanałach zmieniały się 

w przedziale 6,1-7,98. Oznaczone w ściekach wartości pH były zbliżone do wartości mierzonych 

w rzekach. W odprowadzanych z oczyszczalni ściekach odnotowano zasolenie, 

stężenie jonów amonowych, azotanowych, fosforanowych i chlorkowych większe niż w rzekach. 

Ścieki odprowadzane z oczyszczalni w Piszczacu charakteryzowały się mniejszym 

natlenieniem i większą wartością BZT 5 

niż wody Lutni. Na stanowiskach zlokalizowanych 

za ujściem kanałów z obu oczyszczalni notowano nieznacznie podwyższoną wartość przewodnictwa 

oraz większe stężenie jonów amonowych i azotanowych niż na stanowiskach 

położonych przed zrzutem ścieków (tab. 1). 

Tabela 1. Wybrane wskaźniki fizyczno-chemiczne (±SD) oraz biologiczna i hydromorfologiczna 

ocena wód Zielawy i Lutni 

Table 1. Chosen physical and chemical parameters (±SD) and biological and hydromorphological 

assessment of the Zielawa and Lutnia Rivers 

Parametr 

Jednostka 

1 kanał 2 3 1 kanał 2 3 

Zielawa – stanowiska 

Lutnia – stanowiska 

Ocena fizyczno-chemiczna 

pH 7,18-7,83 6,1-7,52 7,25-7,76 6,71-7,64 6,93-7,60 7,15-7,59 7,24-7,80 7,22-7,98 

Przewodnictwo 

elektrolityczne 

mS·cm -1 439±12,9 851±428,4 456±34,3 443±13,8 382±19,7 1572±611,7 419±23,5 405±32,5 

O 2 

7,4±2,76 6,4±3,54 6,4±3,78 7,4±3,06 10,6±2,95 8,7±1,78 10,7±2,22 9,5±0,74 

BZT 5 

2,06±1,29 2,02±0,65 1,86±1,96 2,8±2,11 5,48±4,4 17,7±8,4 6,62±3,15 5,6±1,3 

- 

NO 3 

2,05±0,48 7,3±7,76 2,85±0,65 2,37±0,77 2,7±1,04 4,3±3,1 2,9±2,0 2,85±1,3 

mg·dm -3 + 

0,28 

NH 4 

±0,09 

6,55±4,33 0,77±0,54 0,23±0,10 0,23±0,15 2,5±11,02 0,98±0,79 0,31±0,16 

3- 

PO 4 

0,27±0,16 11,6±7,19 0,30±0,06 0,23±0,08 0,48 ±0,59 5,8±8,26 0,40±0,41 0,26±0,22 

Cl - 35,3±25,7 89,3±55,4 28,5±15,02 22,7±5,16 25,5±14,9 132,3±22,6 21,5±1,1 20,3±1,9 

Ocena biologiczna 

Liczba rodzin 

w okresie badań 

22 - 19 15 15 - 15 15 

Wartość indeksu 

BMWP-PL 

48 - 42 39 34 - 30,5 31 

Ocena hydromorfologiczna 

Kategoria 

naturalności 

IV 

IV 

346


Kategoria naturalności IV IV 

Analiza statystyczna wykonana metodą skupień na podstawie właściwości fizyczno- 

Kategoria naturalności IV IV 

-chemicznych wód wykazała w Lutni podobieństwo stanowisk 1 i 3, w Zielawie zaś – stanowisk 

1 i 2. Wartości wskaźników fizyczno-chemicznych mierzonych w ściekach odprowadzanych 

kanałem z obu oczyszczalni wyraźnie różnią się od mierzonych na stanowiskach 

zlokalizowanych na obu rzekach. W przypadku Lutni charakterystyka stanowiska 2 nieznacznie 

różni się od stanowisk 1 i 3, natomiast w Zielawie – nieznacznie, pod względem 

właściwości fizyczno-chemicznych, od stanowisk 1 i 2 różni się stanowisko 3 (rys.1). 

Z1 

A 

Z2 

Z1 

A 

Z3 

Z2 

kanal 

Z3 

kanal 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 

Odległość wiązania. 

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 

Odległość wiązania. 

L1 

B 

L3 

L1 

B 

L2 

L3 

kanal 

L2 

kanal 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 

Odległość wiązania 

Rys. 1. Wyniki 0 analizy 200skupień 400badanych 600 parametrów 800 fizyczno-chemicznych 1000 1200 1400 wód: A - Zielawy, 

Rys. B – Lutni 1. Wyniki analizy skupień Odległość badanych wiązania parametrów fizyczno-chemicznych wód: A - Zielawy, B 

Fig. 1. The results of cluster analysis of physical and chemical parameters of water: A – the Zielawa 

1. River, The B – results the Lutnia of cluster River analysis of physical and chemical parameters of water: A – the Zielaw 

Fig. 

Rys. the Lutnia 1. Wyniki River analizy skupień badanych parametrów fizyczno-chemicznych wód: A - Zielawy, B 

Fig. 1. The results of cluster analysis of physical and chemical parameters of water: 347 A – the Zielaw 

the Lutnia River


Skład taksonomiczny makrobezkręgowców na wytypowanych do badań odcinkach był 

bardziej bogaty w Zielawie niż Lutni. W całym okresie badań w wodach Zielawy na poszczególnych 

stanowiskach zlokalizowanych wzdłuż biegu rzeki oznaczono kolejno: 22, 19 i 15 

rodzin makrobezkręgowców, w Lutni na każdym z wytypowanych stanowisk w okresie badań 

oznaczono po 15 rodzin (tab. 1). Średnie wartości indeksu BMWP-PL w Zielawie to kolejno: 

48, 42 i 39 pkt, w Lutni - 34, 30,5 i 31 pkt. Wyniki analizy biologicznej wskazują na 

nieznaczne pogorszenie jakości wody na stanowiskach zlokalizowanych za ujściem kanałów 

z oczyszczalni. Na dalszym odcinku Zielawy zmniejsza się różnorodność taksonomiczna 

organizmów bentosowych. Zmian takich nie odnotowano w Lutni. 

Zarówno Zielawa, jak i Lutnia na wytypowanych odcinkach są uregulowane, charakteryzują 

się niewielką liczbą przegłębień, namulisk, piaszczystym lub piaszczysto-mulistym podłożem, 

jednolitą szerokością lustra wody, sporadycznie występują rośliny wodne. Oba cieki 

stale prowadzą wodę i charakteryzują się zmianami wielkości przepływu. W strefie przybrzeżnej 

występują pojedyncze drzewa i krzewy, zajmujące 10-20% długości brzegów. W pobliżu 

rzek przeważa roślinność ruderalna i trawiasta, szerokość strefy przybrzeżnej wynosi 2-5 m. 

W dolinach obu rzek dominują grunty orne. Średnia wartość punktowa przypisana elementom, 

składającym się na ocenę hydromorfologiczną w przypadku każdego wytypowanego odcinka, 

oceniana w skali 1-5, wyniosła 2 pkt., co w końcowej ocenie oznacza, że charakteryzują 

się one małą atrakcyjnością krajobrazową oraz zmienionym ekosystemem. 

5. dyskusja 

Kompleksowa charakterystyka środowisk wodnych, zgodnie z zaleceniami RDW, powinna 

uwzględniać wskaźniki fizyczno-chemiczne, biologiczne i hydromorfologiczne. Te 

trzy komponenty składają się na tzw. ekologiczną ocenę jakości wód [Directive 2000]. Charakterystyka 

przeprowadzana z uwzględnieniem wskaźników fizyczno-chemicznych wody 

i składu taksonomicznego makrozoobentosu na wybranych stanowiskach Zielawy i Lutni 

umożliwiła ocenę wpływu oczyszczonych ścieków, odprowadzanych z niewielkich oczyszczalni, 

na jakość rzek będących ich odbiornikami. 

Wartości wybranych wskaźników fizyczno-chemicznych wody na stanowiskach położonych 

ok. 200 m za ujściem kanału zrzutowego są porównywalne z wartościami mierzonymi 

w punkcie poboru próbek wody zlokalizowanym przed ujściem kanału zrzutowego. Duże 

podobieństwo tych stanowisk jest szczególnie wyraźne w Zielawie. Biorąc pod uwagę wartości 

odległości euklidesowej (rys. 1) należy podkreślić, że skład chemiczny ścieków wyraźnie 

odbiega od składu chemicznego wód w obu rzekach, chociaż w ostatecznej ocenie nie 

rzutuje on wyraźnie na zmianę klasyfikacji wód w ciekach. 

Wody Lutni na każdym stanowisku oceniono jako III klasy czystości, a wody Zielawy - 

jako II klasy czystości. Wyniki oznaczeń wskaźników fizyczno-chemicznych w wodach obu 

rzek wskazują, że jakość ścieków odprowadzanych z obu oczyszczalni nie ma bezpośrednie- 



go wpływu na klasyfikację wód w rzekach, należy jednak zauważyć, że oznaczane w ściekach 

wskaźniki charakteryzują się dużym odchyleniem standardowym, co wskazuje na duży rozrzut 

mierzonych wartości. Oznacza to, że jakość ścieków, w zależności od okresu poboru próbek 

(okres ten był wybierany przypadkowo), była różna - w niektórych terminach dopuszczalne 

wartości podane w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2006] (N(NH 4 

) – 10 mg·dm -3 , N(NO 3 

) 

– 30 mg·dm -3 , P całk 

. – 1,5 mg·dm -3 ) były przekroczone. Analiza chemiczna wody charakteryzuje 

jej jakość w chwili pobierania próbek i może ulegać dużym zmianom w krótkim okresie. Powinna 

być wykonywana z większą częstotliwością niż analiza biologiczna. 

W literaturze podkreśla się, że wybrane wskaźniki fizyczno-chemiczne wód mają bezpośredni 

wpływ na wskaźniki biologiczne [Cao i in. 1996; Chainho i in. 2006; Fleituch i in. 

2002; Thiėbaut i in. 2006]. Za dobre wskaźniki jakości wód są uważane makrobezkręgowce 

[Hellawell 1986, Rosenberg i Resh 1993]. Są one wykorzystywane w różnych indeksach 

biotycznych, w tym w indeksie BMWP-PL [Kownacki i in. 2004], który od 2004 r. jest często 

stosowany do oceny jakości rzek [Czerwiawski i in. 2009; Korycińska i Królak 2007; Rybak 

i Umińska-Wasiluk 2007; Zdoliński i in. 2009]. Według wskaźników biologicznych wody Zielawy 

na stanowiskach 1 i 2 oceniono jako III klasy, a na stanowisku 3 - jako IV klasy. Wody 

Lutni na wszystkich stanowiskach, zgodnie z wartościami indeksu BMWP-PL, zaklasyfikowano 

do IV klasy czystości. Wartość indeksu BMWP-PL na stanowiskach 2 i 3 Zielawy jest 

zbliżona do dolnej granicy wartości przyjętej dla III klasy (70-40 pkt.) i górnej granicy wartości 

dla IV klasy (39-10 pkt.), wg klasyfikacji przyjętej w rozporządzeniu Ministra Środowiska 

z 2004 r. Ocena biologiczna badanych odcinków obu rzek była mniej korzysta niż ocena 

chemiczna. Podobnie jak w przypadku oceny chemicznej nie odnotowano wyraźnego pogorszenia 

jakości wód na stanowiskach zlokalizowanych bezpośrednio za ujściem ścieków 

z oczyszczalni, jednak w przypadku Zielawy, na stanowisku za kanałem zrzutowym, odnotowano 

nieco mniejszą liczbę rodzin makrobezkręgowców niż na stanowisku położonym 

wyżej. W literaturze [np. Feituch i in. 2002; Kornijów i Lachowska 2002; Stańczykowska i in. 

2002] podkreśla się, że dopływ punktowych zanieczyszczeń z oczyszczalni ścieków zmniejsza 

różnorodność taksonomiczną makrobezkręgowców; wyniki przeprowadzonych badań 

własnych nie potwierdzają w pełni danych literaturowych. 

Spośród różnych, proponowanych metod hydromorfologicznej oceny rzek [Adynkiewicz-Piragas 

2006; Oglęcki 2006; Szoszkiewicz i in. 2009] na potrzeby niniejszej pracy 

wybrano metodę opracowaną przez Ilnickiego i Lewandowskiego [1997], która zdaniem 

Oglęckiego [2006] zapewnia maksymalny stopień dokładności, a jej wykonanie i interpretacja 

są stosunkowo proste. Ocena hydromorfologiczna wskazuje na duży stopień przekształceń 

antropogenicznych badanych odcinków rzek. Nieznaczne pogorszenie jakości 

wód Zielawy (wg oceny biologicznej) na 5-kilometrowym odcinku za kanałem zrzutowym 

może sugerować dopływ niekontrolowanych zanieczyszczeń ze źródeł obszarowych bądź 

punktowych. Sprzyja temu charakter zagospodarowania zlewni (głównie pola uprawne), 

mała ilość zadrzewień w strefie przybrzeżnej oraz uregulowane koryto. 

349


Ocena hydromorfologiczna jest elementem wspierającym monitoring biologiczny - 

określa zdolność do ekologicznego funkcjonowania rzeki [Adynkiewicz-Piragas 2006]. W literaturze 

[Oglęcki 2006] podkreśla się, że elementy abiotyczne, związane m.in. z morfologią 

cieków, mają ogromne znaczenie dla różnorodności przyrodniczej i funkcjonowania 

środowiska biotycznego. Mała atrakcyjność krajobrazowa wytypowanych do badań odcinków 

rzek oraz zmieniony, na skutek uregulowania obu cieków, ekosystem wydaje się być 

w większym stopniu elementem decydującym o biologicznej ocenie jakości rzek niż dopływ 

oczyszczonych ścieków z małych gminnych oczyszczalni. 

W świetle zaprezentowanej oceny wybranych odcinków dwóch niewielkich cieków wydaje 

się mało prawdopodobne, by - zgodnie z zaleceniami Ramowej Dyrektywy Wodnej - 

udało się do 2015 r. osiągnąć przynajmniej dobry stan ekologiczny wód w obszarach dorzeczy 

[Directive 2000; Szoszkiewicz i in. 2009]. 

O jakości wód Zielawy i Lutni w większym stopniu decyduje hydromorfologia cieków niż 

dopływające do nich ścieki z oczyszczalni. 


Adynkiewicz-Piragas M. 2006. Hydromorfologiczna ocena cieków wodnych w krajach 

Unii Europejskiej jako element wspierający ocenę ekologicznego stanu rzek zgodnie 

z wymogami Ramowej Dyrektywy wodnej. Infrastruktura i Ekologia Terenów Wiejskich 

4(3): 7-15. 

Chainho P., Costa J. L., Chaves M. L., Lane M. F., Dauer D. M., Costa M. J. 2006. 

Seasonal and spatial patterns of distribution of subtidal benthic invertebrate communities 

in the Mondego River, Portugal. Hydrobiologia 555(1): 59-74. 

Cao Y., Bark A. W., Williams W. P. 1996. Measuring the responses of macroinvertebrate 

communities to water pollution: a comparison of multivariate approaches, biotic and diversity 

indices. Hydrobiologia 341: 1-19. 

CZACHOROWSKI S., PIETRZAK L. 2003. Klucz do oznaczania rodzin chruścików (Trichoptera) 

występujących w Polsce. Larwy. Wydawnictwo Mantis, Olsztyn. 

Czerwiawski R., Domagała J., Pilecka-Rapacz M., Półgęsek M. 2009. The 

BMWP–PL method appield for evaluation of water purity in the catchmant area of the 

middle and lower Drawa River. EJPAU 12(4) art. – 05. Topic Fisheris. 

Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 Oct. 2000 

estabilishing a framework for Community action in the field of water policy. OJEC 

L 327/1 of 22.12.2000. 

Fleituch T., Soszka H., Kudelska D., Kownacki A. 2002. Macroinvertebrates as indicators 

of water quality rivers: a scientific basis for Polish standard method. Arch. Hydrobiol. 

Suppl. 141(3–4): 225-239. 

350


HELLAWELL J. M. 1986. Biological indicators of freshwater pollution and environmental managment. 

Elsevier, London: 546. 

Hermanowicz W., Dożańska W., Dojlido J., Koziorowski B. 1976. Fizyczno- 

-chemiczne badania wody i ścieków. Wydawnictwo Arkady, Warszawa: 846. 

Ilnicki P., Lewandowski P. 1997. Ekomorfologiczna waloryzacja dróg wodnych Wielkopolski. 

Wydawnictwo Naukowe Bogucki, Poznań: 128. 

Kornijów R., Lachowska G. 2002. Effect of treated sewage on benthic invertebrate 

communities in the Upland Bystrzyca Lubelska river (Eastern Poland). In: Kownacki A., 

Soszka H., Fleituch T., Kudelska D. (red) River biomonitoring and benthic invertebrate 

communities (Monograph). Inst. Env. Protection - Karol Starmach Inst. Freshwater Biol. 

Polish Acad. Sci. Warszawa - Kraków: 45-52. 

Kołodziejczyk A., Koperski P. 2000. Bezkręgowce słodkowodne Polski. Klucz do 

oznaczania oraz podstawy biologii i ekologii makrofauny. Wydawnictwa Uniwersytetu 

Warszawskiego, Warszawa: 249. 

Korycińska M., Królak E. 2007. The use of BMWP–PL index for assessment of water 

quality in the lowland Liwiec River and its lowgest tribularies (Central–Eastem Poland). 

Arch. Environ. Protect. 33(3): 37–52. 

Kownacki A., Soszka H., Kudelska D., Fleituch T. 2004. Bioassessment of Polish 

rivers based on macroinvertebrates. In: W. Galler et al. (red.) Proceedings of the 11 th 

Magdeburg Seminar on Waters in Central and Eastern Europe: Assessment, Protection, 

Management, Leipzing 18-22.10.2004. UFZ Lepizing–Halle: 250-251. 

Oglęcki P. 2006. Ocena hydromorfologiczna rzek nizinnych na przykładzie rzeki Wkry. Infrastruktura 

i Ekologia Terenów Wiejskich 4(1): 175-184. 

PIECHOCKI A. 1979. Mięczaki. Ślimaki. Fauna słodkowodna Polski. Zeszyt 7. PWN, Warszawa 

– Poznań. 

Pliũraitė V., Kesminas V. 2004. Species composition of macroinverebrates in medium- 

-sized Lithuanian rivers. Acta Zoologica Lituanica 14: 10-25. 

Raport o stanie środowiska naturalnego województwa lubelskiego w roku 2010. WIOŚ, Lublin. 

Rosenberg D. M., Resh V. H. 1993. Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. 

Chapman & Hall, Nowy Jork: 488. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji 

dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia 

monitoringu oraz interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód. Dz.U. 

2004 nr 32, poz. 283 i 284. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków, jakie 

należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub ziemi, oraz w sprawie 

substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego. Dz.U. 2006 nr 137, 

poz. 984. 

351


Rybak J., Umińska-Wasiluk B. 2007. Wykorzystanie makrobezkręgowców bentosowych 

do oceny jakości wód powierzchniowych na przykładzie rzeki Piławy. Ochr. 

Środow. 29(2): 55–60. 

Stańczykowska A., Korycińska M., Królak E. 2002. The effect of treated wastewater 

on benthic invertebrate communities in the lowland Liwiec River (Central Poland). 

In: Kownacki A., Soszka H., Fleituch T., Kudelska D. (red.) River biomonitoring and benthic 

invertebrate communities (Monograph). Inst. Env. Protection - Karol Starmach Inst. 

Freshwater Biol. Polish Acad. Sci. Warszawa - Kraków: 53-62. 

Szoszkiewicz K., Zgoła T., Giełczewski M., Stelmaszczyk M. 2009. Zastosowanie 

metody River Habitat Survey do waloryzacji hydromorfologicznej i oceny skutków 

działań renaturyzacyjnych. Natura 3(3): 1-9. 

Thiėbaut G., Tixier G., Guěrold F., Muller S. 2006. Comparison of different biological 

indices for the assessment of river quality: application to the upper river Moselle 

(France). Hydrobiologia 570: 159-164 

Wright J. F., Blacburn J. H., Clarke R. T., Furse M. T. 1994. Macroinvertebrate – 

habitat associatious in lowland rivers and their relevance to conservation. Verk. Internat. 

Verein. Limnol. 25: 1515-1518. 

Zdoliński P., Górajek A., Lampart-Kałużniacka M. 2009. Zastosowanie makrobentosowych 

indeksów do oceny renaturyzacji na przykładzie rzeki Pysznicy (dorzecze 

Parsęty, Polska Północna ). Nauka Przyroda Technologie 3, 3, #109. 

352


Karol Korzekwa*, Paweł Janyszko* 

Genotyping of Escherichia coli strains isolated from 

bioaerosols and sewages on municipal wastewater 

treatment plant 

Genotypowanie szczepów Escherichia coli 

wyizolowanych z bioaerozoli i ścieków 

na terenie oczyszczalni ścieków komunalnych 

Keywords: bioaerosols, wastewater treatment, Escherichia coli, genotyping, Chromocult ES. 

Słowa kluczowe: bioaerozole, oczyszczanie ścieków, Escherichia coli, genotypowanie, 

Chromocult ES. 

Bioaerozole generowane przez oczyszczalnie ścieków zawierają do 100 różnych rodzajów 

mikroorganizmów, między innymi bakterie i grzyby. Normy mikrobiologiczne dla powietrza 

atmosferycznego obejmują analizę liczby bakterii heterotroficznych, Pseudomonas 

fluorescens, hemolizujących gronkowców, promieniowców i ogólną liczbę grzybów. 

Pałeczka okrężnicy (E. coli) zajmuje ważne miejsce w grupie wskaźników biologicznych 

stanu czystości środowisk zanieczyszczonych działalnością człowieka. Ścieki bytowo- 

-gospodarcze poddawane oczyszczeniu zawierają duży ładunek bakterii pałeczki okrężnicy 

dyfundującej do powietrza, stanowiąc potencjalne ryzyko dla zdrowia człowieka. 

Wyniki przedstawione w pracy zawierają dane z analizy mikrobiologicznej powietrza metodą 

sedymentacyjną i zderzeniową, na płytkach z pożywką agarową Chromocult ES, 

jak również dane z testów molekularnych. Genotypowanie z analizą pochodzenia E. 

coli przeprowadzono, stosując 3 startery klasy RAPD-PCR. Wstępne badania 37 ze 118 

szczepów E. coli potwierdziły umiarkowanie wysoki poziom zróżnicowania genetycznego 

Nei’a (H T 

=0,4; Gst=0,1; P=100%; G=100%) i wysokie podobieństwo genetyczne szczepów 

(I N 

=0,93). Ponadto wyniki analiz molekularnych ujawniły możliwość zanieczyszczenia 

krzyżowego prób powietrza pomiędzy stanowiskami technologicznymi. Należy zatem 

* Dr inż. Karol Korzekwa, Paweł Janyszko – Katedra Mikrobiologii Środowiskowej, Wydział 

Ochrony Środowiska i Rybactwa, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, 

ul. Prawocheńskiego 1, 10-720 Olsztyn; tel.: 89 523 45 62; e-mail: p2p2@gmx.us 

353

Karol Korzekwa, Paweł Janyszko 

przewidzieć, że część bakterii w danym punkcie poboru prób może być generowana na 

innych, oddalonych stanowiskach technologicznych. Zrozumienie mechanizmów biologicznych 

powietrza i jego dynamiki pozwoli na dokładniejsze wykonanie analiz mikrobiologicznych 

bioaerozoli na terenie obiektów oczyszczania wód i ścieków. Markery RAPD 

wykazały zadowalającą rozdzielczość, pomocną podczas typowania szczepów i śledzenia 

dróg rozprzestrzeniania się E. coli na terenie biologicznej oczyszczalni ścieków. 

Uwzględnienie proponowanych badań jako obligatoryjnych normatywnie wymaga dalszego 

testowania. 


Escherichia coli is one of the main microbiological indicator among other bacteria, fungi, 

algae and protozoa that applied during monitoring of municipal wastewater treatment 

plants. As a model bacteria for genetic research, E. coli has well known genome, population 

structure, ecological preferences and biology [Blattner et al. 1997]. This colon bacteria 

is natural settler of the human digestive tract (gut) and valuable indicator of human impact 

on environment, especially by faecal pollutions. Some of strains can be etiological factor of 

strong health disorders such as hemorrhagic diarrhoea. In Polish standards bacterium of 

E. coli is an important indicator for microbial pollution of water, food and air. 

Many types of genotyping methods were composed for E. coli based on genomic area 

of special interest such as genes (virulence, drugresistance), transposable genetic elements 

(Tn, IS) or dispersed and aggregated repetitions (VNTR) by PCR and/or restriction techniques 

[Fratamico and DebRoy, 2010, Hu et al. 2008]. The easiest methodological conception 

is to applied simple amplification methods by RAPD-PCR markers that work as scanning-like 

genome [Wiliams 1990]. 

Mechanical and biological treatment of municipal sewages on different stages generates 

gas-liquid particles consisting bacteria, viruses, moulds, their metabolites, toxins, parts 

of proteins and nucleic acids (bioaerosols). Varied in size bioaerosols states potential hazards 

for human and animal health especially for alimentary and respiratory tracts [Forcier, 

2002]. Treating municipal sewages consist many of pathogenic bacteria among others E. 

coli is dominating [Miyanaga et al. 2006]. From this reason estimation of E. coli concentration 

in bioaerosols generated from municipal wastewater treatment plant is main problem in 

many standards of air monitoring. 

Microbiological influence of sewage treatment on environment is estimating by traditional 

methods during 10-30 minutes of air sedimentation on petri plates with solid medium [Filipkowska 

and Korzekwa 1999]. Another impact method of air monitoring rely on mechanical 

aspiration of air on petri plates with solid medium through perforated cover of MAS-100 

ECO apparatus. Both of methods we applied for testing selective medium Chromocult ES 

highly selective for E. coli, Citrobacter sp. and Salmonella sp. 

354

Genotyping of Escherichia coli strains isolated from bioaerosols and sewages on municipal... 

General aims of this research were: 

1) test of Chromocult ES utility for bioaerosols monitoring; 

2) estimate genetic diversity of E. coli isolated from bioaerosols and sewages; 

3) specify possibilities of RAPD-PCR markers for revealing of cross contamination between 

air samples originated from different technological devices. 


Bacteria were isolated from Municipal Wastewater Treatment Plant “Łyna” in Olsztyn. 

Plant works in biological system based on activated sludge, supported by mechanically 

raked bars, sand/grit cannels, primary and secondary sedimentation tanks, sludge fermenters 

and lagoons. Air samples were aspirated from three technological devices: raked bar 

chamber (I), primary sedimentation tank (II) and activated sludge tanks (III). Moreover four 

E. coli reference strains were applied during analysis as positive control (ATCC 25922, 

ATCC 11303, ATCC 8739, LMG 2092) and two of Citrobacter freundii as negative one. 

Field analysis of air were done sedimentation method according to [PN-89, Z-04008/08] 

and by MAS-100 ECO apparatus with standard Petri plates (90 mm) poured by Chromocult 

ES medium. Samples of the air (1 and 3 m 3 ) were collected on the end of October (19- 

26.10.2010) on two places of each technological devices: upwind and downwind in triplicates. 

During field sample collection weather conditions were controlled (wind, humidity, 

temperature). Sample of sewages were collected into 50 ml Falcon tubes with caps and 

held in ice-boxes at about 6-8°C until lab analysis. 

Media for preliminary culturing and inoculation of strains were triptic soy broth and agar. 

Main testing medium was Chromocult ES (ChromoCult, Coliform Agar ES, 1.00850, Merck 

KGaA, Darmstadt, Germany). Standard plates (90 mm) were filled out by medium in the 

same day before field analysis. Inoculation, passaging and culturing of bacteria were realised 

by 24 h at 37°C. If necessary, another 12-24 h were cultured to obtain dark blue to 

violet colour of colony indicating the presence of E. coli. Further biochemical analysis were 

applied by API 20-E tests to confirm taxonomic membership of strains. Ten strains per plate 

were selected and digested for DNA isolation by CTAB method [Korzekwa, 2004]. 

Molecular RAPD-PCR analysis of E. coli were conducted according Wiliams [1990] 

with own modifications. Operon primers kit A-04 and B-11 were applied and semi random 

ISJ4 about follow sequences 5’-3’: AATCgggCTg, gTAgACCCgT, gTCggCggACAggTA- 

AgT. PCR mix (20 µl) consisted ddH 2 

O, PCR-enhancer (10x), polymerase Buffet (10x), Mg 

(2 mM), nucleotides (200 µM), primers (10 ng), Tfl polymerase (0,9 U), DNA matrix (60 ng). 

Thermal profile were initial denaturation (96°C, 3 min), 45 cycles of denaturation (96°C; 

1 min), annealing (36°C; 1 min), elongation (72°C; 2,5 min). PCR reaction was finished by 

5 minutes elongation at 72°C. Electrophoresis was conducted in 1,2% agarose gels at 10V/ 

cm of voltage. For ISJ4 annealing at 48°C by 1 minute was applied. 

355


Statistic software such as POPGENE ver. 1.32, STATISTICA ver 5.1, GenAlEx ver 6, 

STATISTI XL ver. 1.8 were applied for genetic diversity h, H T 

, identity I N 

, distance D N 

dendrogram 

plotting and PCA analysis. Band on gel was considered as allele “1” (complementary 

region for primer). In case of lack of amplification n product such allele were signed as 

“0” (binary system). 

Scheme of experiment and subsequently statistical processing consisted 3 parts with 

dividing of strains as follow: a) one population for all strains isolated from treatment plant, 

b) two populations (isolated from sewage and bioaerosols), c) six populations (isolated from 

sewage and bioaerosols on each technological device). 

3. Results and discussion 

Based on results we revealed low level of Escherichia coli in bioaerosols (tab. 1) in given 

weather conditions. Number of bacteria in sewages were higher on 19.10 than 26.10 in opposite 

to number of E. coli in bioaerosols. Lower CFU for E. coli in bioaerosols were caused 

by lower amount of air that was aspirated by MAS-100 ECO. We tested standard 1 m 3 of air 

but it was 2-3 times lower than in case of second field analysis when MAS-100 ECO aspirated 

3 m 3 of polluted air. Cause of varied wind directions number of isolated bacteria from 

plates was almost the same for upwind and downwind places for all technological devices. 

Table 1. Results of field research for bioaerosols and sewages on wastewater treatment plant. 

Tabela 1. Wyniki badań bioaerozoli i ścieków na terenie oczyszczalni ścieków 

Technological device* 

Parameter 

I II III 

Mean CFU of E.coli 

in 1 ml of sewages 

8 x 10 5 (5 x 10 5 ) 6 x 10 5 (1 x 10 5 ) 7 x 10 5 (5 x 10 5 ) 

Mean CFU of E.coli 

in 1 m 3 of bioaerosols 

6 (14) 0 (22) 0 (6) 

Temperature 10.8 °C (8.7) 10.4°C (6.6) 9.8°C (7.4) 

Humidity 57% (68) 61% (82) 66% (74) 

Wind 0 m/s (0) 2.5 m/s (2.2) 2.3 m/s (3.3) 

Note: I – raked bar chamber; II – primary sedimentation tank; III – activated sludge tanks; * – values for 

19.10.2010 are before parenthesis and inside for 26.10.2010. 

After incubation of 118 bacterial strains 37 were randomly selected and identified as 

E. coli then genotyped and statistically processed. Both 10-nucleotide operon primers revealed 

26 complementary places (loci) in E. coli genome and ISJ primer – 17 loci. All loci 

were polymorphic (P=100%). For statistical analysis of species divided into subpopulations 

percent of polymorphic loci was from 35 up to 82. All electrophoresis patterns were unique 

but two pairs of strains that were identical: SG_15, AS_16 and SS_23, SS_24 (fig.). 

356


AS_21 

SG_10 

AS_19 

AS_16 

AG_8 

SG_11 

ATCC11303 

ATCC25922 

AG_7 

AG_5 

AAS_33 

AG_6 

AAS_32 

AAS_31 

AG_9 

AG_3 

AG_2 

AG_1 

AAS_29 

AS_20 

ATCC8739 

SG_15 

AS_16 

AAS_28 

SAS_35 

AG_4 

SS_27 

SAS_34 

SAS_36 

AS_18 

SG_12 

SS_22 

AS_17 

SG_13 

AAS_30 

SAS_37 

SAS_36 

SS_24 

SS_23 

LMG2092 

SS_25 

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 

Legend: Note: AAS – bioaerosols from activated sludge; AG – bioaerosols from bars; AS – bioaerosols sedimentation 

AAS – 

tank; 

bioaerosols 

SAS – 

from 

sewage 

activated 

from 

sludge; 

activated 

AG 

sludge; 

– bioaerosols 

SG – 

from 

sewahe 

bars; 

from 

AS – 

bars; 

bioaerosols 

SS – sewage 

sedimentation 

from sedimentation 

tank; bold – strain with I=1; italic – reference strains of E. coli. 

tank; 

SAS – sewage from activated sludge; SG – sewahe from bars; SS – sewage from sedimentation tank; bold – 

strain with I=1; italic – reference strains of E. coli 

Fig. Euclidean distance by average grouping cluster method 

Rys. Euklidesowa odlegość genetyczna metodą analizy skupień 

Fig. 1. Euclidean distance by average grouping cluster method 

Rys. 1. Euklidesowa odlegość genetyczna metodą analizy skupień. 

The most similar were reference strains ATCC 11303 with 25922, isolated from sewage 

of sedimentation tank and isolated from bars with sedimentation tank. It is clear that 

genotypes The most of similar two randomly were reference isolated strains strains ATCC originated 11303 from with the 25922, same isolated source from of sewages 

of treated sedimentation in one device tank and may isolated by the from same. bars Whereas, with sedimentation high genetic tank. similarity It is clear (I N 

=1) that of two un- 

genotypes of two randomly isolated strains originated from the same source of sewages 

6 

357


related strains may suggest possibility of cross-contamination between raked bar building 

and area of air near primary sedimentation tank. But it could be possible that given bacterial 

strains about given genotype migrated with municipal sewages then part of them evaporated 

in raked bar building then remain strains migrated with sewages to primary sedimentation 

tank and evaporated to bioaerosols. Together with such fingerprinting should be realising 

additional analysis of one selected gene, mobile genetic element or repetitive sequence 

may help for providing a proof for cross-contaminations. We applied rep-BOX A1 sequence 

in such primary experiment and revealed as good additional molecular tool together with 

RAPD-PCR (prepared for publication). 

Mean number of allele for each RAPD loci (N a 

) was 2, mean frequency of allele 1 for 

whole population (A 1`= 0.34) and genetic diversity of species was about 0.38 (tab. 2). 

Table 2. Values of parameters obtained by statistical process of amplicons 

Tabela 2. Wartości parametrów otrzymanych po statystycznej obróbce amplikonów 

Populations of E. coli N A 1 

h min 

h max 

h S 

H S 

G st 

H T 

Whole 37 0.34 0.05 0.50 x 0.38 x 

Bioaerosols 21 0.37 0.09 0.50 0.37 

Sewages 16 0.29 0.0 0,49 0.34 

Boaerosols:bars 9 0.40 0.0 0.49 0.29 

Sewages bars 6 0.26 0.0 0.50 0.27 

Bioaerosols sedim. tank 6 0.27 0.0 0.50 0.31 

Sewages sedim. tank 6 0.36 0.0 0.50 0.32 

Bioaerosols activated sludge 6 0.44 0.0 0.50 0.32 

Sewages activated sludge 4 0.35 0.0 0.50 0.33 

0.35 0.07 

0.31 0.19 

0.38 

Note: N – number of strains; h min/max 

– minimum or maximum value of genetic diversity in locus; h S 

– 

mean genetic diversity on locus into population; H S 

– mean genetic diversity on locus on population; G st 

– proportion of populations genetic diversity in whole species genetic diversity. 

Genotypnig of colon bacterium is one of the interesting and many time realising research 

problem over the world science. In every stage of modern biotechnology, medicine, epidemiology, 

food processing, agriculture and environmental protection we need information about 

origin, sources and routs of E. coli strains. Typing of genetic patterns is valuable and common 

molecular technique for bacteria of all species including that habit in sewages and bioaerosols, 

for example Haemophilus influenzae Rd [Fleischmann et all. 1995], E. coli K-12 

[Blattner et al. 1997], E. coli O157:H7 [Hayashi et al. 2001; Perna et al. 2001], E. coli DH10B 

and W [Durfee et al. 2008; Archer et al., 2011], Salmonella Typhimurium LT2, SGSC1412, 

CT18 [McClelland et al. 2001], Carsonella ruddii [Nakabachi 2006], Micrococcus luteus, Kocuria 

rhizophila [Young et al. 2010, Pseudomonas aeruginosa PAO1 [Stover et al. 2000], 

Pseudomonas putida KT2440 [Nelson et al. 2002]. Molecular DNA typing or fingerprinting is 

358


especially useful during microbial source tracking (MST) by PFGE, AFLP, RAPD, RFLP, rep- 

PCR and 16S rDNA-PCR methods (U.S. Environmental Protection Agency 2005). In spite of 

well known genome of colon bacterium relatively small data is recorded about genetic diversity 

of bacteria transmitted by bioaerosols generated during wastewater treatment. The most 

of research work is concentrated to drug resistant strains isolated from natural environment 

(rivers, lakes) under anthropogenic pressure. Many microbiological standards of water and 

sewage quality do not include molecular markers or cultivation-independent methods. That 

is why we tested one of such random and semirandom amplified DNA markers for comparison 

of E. coli genotypes isolated from sewages and air, among others for answer the question: 

if we isolated bacteria from this technological device treating sewages or may be from 

another device working in wastewater treatment plant? Second aspect of work should help 

answer the question if chromogenic medium is suitable for bioaerosols investigations and 

could substitute traditional ENDO suggested by Polish standards [PN-89, Z-04111/01, PN- 

89, Z-04008/08, PN-89, Z-04111/02, PN-89, Z-04111/03]. We did not tested ENDO simultaneously 

with Chromocult ES what has been estimating in our second presently conducting 

work (data not published). Although, after work we suggest Chromocult as more sensitive, 

handy, easy to interpretative medium with some major limitation related to more air that 

should be aspirated. It means changing in standards or additional regulations what may our 

results make difficult to applicate, interpretate and compare with others. 

In conclutions wastewater treatment plant in Olsztyn did not generate hazard level 

of Escherichia coli in bioaerosols. Strains of colon bacterium isolated from bioaerosols 

originated from sewages treated in given technological device but one case of cross-contamination 

of air by strains from building of bars. Chromocult ES is very useful and lab 

handy medium for bioaerosol examination but in case of low contamination of the air by 

E. coli, more air should be aspirated by MAS-100 ECO, up to 3 cubic meters (3 m 3 ). 

references 

Archer C.T., Kim J.F., Jeong H., Park J.H., Vickers C.E., LeeLars S.Y., Nielsen 

K. 2011. The genome sequence of E. coli W (ATCC 9637): comparative genome analysis 

and an improved genome-scale reconstruction of E. coli. BMC Genomics 12: 1–20. 

Blattner F.R., Plunkett G., Bloch C.A., Perna N.T., Burland V., Riley M., 

Collado-Vides J., Glasner J.D., Rode C.K., Mayhew G.F., Gregor J., Davis 

N.W., Kirkpatrick H.A., Goeden M.A., Rose D.J., Mau B., Shao Y. 1997. 

The complete genome sequence of Escherichia coli K-12. Science 277: 1453–1462. 

Durfee T., Nelson R., Baldwin S., Plunkett G., Burland V., Mau B., Petrosino 

J.F., Qin X., Muzny D.M., Ayele M., Gibbs R.A., Csörgo B., Pósfai G., Weinstock 

G.M., Blattner FR. 2008. The complete genome sequence of Escherichia coli 

DH10B: insights into the biology of a laboratory workhorse. J. Bacteriol. 7: 2597–2606. 

359


Filipkowska Z., Korzekwa K. 1999. Wastewater treatment plant as source of microorganisms 

polluting air. Inżynieria i Ochrona Środowiska 2(3-4): 333–345 (In Polish). 

Fleischmann R.D., Adams M.D., White O., Clayton R.A., Kirkness E.F., Kerlavage 

A.R., Bult C.J., Tomb J.F., Dougherty B.A., Merrick J.M. 1995. Wholegenome 

random sequencing and assembly of Haemophilus influenzae Rd. Science 

269:496–512. 

Forcier F. 2002. Biosolids and bioaerosols: the current situation. In: Biosolids and Bioaerosols 

Solinov Final – 902. Quebec Ministry of Environment: 1–22. 

Fratamico P.M., DebRoy CH. 2010; Detection of Escherichia coli O157:H7 in food using 

Real-Time multiplex PCR assays targeting the stx 1 

, stx 2 

,wzy O157 

, and the fliC h7 

or eae 

genes. Food Anal. Methods. DOI 10.1007/s12161-010-9140-x: 1–8. 

Hayashi T., Makino K., Ohnishi M., Kurokawa K., Ishii K., Yokoyama K., Han 

G., Ohtsubo E., Nakayama K., Murata T., Tanaka M., Tobe T., Iida T., Takami 

H., Honda T., Sasakawa C., Ogasawara N., Yasunaga T., Kuhara S., Shiba 

T., Hattori M., Shinagawa H. 2001. Complete genome sequence of enterohemorrhagic 

Escherichia coli O157:H7 and genomic comparison with a laboratory strain K-12. 

Nucleic Acids Res. 8: 11–22. 

Hu J.I., Shi J., Chang H., Li D., Yang M., Kamagata Y. 2008. Phenotyping and genotyping 

of antibiotic-resistant Escherichia coli isolated from a natural river basin. Environ. 

Sci. Technol. 42: 3415–3420. 

Korzekwa K. 2006. Application of DNA markers to estimation of genetic diversity of Mycobacterium 

tuberculosis. PhD thesis, Warmia and Mazury University in Olsztyn (in Polish). 

McClelland M., Sanderson K.E., Spieth J., Clifton S.W., Latreille P., Courtney 

L., Porwollik S., Ali J., Dante M., Du F., Hou S., Layman D., Leonard 

S., Nguyen C., Scott K., Holmes A., Grewal N., Mulvaney E., Ryan E., Sun 

H., Florea L., Miller W., Stoneking T., Nhan M., Waterston R., Wilson 

R.K. 2001. Complete genome sequence of Salmonella enterica serovar Typhimurium 

LT2. Nature 25: 852–566 

Miyanaga K, Hijikata T., Furukawa C., Unno H, Tanji Y. 2006. Detection of Escherichia 

coli in the sewage influent by fluorescent labeled T4 phage. Biochem. Eng. J. 29: 119–124 

Nakabachi A., Yamashita A., Toh H., Ishikawa H., Dunbar H.E., Moran N.A., 

Hattori M. 2006. The 160-kilobase genome of the bacterial endosymbiont Carsonella. 

Science 314: 267. 

Nelson K.E., Weinel C., Paulsen I.T., Dodson R.J., Hilbert H., Martins dos 

Santos V.A., Fouts D.E., Gill S.R., Pop M., Holmes M., Brinkac L., Beanan 

M., DeBoy R.T., Daugherty S., Kolonay J., Madupu R., Nelson W., White 

O., Peterson J., Khouri H., Hance I., Lee P., Holtzapple E., Scanlan D., 

Tran K., Moazzez A., Utterback T., Rizzo M, Lee K., Kosack D., Moestl 

D., Wedler H., Lauber J., Stjepandic D., Hoheisel J., Straetz M., Heim S., 

360


Kiewitz C., Eisen J.A., Timmis K.N., Düsterhöft A., Tümmler B., Fraser 

C.M. 2002. Complete genome sequence and comparative analysis of the metabolically 

versatile Pseudomonas putida KT2440. Env. Microbiolgy 4:799–808. 

Perna N.T., Plunkett G., Burland V., Mau B., Glasner J.D., Rose D.J., Mayhew 

G.F., Evans P.S., Gregor J., Kirkpatrick H.A., Pósfai G., Hackett J., 

Klink S., Boutin A., Shao Y., Miller L., Grotbeck E.J., Davis N.W., Lim A., 

Dimalanta E.T., Potamousis K.D., Apodaca J., Anantharaman T.S., Lin J., 

Yen G., Schwartz D.C., Welch R.A., Blattner F.R. 2001. Genome sequence of 

enterohaemorrhagic Escherichia coli O157:H7. Nature 409: 529–533. 

Polish standard „Ochrona czystości powietrza. Pobieranie próbek. Pobieranie próbek powietrza 

atmosferycznego (imisja) do badań mikrobiologicznych metodą aspiracyjną i 

sedymentacyjną” PN-89, Z-04008/08. 1989. 

Polish standard „Ochrona czystości powietrza. Badania mikrobiologiczne. Postanowienia 

ogólne i zakres normy”. PN-89, Z-04111/01, 1989. 

Polish standard „Kryteria interpretacji wyników zanieczyszczenia mikrobiologicznego”. 

PN-89, Z-04111/02, 1989. 

Polish standard „Badania mikrobiologiczne. Oznaczanie liczby grzybów mikroskopowych 

w powietrzu atmosferycznym (imisja) przy pobieraniu próbek metodą aspiracyjną i sedymentacyjną”. 

PN-89, Z-04111/03, 1989. 

Stover C.K., Pham X.Q., Erwin A.L., Mizoguchi S.D., Warrener P., Hickey 

M.J., Brinkman F.S., Hufnagle W.O., Kowalik D.J., Lagrou M., Garber 

R.L., Goltry L., Tolentino E., Westbrock-Wadman S., Yuan Y., Brody 

L.L., Coulter S.N., Folger K.R., Kas A., Larbig K., Lim R., Smith K., Spencer 

D., Wong G.K., Wu Z., Paulsen I.T., Reizer J., Saier M.H., Hancock R.E., 

Lory S. Olson M.V. 2000. Complete genome sequence of Pseudomonas aeruginosa 

PAO1, an opportunistic pathogen. Nature 406: 959–964. 

U.S. Environmental Protection Agency, 2005. Microbial source tracking guide 

document. National Risk Management Research Laboratory. Office of Research and 

Development, US EPA, Cincinnati, OH 45268, EPA/600/R-05/064: 1–123. 

Williams, J.G.K., Kubelik, A.R., Livak, K.J., Rafalski, J.A., Tingey S.V. 1990. DNA 

polymorphisms amplified by arbitrary primers are useful as genetic markers. Nucleic 

Acids Res. 18: 6531–6535. 

Young M., Artsatbanov V., Beller H., Chandra G., Chater K., Dover L., Goh 

E., Kahan T., Kaprelyants A., Kyrpides N., Lapidus A., Lowry S., Lykidis 

A., Mahillon J., Markowitz V., Mavromatis K., Mukamolova G., Oren A., 

Rokem S., Smith M., Young D., Greenblatt C. 2010. Genome sequence of the 

Fleming strain of Micrococcus luteus, a simple free-living actinobacterium. J. Bacteriol. 

192: 841–860. 

361


Ilona Małuszyńska*, Bartosz Bielecki**, Andrzej Wiktorowicz*, 

Marcin J. Małuszyński* 

Recykling pojazdów wycofanych z eksploatacji 

jako metoda ograniczająca ilość odpadów 

niebezpiecznych w środowisku 

Recycling of vehicles withdrawn from use as the method 

reducing the quantity of hazardous wastes 

in the environment 

Słowa kluczowe: recykling, odpady niebezpieczne, środowisko. 

Key words: recycling, hazardous wastes, environment. 

The constant development of the automotive industry and the rising number of cars released 

on the market a height causes numbers of cars exhausted necessary to of "scrapping". 

The improper management of vehicles withdrawn from use constitutes more and 

more biggest problem for people and threatening for the state of the natural environment, 

on account of the negative influence "worn out" of vehicles, particular elements of the 

vehicle and exploitation liquids. An improperly conducted and unchecked process of disassembly 

of vehicles led in places not adapted to it and not entitled is carrying the additional 

source. In order to reduce the environmental risk with dangerous waste improperly 

developed vehicles consumed or being out of use are which, elements of vehicles and 

exploitation liquids being in them, a system of the management of waste coming from 

cars worn out and their recycling in stations of disassembly of vehicles withdrawn from 

use was created. 

* Dr inż. Ilona Małuszyńska, dr inż. Marcin J. Małuszyński, mgr inż. Andrzej Wiktorowicz 

– Katedra Kształtowania Środowiska, Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska, 

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 166, 02-787 Warszawa; 

tel.: 22 593 53 40, 22 593 53 39; e-mail: ilona_maluszynska@sggw.pl; 

marcin_maluszynski@sggw.pl 

** Mgr inż. Bartosz Bielecki – Stal-Car Bartosz Bielecki, Tomasz Kowalski, Michał Pintara, 

ul. Stefana Batorego 64, 96-100 Skierniewice; tel.: 46 832 32 33; e-mail: bielecki@stal-car.pl 

362

Recykling pojazdów wycofanych z eksploatacji jako metoda ograniczająca ilość odpadów... 

The aim of this paper was presenting issues associated with developing cars withdrawn 

from use through: 

1) presentation of the scale of the problem in Poland and of the European Union, 

2) showing environmental risks which can appear as a result of improper dealing with the 

vehicle withdrawn from use, 

3) attempt to show the possibility solving this problem. 


Szybki wzrost liczby nowych samochodów w Polsce i na świecie, jak również struktura 

wiekowa pojazdów, w której znaczny udział mają pojazdy wyeksploatowane, przyczynia 

się do wzrostu liczby pojazdów „złomowanych”. Każdego roku w Unii Europejskiej ok. 9 

mln samochodów zostaje wycofanych z eksploatacji. Wyeksploatowane pojazdy z cieczami 

(paliwem, olejami oraz płynami: hamulcowym, chłodniczym, ze spryskiwaczy) i innymi elementami 

(akumulatorami, katalizatorami, filtrami, okładzinami hamulcowymi itp.) są odpadami 

niebezpiecznymi. Zaistniała więc potrzeba stworzenia systemu gospodarki odpadami 

w postaci zużytych samochodów i ich recyklingu w zakładach zwanych stacjami demontażu 

pojazdów [Słowikowski i in. 2008, Janowicz 2009, Wiktorowicz 2010]. W ustawie z dnia 20 

stycznia 2005 r. o recyklingu pojazdów wycofanych z eksploatacji (Dz. U. Nr 25, poz. 202, 

z późń. zm.) określono: 

1) sposób postępowania z wyeksploatowanymi samochodami; 

2) standardy wyposażenia stacji demontażu; 

3) sposób demontażu pojazdów tak, aby był on bezpieczny dla ludzi i nieuciążliwy dla środowiska 

przyrodniczego. 

Celem niniejszego opracowania jest przedstawienie problematyki związanej z zagospodarowaniem 

samochodów wycofanych z eksploatacji przez: 

1) prezentację skali problemu w Polsce i w Unii Europejskiej; 

2) wskazanie zagrożeń dla środowiska, które mogą wystąpić w wyniku niewłaściwego postępowania 

z pojazdem wycofanym z eksploatacji; 

3) próbę wskazania możliwości rozwiązania tego problemu. 

2. Park samochodów oraz samochody wycofane z eksploatacji (SWE) 

w Unii Europejskiej 

Problem recyklingu pojazdów w Polsce i w Unii Europejskiej jest nadal aktualny 

i niezwykle ważne jest jego rozwiązanie. Rozpatrując park samochodów wycofanych 

z eksploatacji (SWE) w Unii Europejskiej należy stwierdzić, że jest to największy park 

samochodowy świata, wyprzedzający pod względem liczby pojazdów Stany Zjednoczone 

(tab. 1). 

363

Ilona Małuszyńska i in. 

W Unii Europejskiej zarejestrowanych jest łącznie 226 milionów samochodów osobowych 

i dostawczych o masie do 3,5 t, co stanowi prawie jedną trzecią światowego parku samochodowego. 

[Energy & Transport... 2004]. 

Tabela 1. Liczba samochodów osobowych i dostawczych w milionach sztuk 

Table 1. Number of personal and delivery cars in million of pieces 

Typ pojazdu 

Samochody osobowe 

Samochody dostawcze 

Razem 

Wskaźnik zmotoryzowania (liczba 

samochodów/1000 mieszkańców) 

Unia 

Eurpoejska 

199,2 

26,8 

226,0 

Stany 

Zjednoczone 

132,4 

82,3 

214,7 

Japonia Rosja Chiny 

53,3 

20,2 

73,5 

20,4 

5,4 

25,8 

8,5 

7,2 

15,7 

441 480 413 141 7 

Źródło: Energy & Transport 2004. 

Średni cykl życia pojazdu wynosi od 12 do 15 lat. Samochody, które osiągnęły ten pułap, 

są potencjalnymi kandydatami do recyklingu. 

W roku 2004 w krajach UE wycofano z użytku prawie 11,3 miliona pojazdów. Średnio 

dwie trzecie wycofanych pojazdów, czyli 7,6 mln przetworzono w oficjalnej sieci recyklingu. 

Pozostała część, czyli 3,7 mln samochodów wycofanych z eksploatacji (SWE), nie trafiła po 

wyrejestrowaniu do recyklingu. Część z nich została wyeksportowana poza kraje Unii Europejskiej. 

Dotyczy to zwłaszcza pojazdów wycofanych z eksploatacji w Niemczech, gdzie utylizacji 

podlega zaledwie 40% SWE, a ponad 1,8 min samochodów w 2004 r. wywieziono poza 

granice kraju, z czego większość do krajów Europy Środkowowschodniej [Dane... 2006]. 

Pozostałe pojazdy, które nie trafiają do oficjalnej sieci recyklingu, są demontowane 

w sposób nielegalny, czyli w zakładach nieposiadających wymaganych licencji lub po prostu 

są porzucane przez ostatnich właścicieli. Nie wszystkie samochody wycofywane z użytku 

w danym kraju są utylizowane w lokalnych punktach demontażu. Niektóre pojazdy trafiają 

do sieci recyklingu w innych krajach, co jest niezgodne z unijną zasadą bliskości. Zgodnie 

bowiem z tą zasadą odpady powinny być likwidowane w jednym z najbliżej położonych 

zakładów. Ma to ograniczyć przewóz odpadów do minimum, sprzyjać zwiększeniu poczucia 

odpowiedzialności za odpady na szczeblu lokalnym oraz doprowadzić do zagospodarowywania 

odpadów w miejscu ich wytworzenia [Merkisz–Guranowska 2007]. 

3. Park samochodów osobowych i samochody wycofane 

z eksploatacji (SWE) w Polsce 

Liczba samochodów osobowych poruszających się po polskich drogach z roku na rok 

się zwiększa, jednak tempo wzrostu obserwowane w okresie ostatnich czterech lat jest wyjątkowe. 

Uwolnienie rynku, zniesienie barier ograniczających możliwość zwiększenia opła- 

364


calności importu samochodów z zagranicy spowodowały, że co roku Polacy sprowadzają 

do kraju niemal milion aut. Od początku polskiego członkostwa w Unii Europejskiej, czyli 

od 1 maja 2004 r. do końca 2007 r., wprowadzono na krajowy rynek niemal 3,5 mln samochodów 

używanych, co jest zjawiskiem dotychczas nienotowanym w Europie [Krzak 

2008]. Zgodnie z danymi zaprezentowanymi w opracowaniu „Transport – wyniki działalności 

w 2007 roku” [2008] liczba samochodów zarejestrowanych w Polsce na koniec 2007 r. 

osiągnęła poziom 14 588 739 sztuk. 

Średni wiek samochodu zarejestrowanego na koniec roku 2007 w Polsce wyniósł 14,3 

lat. Największą grupę zarejestrowanych w Polsce samochodów stanowiły auta w wieku od 

11 do 15 lat. W sumie w tej grupie zarejestrowanych było 3 895 575 sztuk aut. Ich udział 

w całym rynku wynosił 26,7%. Drugą pod względem wielkości grupę stanowiły auta o okresie 

eksploatacji od 6 do 10 lat. Auta zaś mające powyżej 10 lat stanowiły 66% wszystkich 

samochodów zarejestrowanych w Polsce w 2007 r. [Polski rynek... 2008]. 

Zamieszczone wyżej dane świadczą, że w najbliższym czasie bardzo duża grupa aut będzie 

wycofana z użytkowania i przeznaczona do recyklingu. Pozyskane części i odpady należy 

racjonalnie zagospodarować, aby nie stanowiły zagrożenia dla środowiska przyrodniczego. 

Interesujące dane dotyczące grupy aut w wieku przekraczającym 30 lat podaje GUS 

[Transport... 2008]. Według raportu grupa ta liczy niemal 700 tysięcy samochodów. Jest wielce 

prawdopodobne, że liczba ta nie jest jednak do końca prawdziwa, co potwierdzają informacje 

pochodzące z Centralnej Ewidencji Pojazdów i Kierowców (CEPiK). Według tych danych 

w tej grupie istnieje wiele aut, które już dawno nie jeżdżą po polskich drogach, a nie zostały 

wyrejestrowane przez ich właścicieli. W grupie tej mogą się również znajdować samochody 

o podwójnych rejestracjach do tej pory nie usunięte z systemu [Polski rynek... 2008]. 

Jak wynika z danych opublikowanych przez CEPiK w roku 2007 wyrejestrowano 188 

243 pojazdy, z czego do demontażu trafiło 147 338 pojazdów (tab. 2). 

Tabela 2. Liczba pojazdów wyrejestrowanych w 2007 roku w podziale na przyczyny wyrejestrowania 

[Dane Centralnej... 2009] 

Table 2. Number of vehicles de-registered in 2007 in the division into reasons for de-registering 

Przyczyna wyrejestrowania 

Termin wyrejestrowania 

I kw. 2007 II kw. 2007 III kw. 2007 IV kw. 2007 

Demontaż na wniosek 38 503 33 854 33 484 31 727 

Demontaż z urzędu 2 894 2 188 2 407 2 281 

Kradzież 4 311 3 476 3 089 2 827 

Trwała utrata 1 511 4 847 4 605 3 529 

Wywóz za granicę 3 447 3 267 3 306 2 690 

Liczba wyrejestrowanych pojazdów w roku 2007 nie odzwierciedla faktycznego stanu, 

ponieważ nie wiadomo ile pojazdów nie zostało wyrejestrowanych i przejętych przez tzw. 

„szarą strefę”. 

365


4. Recykling – ograniczenie negatywnego wpływu motoryzacji 

na środowisko 

W przeszłości pojazdy wraki były gromadzone na złomowiskach i częściowo demontowane 

w celu odzyskania części nadających się do dalszego użytku lub naprawy, a następnie 

prasowane i dostarczane do hut jako złom. Sprasowane pakiety topiono w temperaturze 

około 2000°C, co powodowało całkowite wypalenie części z gumy i tworzyw sztucznych. 

Uzyskiwana w ten sposób stal miała przypadkowy skład, a materiały niemetalowe bezpowrotnie 

tracono. Szacuje się, że w wyniku zastosowania tej metody utylizacji odzysk materiałów 

wynosił około 75% masy pojazdu. Pozostałość była przeznaczona do składowania. Na 

zmianę nastawienia do problemu wtórnego wykorzystania różnorodnych materiałów, z których 

jest wykonany samochód, wpłynęło wiele czynników. Zdaniem Zielińskiego [2008] do 

najważniejszych z nich zaliczyć można: 

1) ciągłe zwiększanie się liczby samochodów wycofywanych z eksploatacji, 

2) rosnący udział tworzyw sztucznych w masie pojazdów, 

3) względy ekologiczne, 

4) świadomość kurczenia się światowych zasobów surowcowych. 

Na początku lat 90-tych największe firmy samochodowe przystąpiły do prac nad projektami 

przedsięwzięć, umożliwiających ponowne wykorzystanie materiałów z wraków samochodowych. 

Powstało wówczas nowe pojęcie: „recykling” [Zieliński 2008]. Istotą recyklingu 

samochodowego jest ograniczenie oddziaływania przemysłu motoryzacyjnego (a dokładniej 

wyprodukowanych pojazdów) na środowisko przyrodnicze. Najprościej można to ująć w postaci 

schematu wejść i wyjść z systemu. Systemem określa się w tym wypadku proces powstawania 

i eksploatacji pojazdu. Przestrzeń poza systemem jest traktowana jako środowisko, które 

jest z jednej strony źródłem „wejść" do systemu (surowce i materiały niezbędne do produkcji), 

z drugiej strony zaś – miejscem „wyjść" z systemu (emisje do środowiska). 

Zadaniem recyklingu jest ograniczenie zarówno wejść do systemu – zmniejszenie poboru 

nowych surowców przez ponowne wykorzystywanie starych – jak i wyjść z systemu – ograniczenie 

ilości odpadów [Merkisz-Guranowska 2007]. 

Oddziaływania pojazdów na środowisko Kłos [1998] ujął w dwie kategorie: 

1) materiałową konstrukcyjno-eksploatacyjną, czyli pobór surowców i materiałów ze środowiska, 

który na przestrzeni lat może doprowadzić do wyczerpywania zasobów surowców 

wykorzystywanych do produkcji pojazdów (kolejne wejścia do systemu); 

2) emisje środowiskowe, obejmujące zanieczyszczenie wód, gleby oraz powietrza atmosferycznego 

(kolejne wyjścia z systemu), pośrednio lub bezpośrednio oddziałujące na 

organizmy żywe, w tym na człowieka. 

Szacuje się, że do roku 2020 na świecie będzie poruszać się miliard pojazdów, a do roku 

2050 liczba ta zostanie podwojona [Energy & Transport... 2004]. W najbliższych latach produkcja 

będzie rosnąć ze względu na wysoki popyt generowany przez kraje azjatyckie, zwłasz- 

366


cza Chiny, które wchodzą w epokę masowej motoryzacji. W ciągu 10 ostatnich lat ubiegłego 

wieku liczba pojazdów samochodowych produkowanych na świecie zwiększyła się o 20% 

[Bursa 2001]. Wraz ze wzrostem liczby pojazdów na drogach, rosną obawy związane z oddziaływaniem 

samochodów na środowisko w trakcie procesu produkcji, użytkowania i złomowania 

[Merkisz-Guranowska 2007]. 

Zdaniem Oleszczuka [1998] przemysł motoryzacyjny generuje trzy kategorie odpadów: 

1) fabryczne (poprodukcyjne) – powstające w trakcie produkcji; 

2) odpady powstające podczas eksploatacji – zużyte, uszkodzone części lub podzespoły; 

3) wyeksploatowane samochody. 

Wymienione odpady stanowią zestaw potencjalnych surowców wtórnych. Poszczególne 

ich rodzaje przedstawiono na rysunku 1 [d'Obyrn i Brzeska 2005]. 

Rys. 1. Rodzaje odpadów samochodowych 

Fig. 1. Kinds of car waste 

Powtórne wykorzystanie materiałów z samochodów podlegających recyklingowi pozwala 

na oszczędności materiałowe i energetyczne. Zgodnie z polityką ekologiczną Polski 

i Krajowym Planem Gospodarki Odpadami jednym z nadrzędnych celów tej polityki jest zapewnienie 

pełnej skuteczności działania systemu zbierania i demontażu pojazdów wycofanych 

z eksploatacji oraz odzysku, w tym recyklingu wyeksploatowanych samochodów. Wyznaczono 

do roku 2018 następujące minimalne poziomy odzysku i recyklingu odniesione do 

masy pojazdów przyjętych do stacji demontażu w skali roku: 

367


1) od dnia 1 stycznia 2006 r. odpowiednio 75% i 70% dla pojazdów wyprodukowanych 

przed dniem 1 stycznia 1980 r. oraz 85% i 80% dla pozostałych pojazdów, 

2) od dnia 1 stycznia 2015 r. odpowiednio 95% i 85%, niezależnie od daty produkcji pojazdu. 

Głównym celem zagospodarowania odpadów z wyeksploatowanych pojazdów jest 

zmniejszenie ich ilości i uciążliwości oraz gospodarcze ich wykorzystanie. 

Efektywny odzysk zawartych w samochodach surowców wtórnych można osiągnąć 

przez wzajemne uzupełnianie się demontażu, strzępienia przemysłowego, odzysku, przetwarzania 

lub unieszkodliwiania materiałów, regeneracji oraz sprzedaży części zamiennych 

do ponownego użycia [d'Obyrn i Brzeska 2005]. 

W odniesieniu do zakładów recyklingu SWE w ustawie z dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo 

ochrony środowiska (Dz. U. 2001 nr 62 poz. 627, z późń. zm.), zawarto dwa istotne uregulowania. 

Zakłady zajmujące się recyklingiem są zobowiązane do posiadania pozwolenia 

na wprowadzanie do środowiska substancji i energii. Wymóg ten również został powtórzony 

w ustawie z dnia 20 stycznia 2005 r. o recyklingu pojazdów wycofanych z eksploatacji 

(Dz. U. Nr 25, poz. 202, z późń. zm.). Pozwolenie na wytwarzanie odpadów jest wydawane 

na wniosek prowadzącego zakład maksymalnie na 10 lat, może być jednak cofnięte lub 

ograniczone w razie niewłaściwej eksploatacji instalacji zagrażającej środowisku. Dla nowo 

powstających stacji zajmujących się demontażem lub recyklingiem SWE, zgodnie z przepisami 

ogólnymi przywołanej wyżej ustawy, konieczne jest przeprowadzenie postępowania 

w sprawie oceny oddziaływania na środowisko. 

Drugim aktem prawnym zawierającym ogólne wytyczne w zakresie zagospodarowania 

SWE jest ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach (Dz. U. nr 62 poz. 628, 

z późń zm.). Do ustawy tej wydano rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 27 września 

2001r. w sprawie katalogu odpadów (Dz.U. nr 112, poz. 1206, z późń. zm.). Według 

katalogu pojazdy wycofane z eksploatacji stanowią odpady o kodzie 16 01 04 – zużyte 

lub nie nadające się do użytkowania pojazdy. Są to odpady niebezpieczne i powinny być 

przetworzone w sposób bezpieczny dla środowiska i zdrowia ludzi. Natomiast SWE o kodzie 

16 01 04 po procesie osuszenia z płynów eksploatacyjnych oraz usunięcia elementów 

niebezpiecznych dla środowiska staje się odpadem o kodzie 16 01 06 – zużyte lub 

nie nadające się do użytkowania pojazdy nie zawierające cieczy i innych niebezpiecznych 

elementów. 

5. punkty zbierania i demontażu pojazdów w Polsce 

W Polsce (stan z dnia 23.03.2009 r.) zlokalizowanych jest 109 punktów zbierania pojazdów 

oraz 620 stacji demontażu [Dane Stowarzyszenia... 2009]. 

Największa liczba punktów przyjęcia pojazdów znajduje się w województwie lubelskim 

–18. Nieco mniejsza w województwach pomorskim – 12 oraz podkarpackim – 10. Najmniej- 

368


sza liczba punktów przyjęcia pojazdów jest w województwach: wielkopolskim i świętokrzyskim 

po 3 punkty, oraz w śląskim, opolskim i łódzkim po 4 punkty. 

Największa liczba stacji demontażu pojazdów znajduje się w województwie mazowieckim 

– 75, a następnie województwie wielkopolskim – 73 oraz śląskim – 65. Najmniej stacji 

demontażu jest natomiast zlokalizowanych w województwach: zachodniopomorskim – 18 

oraz opolskim – 19 stacji [Dane Stowarzyszenia... 2009]. 

Mimo zmniejszenia się liczby stacji w porównaniu do 2003 r., obecna sieć wystarcza, 

aby spełnić wymogi ustawy o recyklingu pojazdów wycofanych z eksploatacji (Dz. U. Nr 25, 

poz. 202, z późń. zm.) co do dostępności sieci. Przy powierzchni Polski 312 685 km 2 na obszarze 

kraju powinny funkcjonować minimum 62 stacje, zakładając, że można je dowolnie 

umiejscowić i przy założeniu, że stacja demontażu obsługuje obszar 5 tysięcy km 2 . Biorąc 

pod uwagę, że stacji nie można w praktyce lokalizować dowolnie, minimalna liczba punktów 

w celu pokrycia terytorium kraju wynosi od 80 do 100 [Merkisz-Guranowska 2007]. 


Pojazdy wycofane z eksploatacji stanowią duży problem zarówno dla ludzi, jak i środowiska 

naturalnego. Z upływem lat problem ten coraz bardziej narasta z powodu wciąż powiększającej 

się liczby samochodów, a tym samym wzrastającej liczby pojazdów wycofanych 

z eksploatacji, które mogą przy niewłaściwym ich zagospodarowaniu stanowić zagrożenie 

dla środowiska. 

Odpowiednie zagospodarowanie odpadów ze zużytych samochodów może przebiegać 

jedynie w specjalnie stworzonych do tego celu zakładach, zwanych stacjami demontażu. 

W wyniku działalności profesjonalnej stacji demontażu mamy możliwość: 

1) przetwarzania pojazdów w miejscach do tego przystosowanych, zabezpieczonych 

przed zanieczyszczeniem środowiska glebowego i wodnego odpadami niebezpiecznymi 

powstającymi podczas demontażu samochodów; 

2) odzyskania cennych surowców, odpowiednio posegregowanych, przez co przyczyniamy 

się do zmniejsza degradacji środowiska i zwiększenia wykorzystania zasobów naturalnych 

w razie zakupu oryginalnej taniej części zamiennej z demontażu, o udokumentowanym 

pochodzeniu, przypisanym do pojazdu o sprawdzonej jakości, co przyczynia 

się do zmniejszania kosztów eksploatacji pojazdu, którym jeździmy. 

Ważnym aspektem działania stacji demontażu w Polsce jest również ograniczenie 

ogromnych wpływów tzw. „szarej strefy”. Do stacji demontażu działających zgodnie z wymogami 

ustawy z dnia 20 stycznia 2009 r. o recyklingu pojazdów wycofanych z eksploatacji 

(Dz. U. nr 25, poz. 202, z późń. zm.) trafia jedynie 10 – 15 % zużytych samochodów. 

Według Osińskiego [2009] rozwiązaniem zapobiegającym patologii systemu recyklingu samochodów 

może być wprowadzenie systemu dopłat (wzorowanego na systemie przyjętym 

w Danii) dla ostatniego właściciela pojazdu za przekazanie go do recyklingu. 

369


„Szara strefa” odbiera nie tylko wpływy licencjonowanym zakładom demontażu, lecz również 

przyczynia się do zanieczyszczania środowiska naturalnego, przez niewłaściwy, niekontrolowany 

proces demontażu pojazdów. Dlatego też w celu ograniczenia ilości odpadów niebezpiecznych 

w środowisku, należy prowadzić działania zmierzające do zwiększenia liczby 

pojazdów wycofanych z eksploatacji i demontowanych w uprawnionych do tego stacjach. 


BURSA J. 2001. Recykling części samochodowych. W materiałach z III Ogólnopolskiej 

Konferencji Naukowo-Technicznej „Pojazd a środowisko”. Radom. 

Dane Biuletynu Informacji Publicznej. 2009. BIP. 

Dane Centralnej Ewidencji Pojazdów i Kierowców. 2009. Cepik. 

Dane Stowarzyszenia Europejskich Producentów Samochodów. 2006. ACEA. 

D'OBYRN K., BRZESKA J. 2005. Wybrane problemy recyklingu pojazdów samochodowych. 

Czasopismo Techniczne. Środowisko. R. 102, z. 16–Ś: 75–92. 

Energy & Transport in figures 2004. 2004. Europen Commission 2004. ENERGY 

& TRANSPORT. 

Dane Stowarzyszenia Forum Recyklingu Samochodów. 2009. FORS. 

JANOWICZ A. 2009. Problemy z zagospodarowaniem pojazdów wycofanych z eksploatacji. 

Recykling 11 (107). ABRYS, Poznań: 57. 

KŁOS Z. 1998. Środowiskowa ocena maszyn i urządzeń. Wydawnictwo Politechniki Poznańskiej, 

Poznań. 

KRZAK J. 2008. Recykling samochodów. 2008. Infos nr 5(29). Wydawnictwo Sejmowe dla 

Biura Analiz Sejmowych, Warszawa. 

MERKISZ-GURANOWSKA A. 2007. Recykling samochodów w Polsce. Wydawnictwo Instytutu 

Technologii Eksploatacji. Poznań – Radom. 

OLESZCZUK P. 1998. Wyeksploatowane samochody a ochrona środowiska. Aura nr 12: 

9–12. 

OSIŃSKI J. 2009. Problemy funkcjonowania systemu recyklingu samochodów. Recykling 

Nr 3 (98), ABRYS, Poznań: 36–37. 

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

odpadów (Dz. U. Nr 112, poz. 1206, z późń. zm.). 

Polski rynek motoryzacyjny – Park samochodów 2007. Raport 2008. SAMAR. Wydanie 

nr (1) Sierpień. 

SŁOWIKOWSKI M., ZALEWSKI K., ZIELIŃSKI J. 2008. Recykling pojazdów w Polsce – sytuacja 

bieżąca. Polimery, Automatyka, Robotyka nr 11: 5–7. 

Transport – wyniki działalności w 2007 roku. 2008. GUS. 

Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo ochrony środowiska (Dz. U. 2001 Nr 62 poz. 

627, z późń. zm.) 

370


Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach (Dz. U. 2001 Nr 62 poz. 628, z późń zm.) 

Ustawa z dnia 20 stycznia 2005 r. o recyklingu pojazdów wycofanych z eksploatacji 

(Dz. U. Nr 25, poz. 202, z późń. zm.). 

WIKTOROWICZ A. 2010. Recykling pojazdów wycofanych z eksploatacji na przykładzie 

stacji demontażu „STAL_CAR” s.c. (praca magisterska – maszynopis). 

ZIELIŃSKI A. 2008. Konstrukcja nadwozi samochodów osobowych i pochodnych. Wydawnictwa 

Komunikacji i Łączności, Warszawa. 

371


Monika Załęska-Radziwiłł*, Maria Łebkowska*, Katarzyna Affek*, 

Nina Chrzanowska* 

OCENA RYZYKA WYWOŁANEGO OBECNOŚCIĄ WYBRANYCH 

FARMACEUTYKÓW W WODACH POWIERZCHNIOWYCH 

W STOSUNKU DO SINIC I ROŚLIN 

ENVIRONMENTAL RISK ASSESSMENT OF SELECTED 

PHARMACEUTICALS PRESENT IN SURFACE WATERS IN RELATION 

TO CYANOBACTERIA AND PLANTS 

Słowa kluczowe: ocena ryzyka, cyprofloksacyna, etynyloestradiol, fluorouracyl, sinice, rośliny 

wodne. 

Key words: risk assessment, ciprofloxacin, ethinylestradiol, fluorouracil, cyanobacteria, 

aquatic plants. 

Ecotoxicity was examined of three medical products (ciprofloxacin, 17α-ethinylestradiol and 5-fluorouracil) 

detected in sewage and surface waters towards cyanobacteria, chlorophyta and higher 

plants. We conducted growth tests, determined effect concentrations (EC50-t), no observed 

effect concentrations (NOEC), and predicted no effect concentrations (PNEC) towards water 

plants. All pharmaceuticals tested limited the growth of cyanobacteria, algae and higher plants. 

EC50-t values were in the ranges: for ciprofloxacin from 0.020 mg/l (Microcystis aeruginosa) to 

6.83 mg/l (Scenedesmus obliquus), for 17α-ethinylestradiol from 0.21 mg/l (Raphidocelis subcapitata) 

to 1.49 mg/l (Lemna minor) and for 5-fluorouracil from 0.91 mg/l (Lemna minor) to 30.49 

mg/l (Scenedesmus obliquus). Calculated PNEC values were 0.00025 mg/l for ciprofloxacin and 

17α-ethinylestradiol and 0.0005 mg/l for 5-fluorouracil. Risk assessment based on PEC/PNEC ratios 

(PEC – predicted environmental concentration) indicated high risk associated with the presence 

of 17α-ethinylestradiol – at concentrations detected in surface waters in the USA, and ciprofloxacin 

– when PEC was calculated according to EMEA (European Medicines Agency) guidelines. 

* Dr hab. Monika Załęska-Radziwiłł, profesor nadzwyczajny, prof. dr hab. Maria Łebkowska, 

mgr Katarzyna Affek, mgr Nina Chrzanowska – Wydział Inżynierii Środowiska, Zakład 

Biologii; Politechnika Warszawska, ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa; tel.: 22 234 79 03; 

e-mail: monika.radziwill@is.pw.edu.pl 

372

Ocena ryzyka wywołanego obecnością wybranych farmaceutyków w wodach... 


W ostatnich latach zwrócono uwagę na wzrastające zanieczyszczenie środowiska 

środkami farmaceutycznymi. Związki te wykryto między innymi w ściekach oczyszczonych, 

wodach powierzchniowych, a nawet w wodzie przeznaczonej do spożycia [Kümmerer i in. 

2000]. Stężenia farmaceutyków w wodach powierzchniowych wahają się od ng/l do µg/l [Nikolaou 

i in. 2007]. Ze względu na swoje właściwości leki nie są eliminowane z wód w procesie 

samooczyszczania, wiele z nich ma zdolność do kumulacji w tkankach organizmów, 

przez co stanowić mogą bezpośrednie zagrożenie dla ich zdrowia i życia. Stąd też problem 

oceny szkodliwego oddziaływania substancji leczniczych na organizmy ekosystemów wodnych 

jest niezwykle aktualny. 

Do tej pory najwięcej badań ekotoksykologicznych różnych farmaceutyków przeprowadzono 

z użyciem zwierząt, nieliczne natomiast dotyczyły roślin. Rośliny wodne, reprezentowane 

przez wiele gatunków glonów i makrolitów, stanowią ważne ogniwo łańcucha 

pokarmowego w ekosystemie wodnym. Odgrywają istotną rolę w produkcji tlenu i krążeniu 

substancji odżywczych, wpływają też na jakość wody i stabilizację osadów dennych, a także 

stanowią nisze ekologiczne dla organizmów wodnych oraz zapewniają im schronienie. 

Fitoplankton, fitobentos i makrofity są ponadto ważnym składnikiem biomasy ekosystemów 

wodnych i pierwotnym źródłem energii/węgla. Zmiany w populacjach roślin wodnych mogą 

wpływać nie tylko na funkcjonowanie ekosystemu, ale także na jakość wody pitnej i użytkowej. 

Rośliny wodne od lat są stosowane jako biowskaźniki do oceny stanu jakości wód, 

jednak dopiero w ostatnich dziesięcioleciach są wykorzystywane w testach toksyczności do 

oceny potencjalnego zagrożenia środowiska [Mohan, Hosetti 1998; Brain i in. 2004]. 

Dane dotyczące fitotoksyczności są przydatne dla oceniających i zarządzających ryzykiem 

w ochronie zasobów wodnych, w ocenie toksyczności ścieków oraz przy atestacji 

nowych związków chemicznych. W zestawie badań toksykologicznych służących do oceny 

ryzyka wywołanego obecnością produktów leczniczych w wodach powierzchniowych proponowanym 

w wytycznych EMEA (European Medicines Agency) z 1998 roku i z 2006 roku 

rośliny reprezentowane są tylko przez jeden gatunek glonów [EMEA 1998, EMEA 2006]. 

Wydaje się to niewystarczające do opracowania pełnego profilu zagrożenia środowiska 

związanego z obecnością leków w ekosystemach wodnych. Farmaceutyki mogą przecież 

wywoływać niepożądane efekty także u innych gatunków producentów, różniących się fizjologią. 

Celem niniejszej pracy jest ocena ryzyka wywołanego oddziaływaniem na sinice i rośliny 

wodne przedstawicieli trzech grup farmaceutyków: 

1) leków antybakteryjnych (cyprofloksacyna), 

2) estrogenów (17α-etynyloestradiol) 

oraz 

3) cytostatyków (5-fluorouracyl). 

373

Monika Załęska-Radziwiłł i in. 

Cyprofloksacyna należy do antybiotyków z grupy fluorochinolonów, których działanie 

polega na inhibicji topoizomerazy DNA (gyrazy), biorącej udział w biosyntezie DNA. Wywołuje 

efekt genotoksyczny w materiale genetycznym, w stężeniach subletalnych (5 – 10 μg/l) 

indukuje oporność bakterii na fluorochinolony, która może być przekazywana w procesie 

horyzontalnego transferu genów [Hartmann i in. 1998; Hartmann i in. 1999]. Uważa się, że 

leki antybakteryjne mogą powodować uszkodzenie plastydów ze względu na ich hipotetyczne 

bakteryjne pochodzenie [McFadden, Roos 1999]. 

Estrogeny (w tym 17α-etynyloestradiol) to grupa związków chemicznych o budowie sterydowej 

należąca do hormonów płciowych. Ze względu na znaczne użycie w tabletkach antykoncepcyjnych 

mogą stanowić zagrożenie dla środowiska. Większość badań ekotoksyczności 

estrogenów dotyczy ich wpływu na populacje ryb [Nash i in. 2004]. 

5-Fluorouracyl lekiem cytostatycznym stosowanym w terapii antynowotworowej jest. 

Jego działanie polega głównie na inhibicji biosyntezy monofosforanu tymidyny (TMP), co 

prowadzi do zakłócenia replikacji DNA i zahamowania proliferacji komórek nowotworowych. 

Chociaż w testach toksyczności ostrej nie zaobserwowano wpływu cytostatyków na organizmy 

wodne w stężeniach obecnych w środowisku, to jednak testy przeprowadzone przez 

Zaunkovą i wsp. wykazały niskie wartości stężeń efektywnych dla glonu Pseudokirchneriella 

subcapitata [Zaunkova i in. 2007]. 

2. Materiały i metody 

Związki chemiczne. Cyprofloksacynę C 17 

H 18 

FN 3 

O 3 

(Fluka), 17α-etynyloestradiol 

C 20 

H 24 

O 2 

(Sigma) i 5-fluorouracyl C 4 

H 3 

FN 2 

O 2 

(Fluka) o czystości >98% uzyskano z firmy 

Sigma-Aldrich. Roztwory podstawowe cyprofloksacyny i 5-fluorouracylu sporządzono w wodzie 

dejonizowanej, a 17α-etynyloestradiolu w etanolu (1% v/v), po czym wykorzystywano 

je do wykonywania szeregu rozcieńczeń stosując medium odpowiednio do procedur testów. 

Badania ekotoksykologiczne. Przeprowadzono testy wzrostowe na cyjanobakteriach, 

zielenicach i roślinach wyższych. Cyjanobakterie Microcystis aeruginosa (CCALA 

796) oraz zielenice Desmodesmus quadricauda (CCALA 463) i Raphidocelis subcapitata 

(CCALA 433) uzyskano z Institute of Botany, Academy of Science w Czechach, a zielenice 

Sscenedesmus obliquus i rośliny wyższe Lemna minor pochodziły z hodowli własnej Zakładu 

Biologii Wydziału Inżynierii Środowiska Politechniki Warszawskiej. 

Testy wzrostowe z cyjanobakteriami i glonami wykonano według procedury PN-EN ISO 

8692 [PN-EN ISO 8692 1993]. Organizmy w fazie wykładniczego wzrostu dodawano do 

podłoża mineralnego, zawierającego określone stężenia farmaceutyków. Początkowe zagęszczenie 

cyjanobakterii i glonów wynosiło 10 4 kom./ml. Hodowle testowe prowadzono 

przez okres 72±2 godz., w aparacie Fitotron, przy oświetleniu ciągłym 8000 lx i w temperaturze 

23°C. Pomiary zagęszczenia komórek wykonywano raz na dobę przy użyciu mikroskopu, 

stosując komory do liczenia o pojemności 1 ml. 

374


Test wzrostowy z Lemna minor wykonano według procedury PN-EN ISO 20079 [PN-EN 

ISO 20079 2004]. Do wykonania określonych stężeń badanych leków zastosowano mineralną 

pożywkę wzrostową Steinberga (zmodyfikowaną przez Altenburgera). W każdym badanym 

stężeniu i kontroli umieszczano po trzy rośliny zawierające po 3 listki (frondy). Hodowle 

testowe prowadzono przez 7 dni w aparacie Fitotron przy oświetleniu ciągłym 3000 lx 

i w temperaturze 25°C. 

Pomiarów powierzchni i liczby listków na początku i na końcu testu dokonano przy użyciu 

oprogramowania komputerowego do cyfrowej analizy obrazu UTHSCA ImageTool wersja 

3.0. 

3. Procedury obliczeniowe 

Określenie inhibicji wzrostu cyjanobakterii, glonów i Lemna minor. Szybkość 

wzrostu cyjanobakterii i glonów określono na podstawie równania: 

µ 

ln N 

− ln N 

t 

n o 

= , 

gdzie: 

N o 

– liczba komórek glonów w 1 cm 3 w czasie t o 

; 

N n 

– liczba komórek glonów w 1 cm 3 w czasie t; 

t n 

– czas (t - t o 

). 

n 

Inhibicję wzrostu obliczano zgodnie z równaniem: 

µ 

c 

− µ 

i 

Iµ 

i 

= ⋅ 100 , 

µ 

gdzie: 

Im i 

– procent inhibicji; 

m i 

– średnie tempo wzrostu glonów w badanym stężeniu; 

m c 

– średnie tempo wzrostu glonów w próbie kontrolnej. 

c 

Analogicznie określono inhibicję wzrostu u Lemna minor, przyjmując odpowiednio jako 

N liczbę listków (lub ich powierzchnie) w badanym stężeniu. 

Obliczenie stężeń. Stężenia letalne i efektywne EC 50 

-t obliczono metodą probitową, 

określając 95-procentowe przedziały ufności [Weber 1972]. 

Najwyższe stężenia niewywołujące efektów szkodliwych (NOEC) wyznaczono stosując 

jednoczynnikową analizę wariancji i test Tukey ’ a [Berthouex, Brown 1994]. 

375

jednoczynnikową analizę wariancji i test Tukey a [Berthouex, Brown 1994]. 

4. OCENA TOKSYCZNOŚCI ZWIĄZKÓW I OCENA RYZYKA 


Toksyczność związków oceniano na podstawie kryteriów zawartych w Dyrektywie 93/6 

Unii Europejskiej [Commission of the European Communities 1996] i Amerykański 

4. Ocena toksyczności związków i ocena ryzyka 

Agencji Ochrony Środowiska [Technical Support Document… 1991]. 

Toksyczność związków oceniono na podstawie kryteriów zawartych w Dyrektywie 93/67 

Ocenę ryzyka wywołanego obecnością badanych substancji aktywnych w wodac 

RQ (Risk Quotient): 

Unii Europejskiej [Commission of the European Communities 1996] i Amerykańskiej Agencji 

powierzchniowych Ochrony Środowiska w [Technical stosunku Support do roślin Document… przeprowadzono 1991]. na podstawie współczynnika ryzyk 

Ocenę ryzyka wywołanego obecnością badanych substancji aktywnych w wodach powierzchniowych 

w stosunku do roślin przeprowadzono na podstawie współczynnika ryzyka 

RQ (Risk Quotient): 

gdzie: 

PEC 

RQ , 

PNEC 

gdzie: 

PEC (ang. Predicted Environmental Concentration) – przewidywane stężenie w środowisku; 

PEC (ang. Predicted Environmental Concentration) – przewidywane stężenie w środowisku; 

PNEC PNEC (ang. Predicted No No Effect Concentration) – przewidywane - przewidywane stężenie niewywołujące stężenie niewywołując 

negatywnych skutków w środowisku. 

negatywnych 

Wartości: 

skutków 

RQ ≥ 1 oznaczają 

w środowisku. 

duże ryzyko, 

Wartości: 

wartości RQ 

RQ 

< 1 

≥ 

– 

1 

małe 

oznaczają 

ryzyko. 

duże ryzyko, wartoś 

RQ < 1 Jako – małe PEC ryzyko. przyjęto stężenia wykrywane w wodach powierzchniowych (MEC – ang. Measured 

Environmental Concentration) lub obliczone zgodnie z procedurą EMEA [EMEA 

Jako PEC przyjęto stężenia wykrywane w wodach powierzchniowych (MEC – an 

2006]. Wartości PEC (MEC) podano w tabeli 4. 

Measured Przewidywanie Environmental stężenie Concentration) niewywołujące negatywnych lub obliczone skutków zgodnie w środowisku z procedurą (PNEC) EMEA [EME 

obliczono z danych toksyczności chronicznej (NOEC), metodą obligatoryjnych współczynników 

bezpieczeństwa, stosując współczynnik AF=10 wynikający z ilości i jakości danych 

2006]. Wartości PEC (MEC) podano w tabeli 4. 

toksykologicznych Przewidywanie [Commission stężenie niewywołujące of the European Communities negatywnych 1996]. skutków w środowisku (PNEC 

obliczono z danych toksyczności chronicznej (NOEC), metodą obligatoryjnyc 


współczynników bezpieczeństwa, stosując współczynnik AF=10 wynikający z ilości i jakoś 

Wyniki badań ekotoksykologicznych przedstawiono w postaci profili toksyczności 

danych toksykologicznych [Commission of the European Communities 1996]. 

w tabelach 1–3. Wartości EC 50 

-t uzyskane w badaniach uporządkowano w kolejności od 

najwyższych do najniższych. 5. Do WYNIKI profili włączono BADAŃ ocenę I DYSKUSJA 

toksyczności leków według kryteriów 

Unii Europejskiej – Dyrektywa 93/67/EEC [Commission of the European Communities 

1996] i Amerykańskiej Agencji Ochrony Środowiska US EPA [Technical Support Docu- 

Wyniki badań ekotoksykologicznych przedstawiono w postaci profili toksycznoś 

w tabelach ment…1991]. 1–3. Wartości EC 50 -t uzyskane w badaniach uporządkowano w kolejności o 

Wszystkie badane farmaceutyki wpływały niekorzystnie na wzrost cyjanobakterii, glo- 

najwyższych do najniższych. Do profili włączono ocenę toksyczności leków wedłu 

nów i roślin wyższych, a uzyskane stężenia efektywne wskazały na zróżnicowaną wrażliwość 

organizmów testowych na badane substancje aktywne. 

376


Tabela 1. Profil toksyczności cyprofloksacyny 

Table 1. Toxicity profile for ciprofloxacin 

Związek 

Organizm 

testowy 

Kryteria 

oceny toksyczności 

Czas, 

godz. 

EC 50 

-t 

(przedział 

ufności 95%), 

mg/l 

NOEC, 

mg/l 

Ocena toksyczności 

wg UE – 

dyrektywa wg US EPA 

93/67/EEC 

Scenedesmus 

obliquus 

wzrost 72 

6,83 

(5,23–8,3) 

0,025 toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

Cyprofloksacyna 

Raphidocelis 

subcapitata 

Desmodesmus 

quadricauda 

Lemna minor 

Lemna minor 

wzrost 72 

wzrost 72 

wzrost 

liczby liści 

wzrost 

powierzchni 

liści 

168 

168 

6,71 

(5,21–7,98) 

5,22 

(4,60–5,90) 

0,73 

(0,61–0,85) 

0,58 

(0,41–0,71) 



0,013 

0,0025 

bardzo 

toksyczny 

bardzo 

toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

Microcystis 

aeruginosa 

wzrost 72 

0,020 

(0,012–0,028) 

0,005 

ekstremalnie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

Tabela 2. Profil toksyczności 17α-etynyloestradiolu 

Table 2. Toxicity profile for 17α-ethinylestradiol 

Związek 

Organizm 

testowy 

Kryteria 

oceny toksyczności 

Czas, 

godz. 

EC 50 

-t 

(przedział 


mg/l 

NOEC, 

mg/l 


wg UE – 

dyrektywa wg US EPA 

93/67/EEC 

Lemna minor 

wzrost 

liczby liści 

168 

1,49 

(1,20–1,69) 


umiarkowanie 

toksyczny 

17α-Etynyloestradiol 

Microcystis 

aeruginosa 

Scenedesmus 

obliquus 

Lemna minor 

Desmodesmus 

quadricauda 

wzrost 72 

wzrost 72 

wzrost 

powierzchni 

liści 

168 

wzrost 72 


(1,18–1,71) 

0,82 

(0,71–0,93) 

0,43 

(0,31–0,53) 

0,29 

(0,17–0,39) 


0,005 

0,0025 

0,005 

bardzo 

toksyczny 

bardzo 

toksyczny 

bardzo 

toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

Raphidocelis 

subcapitata 

wzrost 72 

0,21 

(0,11–0,31) 

0,005 

bardzo 

toksyczny 

silnie 

toksyczny 

W przypadku cyprofloksacyny (tab. 1) wartości EC 50 

-t zawierały się w przedziale od 

0,020 mg/l dla Microcystis aeruginosa do 6,83 mg/l dla Scenedesmus obliquus. Związek 

ten silnie ograniczał wzrost Lemna minor zarówno w odniesieniu do liczby, jak i powierzchni 

listków – EC 50 

po 7 dniach wynosiło odpowiednio 0,58 mg/l i 0,73 mg/l. Dane z piśmiennictwa 

wskazują również na dużą wrażliwość sinic i rzęsy na działanie tego antybiotyku. EC 50 

dla sinic uzyskane przez Halling-Sǿrensena i wsp. [2000] wynosiło 0,005 mg/l, natomiast 

przez Robinson i wsp.[2005] 0,017 mg/l i było zbliżone do uzyskanego w niniejszej pracy. 

377


Wartości EC 50 

po 7 dniach dla Lemna minor w badaniach innych autorów wynosiły 0,203 

mg/l, 0,243 mg/l [Robinson i in. 2005; Bielińska, Nałęcz-Jawecki 2009] i były niższe od uzyskanych 

w prezentowanej pracy zarówno w odniesieniu do wzrostu liczby, jak i powierzchni 

listków. Wartości EC 50 

uzyskane dla Lemna minor w niniejszych badaniach były natomiast 

niemal identyczne z opublikowanymi przez Brain i wsp. dla Lemna gibba [Brain i in. 2004]. 

Tabela 3. Profil toksyczności 5-fluorouracylu 

Table 3. Toxicity profile for 5-fluorouracil 

Związek 

Organizm 

testowy 

Kryteria oceny 

toksyczności 

Czas, 

godz. 

EC 50 

-t [mg/l] 

(przedział 


mg/l 

NOEC, 

mg/l 


wg UE 

Dyrektywa wg US EPA 

93/67/EEC 

Scenedesmus 

obliquus 

wzrost 72 

30,49 

(28,29–32,69) 

0,1 szkodliwy 

umiarkowanie 

toksyczny 

Desmodesmus 

quadricauda 

wzrost 72 

20,46 

(18,06–22,42) 

0,1 szkodliwy 

umiarkowanie 

toksyczny 

5-Fluorouracyl 

Microcystis 

aeruginosa 

Lemna minor 

Raphidocelis 

subcapitata 

wzrost 72 

wzrost liczby 

liści 

168 

wzrost 72 

6,10 

(4,95–7,15) 

1,04 

(0,84–1,24) 

0,96 

(0,71–1,14) 



0,005 

bardzo 

toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

umiarkowanie 

toksyczny 

silnie toksyczny 

Lemna minor 

wzrost 

powierzchni 

liści 

168 

0,91 

(0,70–1,11) 

0,025 

bardzo 

toksyczny 

silnie toksyczny 

Spośród wszystkich organizmów testowych najmniej wrażliwe na działanie cyprofloksacyny 

okazały się zielenice. Potwierdzają to również dane z piśmiennictwa – EC 50 

‐72h 

dla Selenastrum capricornutum (Raphidocelis subcapitata) wynosiło: 2,97 mg/l, [Halling- 

Sǿrensen i in. 2000], 18,7 mg/l [Robinson i in. 2005] oraz 6,71 mg/l [Yang i in. 2008]. Ocena 

toksyczności dokonana na podstawie wartości EC 50 

-t w profilu toksyczności wykazała, że 

cyprofloksacyna była ekstremalnie toksyczna dla Microcystis aeruginosa, bardzo toksyczna 

dla Lemna minor i toksyczna dla wszystkich gatunków zielenic. 

Uzyskane w badaniach wartości stężeń efektywnych 17α-etynyloestradiolu (tab. 2) 

były niskie i wynosiły od 0,21 mg/l do 1,49 mg/l odpowiednio dla Raphidocelis subcapitata 

i Lemna minor. Stężenia efektywne dla wszystkich gatunków zielenic były


nio 0,91 mg/l i 1 mg/l. Spośród zielenic najbardziej wrażliwe były glony Raphidocelis subcapitata 

– EC 50 

-72 godz. wynosiło 0,96 mg/l. W badaniach Zaunkovej i wsp. [2007] EC 50 

-72 

godz. dla tych glonów było niższe i wynosiło 0,11 mg/l. Cleuvers i wsp. [2002] przeprowadzili 

badania z glonami Desmodesmus supspicatus uzyskując EC 50 

równe 21 mg/l. Podobną 

wartość (20,46 mg/l) uzyskano w niniejszej pracy dla Desmodesmus quadricauda. Według 

kryteriów Unii Europejskiej 5-fluorouracyl był bardzo toksyczny dla Lemna minor i Raphidocelis 

subcapitata oraz toksyczny i szkodliwy dla pozostałych organizmów. 

Wyznaczone w testach wartości najwyższych stężeń niewywołujących efektów szkodliwych 

NOEC wynosiły odpowiednio dla: cyprofloksacyny od 0,0025 mg/l (Lemna minor 

– wzrost powierzchni listków) do 0,05 mg/l (zielenice Raphidocelis subcapitata), dla 

17α-etynyloestradiolu od 0,0025 mg/l (Lemna minor) do 0,04 mg/l (Microcystis aeruginosa), 

dla 5-fluorouracylu od 0,005 mg/l (Raphidocelis subcapitata) do 0,1 mg/l (pozostałe zielenice). 

Yang i wsp. [2008] określili NOEC


(tab. 4) wskazała na duże ryzyko związane z obecnością 17α-etynyloestradiolu w stężeniach 

wykrywanych w wodach powierzchniowych w USA oraz cyprofloksacyny, kiedy PEC zastało 

obliczone na podstawie wytycznych EMEA z roku 2006 (uwzględniając jedynie dzienne 

użycie, bez uwzględnienia biodegradacji i metabolizmu). W pozostałych przypadkach ryzyko 

określono jako niewielkie. Ocena zagrożenia dokonana przez Robinson i in. [2005], przeprowadzona 

dla Microcystis aeruginosa, Raphidocelis subcapitata i Lemna minor na podstawie 

współczynnika zagrożenia HQ (ang. Hazard Quotient), wskazała na małe zagrożenie tych 

organizmów ze strony cyprofloksacyny w stężeniu w środowisku 1 µg/l [Robinson i in. 2005]. 


Niniejsze badania oraz dane z piśmiennictwa wykazały, że obecność środków leczniczych 

w ekosystemach wodnych może negatywnie wpływać na ogniwo producentów 

w ekosystemach wodnych i w konsekwencji prowadzić do zmian bioróżnorodności. Istnieje 

więc konieczność stałego monitoringu tych zanieczyszczeń, a także rozwoju metod analitycznych 

i modelowania w celu dokładnego określania narażenia oraz badań chronicznych 

efektów działania tych związków, również na poziomie molekularnym. 

Przeprowadzone badania ekotoksyczności cyprofloksacyny, 17α-etynyloestradiolu 

i 5-fluorouracylu pozwoliły na sformułowanie następujących wniosków: 

1) wszystkie farmaceutyki ograniczały wzrost cyjanobakterii, zielenic i roślin wyższych; 

2) według kryteriów Unii Europejskiej cyprofloksacyna była ekstremalne toksyczna dla Microcystis 

aeruginosa, bardzo toksyczna dla Lemna minor i toksyczna dla trzech gatunków 

zielenic; 17α-etynyloestradiol był bardzo toksyczny dla wszystkich gatunków zielenic 

i toksyczny dla pozostałych organizmów; 5-fluorouracyl był bardzo toksyczny dla 

Lemna minor i Raphidocelis subcapitata, toksyczny dla Microcystis aeruginosa i szkodliwy 

dla Desmodesmus quadricauda i Scenedesmus obliquus; 

3) obliczone stężenia niewywołujące negatywnych skutków w środowisku (PNEC) badanych 

farmaceutyków w odniesieniu do producentów w ekosystemach wodnych wynosiły 

dla cyprofloksacyny i 17α-etynyloestradiolu – 0,00025 mg/l, natomiast dla 5-fluorouracylu 

– 0,0005 mg/l; 

4) ocena ryzyka wywołanego obecnością badanych farmaceutyków w stosunku do sinic 

i roślin wodnych na podstawie współczynników PEC/PNEC wskazała na duże ryzyko 

związane z obecnością 17α–etynyloestradiolu w stężeniach wykrywanych w wodach 

powierzchniowych w USA oraz cyprofloksacyny, kiedy PEC zostało obliczone na podstawie 

wytycznych EMEA. 

Praca naukowa finansowana ze środków budżetowych na naukę w latach 2009–2012, 

jako projekt badawczy nr N N523 422537. 

380



Berthouex P.M., Brown L.C. 1994. Statistic for environmental engineers. Lewis Publishers, 

C.R.C. Press Inc. 

Bielińska M., Nałęcz-Jawecki G. 2009. Zanieczyszczenie środowiska przyrodniczego 

lekami. I: Ocena toksyczności trzech fluorochinolonów dla rzęsy drobnej Lemna 

minor. Biuletyn Wydziału Farmacji WUM 4: 24–30. 

Brain R.A., Johnson D.J., Richards S.M., Sanderson H., Sibley P.K., Solomon 

K.R. 2004. Effects of 25 pharmaceutical compounds to Lemna gibba using 

a seven-day static renewal test. Environmental Toxicology and Chemistry 23: 371– 

382. 

Cleuvers M. 2002. Aquatische ökotoxikologie von Arzneimitteln; Algentest und akuter 

Daphnientest. UWSF Z Umweltchem Okotox 14: 85–89. 

Commission of the European Communities. 1996. Technical guidance document 

in support of commission directive 93/67/EEC on risk assessment for existing 

substances, Part II-Environmental risk assessment, Brusssels. 

CRANE M., WATTS C., BOUCARD T. 2006. Chronic aquatic environmental risks for exposure 

to human pharmaceuticals. Science of the Total Environment 367: 23–41. 

European Medicines Agency (EMEA). 1998. Note for Guidance: Environmental risk 

assessment for veterinary medicinal products other than GMO-containing and 

immunological products, EMEA, London. 

European Medicines Agency (EMEA). 2006. Guideline on the environmental risk assessment 

of medicinal products for human use, EMEA, London. 

Halling-Sǿrensen B., Holten Lützhǿft H.C., Andersen H.R., Ingerslev F. 

2000. Environmental risk assessment of antibiotics: comparison of mecillinam, trimethoprim 

and ciprofloxacin. Journal of Antimicrobial Chemotherapy 46: 53–58. 

Halling-Sǿrensen B., Nors Nielsen S., Lanzky P.F., Ingerslev F., Holten 

Lützhǿft H-C., Jǿrgensen S.E. 1998. Occurrence, fate and effects of pharmaceutical 

substances in the environment – a review. Chemosphere 36: 357–393. 

Hartmann A., Alder A.C., Koller T., Widmer R.M. 1998. Identification of fluoroquinolone 

antibiotics as the main source of umuC genotoxicity in native hospital wastewater. 

Environmental Toxicology and Chemistry 17: 377–382. 

Hartmann A., Golet E.M., Gartiser S., Alder A.C., Koller T., Widmer R.M. 

1999. Primary DNA damage but not mutagenicity correlates with ciprofloxacin concentrations 

in German hospital wastewaters. Archives of Environmental Contamination 

and Toxicology 36: 115–119. 

Kümmerer K., Al-Ahmad A., Betram B., Wiessler M. 2000. Biodegrability of antineoplastic 

compounds in screening tests: Influence of glucosidation and of stereochemistry. 

Chemosphere 40: 767–773. 

381


Kümmerer K., Al-Ahmad A., Mersch-Sundermann V. 2000. Biodegradability of 

some antibiotics, elimination of the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in 

a simple test, Chemosphere 40: 701–710. 

McFadden G.I., Roos D.S. 1999. Apicomplexan plastids as drug targets. Trends in Microbiology 

7: 328–333. 

Mohan B.S., Hosetti B.B. 1999. Aquatic plants for toxicity assessment. Environmental 

Research Section A 81: 259–274. 

Nash J.P., Kime D.E., Van der Ven L.T., Wester P.W., Brion F., Maack G., Stahlschmidt-Allner 

P., Tyler C.R. 2004. Long-term exposure to environmental concentrations 

of the pharmaceutical ethinylestradiol causes reproductive failure in fish. 

Environmental Health Perspectives 112: 1725–1733. 

Nikolaou A., Meric S., Fatta D. 2007. Occurrence patterns of pharmaceuticals in water 

and wastewater environments. Analytical and Bioanalytical Chemistry 387: 1225– 

1234. 

PN-EN ISO 20079. 2004. Water Quality – Determination of the Toxic Effect of Water 

Constituents and Waste Water to Duckweed (Lemna minor) – Duckweed Growth 

Inhibition Test. International Organisation for Standardisation. 

PN-EN ISO 8692. 1993. Water Quality – Algal Growth Inhibition Test. International 

Organisation for Standardisation. 

Robinson A.A., Belden J.B., Lydy M.J. 2005. Toxicity of fluoroquinolone antibiotics to 

aquatic organisms. Environmental Toxicology and Chemistry 24: 423–430. 

Sanderson H., Johnson D.J., Wilson C.J., Brain R.A., Solomon K.R. 2003. 

Probabilistic hazard assessment of environmentally occurring pharmaceuticals toxicity 

to fish, daphnids and alga by ECOSAR screening. Toxicology Letters 144: 383–395. 

STRAUB J.O. 2009. Combined environmental risk assessment for 5-fluorouracil and capecitabine 

in Europe, Integrated Environmental Assessment and Management 6: 540– 

566. 

Technical Support Document for Water Quality – based Toxics Control. 1991. US 

Environmental Protection Agency – Office of Water (EN-336) EPA/505/2-90-001 

PB 91-127415. 

Weber E. 1972. Grundniss der biologischen Statistok für Naturwissen schaftler, Landwirte 

und Medizimer. Veb Fischer Verlag, Jena. 

Yang L., Ying G., Su H., Strauber J.L., Adams M.S., Binet M.T. 2008. Growthinhibiting 

effects of 12 antibacterial agents and their mixtures on the freshwater microalga 

Pseudokirchneriella subcapitata. Environmental Toxicology and Chemistry 27: 1201– 

1208. 

Zaunková R., Odraska P., Dolezalova L., Hilscherova K., Marsalek B., 

Blaha L. 2007. Ecotoxicity and genotoxicity assessment of cytostatic pharmaceuticals. 

Environmental Toxicology and Chemistry 26: 2208–2214. 

382


Edyta Chrzanowska*, Radosław Kalinowski*, Marek Brytan* 

Ocena oddziaływania wojskowych odkażalników 

proszkowych na Lemna minor 

The assessment of impact of military skin 

decontaminants on Lemna minor 

Słowa kluczowe: bojowe środki trujące, odkażalniki proszkowe, Lemna minor. 

Key words: Chemical warfare agents, skin decontaminants, Lemna minor. 

Removal of chemical warfare agents from the body and equipment surface is mostly 

based on the use of military skin decontaminants. Imposed directly on body surface, they 

are meant to decompose, neutralize or remove chemical substances from contaminated 

areas. These substances contain relatively strong oxidants which may cause harmful effects 

on plant organisms during normal use - sprinkling a powder, as well as accidental release 

into the environment. The article presents the impact of three skin decontaminants 

containing chloramine B, chloramine T and triclosan, on the water plant (Lemna minor) 

in relation to growth (based on the measurements of leaf area, the frond number and wet 

weight) and biochemical parameters (contents of chlorophylls a and b). Triclosan proved 

to be the most toxic (IC50-7d

Edyta Chrzanowska, Radosław Kalinowski, Marek Brytan 


W ostatnich latach wiele uwagi poświęcano doskonaleniu metod likwidacji skażeń bojowymi 

środkami trującymi (BST) z powierzchni ciała, jednak wciąż brak jest informacji na 

temat szkodliwości działania tych substancji na środowisko. 

Odkażalniki są to substancje chemiczne, ich roztwory i mieszaniny, które w czasie użycia 

powodują zmniejszenie ilości substancji skażającej, eliminując lub zmniejszając niebezpieczeństwo 

wywołania negatywnych skutków zdrowotnych u ludzi. Do częściowego 

odkażania powierzchni ciała, umundurowania oraz broni osobistej są wykorzystywane indywidualne 

pakiety przeciwchemiczne. Najczęściej w skład odkażalnika wchodzi substancja 

czynna, powodująca rozkład BST, oraz odpowiedni sorbent. 

Rozkład BST za pomocą odkażalników następuje głównie w wyniku utleniania przez 

chlor, nadtlenki i reaktywne gazy oraz na drodze substytucji nukleofilowej za pomocą alkalicznej 

hydrolizy i oksymów [Antkowiak i in. 2011]. Do najprostszych odkażalników można 

zaliczyć 0,5% roztwór podchlorynu, który utlenia zarówno wiele toksycznych substancji 

przemysłowych (amoniak, związki cyjanowe itp.), jak i BST [Yang i in. 1992]. 

Główną funkcją sorbentów jest wiązanie cząsteczek, atomów lub jonów na swojej powierzchni 

(adsorpcja) lub w całej objętości (absorpcja). Jako sorbenty są stosowane związki 

organiczne (drewniane trociny, torf itp.) i nieorganiczne (glinokrzemiany, popioły, zeolity, 

rozdrobnione skały wapienne) oraz sztuczne (polietylenowe, poliuretanowe, polistyrenowe). 

Do dekontaminacji BST mogą posłużyć także sorbenty ogólnie dostępne, takie jak: 

czysty piasek, proszek do pieczenia, mąka, chleb. Sorbenty katalityczne (polioksometalany 

osadzone na polimerowej macierzy, materiały polimerowe), podobnie jak sorbenty reaktywne 

(żywice jonowymienne), mają miejsca aktywne, które nie ulegają unieczynnieniu w reakcji 

z reagentem. Coraz większym zainteresowaniem cieszą się nanosorbenty - struktury, 

których wymiar nie przekracza 100 nanometrów. Do tej grupy zaliczamy głównie tlenki 

metali: magnezu, glinu, tytanu. Zastosowanie nanotechnologii w procesie dekontaminacji 

zwiększa powierzchnię sorpcyjną 20-30 razy w stosunku do tradycyjnych sorbentów [Antkowiak 

i in. 2011, Yang i in. 1992]. 

Indywidualne pakiety przeciwchemiczne stosowane w armiach wielu państw różnią się 

w zależności od substancji czynnej bądź sorbentu. Polski indywidualny pakiet przeciwchemiczny 

(IPP 95), opracowany przez Wojskowy Instytut Higieny i Epidemiologii oraz Wojskowy 

Instytut Chemii i Radiometrii, ma w swoim składzie sorbent - zeolit oraz chloraminę 

B, skuteczną w przypadku skażenia iperytem oraz związkiem VX. Do wyposażenia Sił 

Zbrojnych RP wprowadzono również indywidualny pakiet do likwidacji skażeń (IPLS-1), 

różniący się od IPP 95 dobranym odkażalnikiem proszkowym oraz środkiem do odkażania 

sprzętu osobistego. 

Amerykański pakiet M291 wykorzystuje właściwości adsorpcyjne żywic jonowymiennych 

(Ambergard XE 555) do usuwania BST z powierzchni ciała i odzieży. Podob- 

384

Ocena oddziaływania wojskowych odkażalników proszkowych na Lemna minor 

ne właściwości odkażająco-neutralizujące ma kanadyjski pakiet RSDL (Reactive Skin 

Decontamination Lotion). Zawiera on 1,25-molowy roztwór soli potasowej monooksymu 

2,3-butanodionu w eterze monoetylowym glikolu polietylenowego. Zasadą działania 

RSDL jest izolacja skażenia od powłok ciała, a następnie rozkład BST. Dostępne obecnie 

pakiety są przeznaczone do usuwania substancji toksycznych jedynie z powierzchni 

skóry. RSDL, jako jedyny, pozostawiony na ranach powierzchniowych nawet przez kilka 

godzin, nie powoduje uszkodzenia tkanek. Na podstawie tego odkażalnika powstał amerykański 

zestaw LPDS (Low-Cost Personal Decontamination System), zawierający gąbkę 

nasyconą RSDL oraz wielowarstwową ściereczkę pełniącą funkcję sorbentu [Sidell 

i in. 1997]. 

Celem niniejszej pracy jest ocena oddziaływania wybranych odkażalników proszkowych, 

stosowanych lub rozważanych do stosowania w Siłach Zbrojnych RP, na modelowe 

makrofity – Lemna minor. 

2. Materiały i metody 

Badane substancje 

Do badań wytypowano 3 odkażalniki proszkowe, stanowiące mieszaninę substancji 

czynnej zawierającej aktywny chlor, sorbentu i wypełniacza: 

1) odkażalnik I (IPP 95) - chloramina B (38%), tlenek cynku (5%), zeolit (50%), stearynian 

magnezu (7%); 

2) odkażalnik II - chloramina T (30%), tlenek magnezu (65%), stearynian magnezu (5 %); 

3) odkażalnik III - triklosan (30%), tlenek magnezu (65%), stearynian magnezu (5%). 

W przeprowadzonym doświadczeniu, jako organizm testowy, wykorzystano rzęsę drobną 

Lemna minor - roślinę unoszącą się na powierzchni zbiorników wodnych, najbardziej 

narażoną na substancje powierzchniowo czynne, hydrofobowe, koncentrujące się na powierzchni 

wody. 

Ocena fitotoksyczności 

Badania przeprowadzono zgodnie z wytycznymi OECD [2006], w warunkach statycznych, 

w temperaturze 24 o C, przez 7 dni, przy ciągłym oświetleniu ok. 8000 luksów. Jako 

medium badawcze wykorzystano pożywkę SIS [Swedish… 1995]. Do testów użyto stężeń 

z zakresu 0,39-100 mg/dm 3 (przy ilorazie postępu geometrycznego szeregu rozcieńczeń 

q=2). Jako punkty końcowe testu przyjęto ilość listków, całkowitą powierzchnię listków, mokrą 

masę oraz zawartość chlorofili a i b w roślinach. Powierzchnię listków określono stosując 

oprogramowanie do cyfrowej analizy obrazu UTHSCSA ImageTool (ver. 3.0). Organizmy 

testowe pochodziły z hodowli własnej Pracowni Ekotoksykologii Zakładu Farmakologii 

i Toksykologii Wojskowego Instytutu Higieny i Epidemiologii. 

385


Ocena zawartości chlorofiliu a i b 

Rośliny, po 7-dniowym wzroście w odkażalnikach, przepłukano wodą destylowaną, 

osuszono ligniną, zważono i przetrzymywano w temperaturze -80 o C do czasu przeprowadzenia 

analiz zawartości chlorofili a i b. Próbki homogenizowano w schłodzonym, 80% 

roztworze wodnym acetonu, następnie pozostawiono na 24 h w temperaturze 4 o C. Zawartość 

chlorofilu oznaczono na podstawie równania Humphreya i Jeffreya [Humphrey i Jeffrey 

1997]: 

chla = - 1,93·A 647 

+ 11,93·A 664 

chlb = 20,36·A 647 

– 5,50· A 664 

gdzie: A 647 

, A 664 

– wartości absorbancji prób przy odpowiednich długościach fali; chla, chlb – 

zawartość chlorofilu a i b, mg/cm 3 . 

Wartości stężeń efektywnych obliczono metodą probitową. Wszystkie badania wykonano 

w 3 powtórzeniach. Prezentowane wyniki stanowią średnią arytmetyczną z powtórzeń. 

3. Wyniki 

Wyniki badań nad wpływem wybranych odkażalników proszkowych na rozwój rośliny 

Lemna minor pozwoliły na określenie wartości stężeń inhibicyjnych tych mieszanin w stosunku 

do wzrostu (w oparciu o pomiar przyrostu powierzchni, ilości listków i mokrej masy) 

oraz parametrów biochemicznych (zawartości chlorofili a i b) (tab. 1). 

Tabela 1. Wartości stężeń EC50 uzyskanych po 7-dniowej ekspozycji organizmów na działanie 

odkażalników 

Table 1. Effective concentrations EC50 after 7 days of exposure of plant organisms to decontaminants 

Punkt końcowy testu 

Ilość listków 

Powierzchnia listków 

Mokra masa 

Zawartość chlorofilu a 

Zawartość chlorofilu b 

EC50-7d, mg/dm 3 

(95% przedział ufności) 

odkażalnik I odkażalnik II odkażalnik III 

2,37 

(1,31-4,28) 

1,04 

(0,87-1,21) 

0,76 

(0,60-0,96) 

7,54 

(4,80-10,28) 

7,60 

(5,07-10,13) 

1,61 

(0,55-2,74) 

1,01 

(0,40-1,61) 

0,59 

(0,54-0,64) 

8,50 

(6,09-10,91) 

8,37 

(6,83-9,91) 


Spośród badanych odkażalników najbardziej toksyczna okazała się mieszanina zawierająca 

jako substancję czynną triklosan. Odkażalniki zawierające monochloraminy T i B 

wykazywały zbliżoną toksyczność w stosunku do Lemna minor, przy czym nieco większą 

toksyczność zaobserwowano w przypadku odkażalnika zawierającego chloraminę T w zakresie 

badań dotyczącym wzrostu. Odwrotną zależność zaobserwowano w odniesieniu do 

wartości EC50-7d obliczonych na podstawie zawartości chlorofili a i b w roślinach. 

Wszystkie badane odkażalniki w stężeniach >12,5 mg/dm 3 spowodowały całkowitą nekrozę 

listków po 48 godzinach trwania testu. W próbach o stężeniach > 1,56 mg/dm 3 zaobserwowano 

także wyraźne objawy chlorozy (odbarwienia fragmentów listków). 

W odniesieniu do stężeń 1,56-0,39 mg/dm 3 zaobserwowano nieznaczny (do 15%) 

wzrost zawartości chlorofilu a zarówno w próbach z odkażalnikiem zawierającym chloraminę 

T, jak i chloraminę B. Podobny efekt stwierdzono w przypadku chlorofilu b w stężeniach 

< 3,13 mg/dm 3 . 

Z wybranych do oceny toksyczności punktów końcowych testu największa czułość charakteryzowała 

pomiar mokrej masy roślin, najmniejsza zaś pomiar ilości listków. Zawartość 

chlorofili a i b była 4 do 10 razy mniej czułym parametrem oceny ekotoksyczności mieszanin 

niż wskaźniki wzrostu roślin. 

Na podstawie zawartości chlorofili a (chla) i b (chlb) określono ich wzajemny stosunek 

w Lemna minor (rys. 1). W warunkach niskich stężeń testowanych substancji (≤ 3,13 mg/dm 3 ), 

odkażalnik zawierający chloraminę T wywoływał zmniejszenie wartości tego stosunku w porównaniu 

z IPP 95. W wyższych stężeniach zaobserwowano odwrotną zależność. Przy ekspozycji 

roślin na stężenia 1,56 mg/dm 3 i 3,13 mg/dm 3 zaobserwowano istotne zmiejszenie 

wartości indeksu chla/chlb, zarówno w porównaniu z kontrolą, jak i pozostałymi stężeniami. 

Efekt ten wymaga dalszych, dokładniejszych badań, ponieważ w świetle prezentowanych 

wyników nie znajduje wytłumaczenia. 

1,6 

1,4 

IPP 95 

Odkażalnik II 

Indeks chl a / chl b [-] 

1,2 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 

0 0,39 0,78 1,56 3,13 6,25 12,5 

Stężenie [mg/dm 3 ] 

Rys. 1. Wpływ badanych odkażalników na zmiany stosunku chla/chlb 

Rysunek 1. 

Figure 1. 

Wpływ badanych odkażalników na zmiany stosunku chl a/chl b 

The influence of tested decontaminants on the changes of the chl a/chl b ratio 

Fig. 1. The influence of tested decontaminants on the changes of the chla/chlb ratio 

Na podstawie zawartości chlorofili a (chl a)i b (chl b) określono ich wzajemny stosunek 

w Lemna minor (rysunek 1). W warunkach niskich stężeń testowanych substancji (≤ 3,13 

mg/dm 3 ), odkażalnik zawierający chloraminę T wywoływał zmniejszenie wartości tego 

stosunku w porównaniu do IPP 95. W wyższych stężeniach zaobserwowano odwrotną 

3 3 

387


4. Dyskusja 

W dostępnej literaturze nie ma wielu danych dotyczących oddziaływania wojskowych 

odkażalników proszkowych na rzęsę drobną. W związku z tym uzyskane wyniki porównywano 

głównie z danymi dotyczącymi oddziaływania badanych substancji odkażających na 

niektóre rośliny uprawne oraz glony. 

Orvos i in., jako nieliczni, prowadzili badania nad wpływem jednego z przedstawionych 

w niniejszej pracy odkażalników – triklosanu, na rzęsę (Lemna gibba L.) oraz niektóre 

gatunki glonów: Scenedesmus subspicatus, Selenastrum capricornutum. Przedstawione 

przez autorów wyniki badań wskazywały na znacznie większą, w porównaniu z rzęsą 

wodną, wrażliwość glonów na działanie triklosanu, czego przejawem było widoczne zmniejszenie 

szybkości wzrostu. Wartości EC50-3d były niższe niż zaprezentowane w niniejszej 

pracy i wynosiły odpowiednio: >62,5 mg/dm 3 , 2,8 mg/dm 3 , 4,46 mg/dm 3 , dla: Lemna gibba L., 

Scenedesmus subspicatus, Selenastrum capricornutum [Orvos i in. 2002]. 

Toksyczność tego związku w stosunku do niektórych roślin uprawnych (Brassica rapa, 

Triticum aestivum), była znacznie mniejsza, na co wskazują badania prowadzone przez 

Amorim i in. Pierwszy z badanych organizmów roślinnych cechował się większą wrażliwością 

na działanie odkażalnika, co zaobserwowano na podstawie widocznie ograniczonego 

wzrostu pędów oraz, podobnie jak w przypadku rzęsy, chlorozy liści. Wartości EC50-21d 

dla Brassica rapa i Triticum aestivum wynosiły odpowiednio: 148 oraz 887 mg/kg [Amorim 

i in. 2010]. 

Podobne wyniki otrzymali Liu i in. [2009], badając wpływ triklosanu na wzrost pędów 

i korzeni Oryza sativa L. i Cucumis dativus L. Wartości EC50 w przypadku zahamowania 

wzrostu pędów wynosiły: 243 mg/kg dla Oryza sativa L. oraz 277 mg/kg dla Cucumis dativus 

L. Badane gatunki roślin wykazały znacznie większą wrażliwość na działanie triklosanu 

drugiego badanego parametru, którym był wzrost korzeni – EC50 wynosiły odpowiednio: 57 

mg/kg i 108 mg/kg dla Oryza sativa L. i Cucumis dativus L. Zahamowanie wydłużania korzeni 

występowało już pod wpływem dawek triklosanu takich jak: 10 mg/kg (Oryza sativa L.) 

i 30 mg/kg (Cucumis dativus L.) [Liu i in. 2009]. Zielenice są niezwykle wrażliwe na działanie 

badanej substancji, czego dowodzą badania Franza i in. [2008]. W wyniku 24-godzinnej 

ekspozycji Scenedesmus vacuolatus na działanie triklosanu badacze zauważyli znaczne 

zahamowanie fotosyntezy i podziałów komórkowych. Określona przez tych autorów wartość 

EC50-24h w stosunku do zahamowania podziałów komórkowych wynosiła 1,9 mg/dm 3 

[Franz i in. 2008]. 

Date i in. [2005] badali wpływ chloraminy na wzrost sałaty Lactuca sativa L., w zależności 

od stężenia i czasu ekspozycji rośliny na badaną substancję. Do obserwowanych 

efektów badacze zaliczyli również brązowienie korzeni. Chloramina była stosowana w postaci 

kwasu chlorowego dodawanego do roztworu pożywki zawierającego jony amonowe 

(0,67 mM NH 4+ 

). Przeprowadzone badania wykazały, że nawet niewielkie stężenie chlora- 

388


miny (0,3 mg Cl/dm 3 ) w pożywce oraz krótki czas ekspozycji (1 godzina) wywołują znaczne 

zmniejszenie tempa wzrostu oraz zmianę barwy korzeni, czego przyczyną jest ograniczenie 

przez chloraminę aktywności fizjologicznej (respiracja, pobieranie wody) u badanych roślin. 

Wraz ze wzrostem stężenia chloraminy oraz czasem ekspozycji obserwowano nasilenie 

efektów toksycznych [Date i in. 2005]. 

Toksyczny efekt chloraminy w stosunku do krasnorostów Porphyra yezoensis wykazał 

Maruyama i in. [1988]. Autorzy ci porównywali toksyczność roztworów zawierających 

chloraminę oraz chlor. Roztwór zawierający chloraminę okazał się być ok. 100 razy bardziej 

toksyczny niż roztwór zawierający chlor, co jest tłumaczone znacznie większą stabilnością 

chloraminy w roztworach wodnych. Wartości LC50-10d wynosiły odpowiednio: 0,03 

i 2,3 mg/dm 3 dla roztworów zawierających chloraminę i chlor [Maruyama i in. 1988]. 

Do podobnych wniosków doszedł Adachi i in. [2004], porównując wpływ monochloraminy 

i wolnego chloru na wzrost zielenic Selenastrum capricornutum. Otrzymane przez badaczy 

wyniki wskazywały na zdecydowanie większą toksyczność monochloraminy, która 

wywoływała inhibicję wzrostu w stężeniu powyżej 0,1 mg/dm 3 , podczas 24-godzinnej ekspozycji 

badanych organizmów na jej działanie. Stan ten utrzymywał się do 96. godziny ekspozycji 

glonów na badaną substancję. Chlor natomiast wywoływał wyraźną inhibicję wzrostu 

dopiero w stężeniu 10-krotnie większym (1 mg/dm 3 ) [Adachi i in. 2004]. 

Uzyskane w niniejszej pracy wyniki potwierdzają dane przedstawione przez innych autorów, 

wskazując na znacznie większą toksyczność działania triklosanu w stosunku do roślin, 

w porównaniu z innymi odkażalnikami zawierającymi chloraminę. Wrażliwość wodnych 

organizmów roślinnych na działanie zarówno triklosanu, jak i chloraminy jest większa niż 

roślin uprawnych, przy czym chloramina wywiera mniejszy efekt toksyczny niż triklosan. 

5. Wnioski 

Uzyskane wyniki badań wskazują na zróżnicowaną toksyczność badanych odkażalników 

proszkowych, zawierających substancje o silnych właściwościach utleniających. 

Związkiem wykazującym najsilniejsze działanie ekotoksyczne względem rzęsy wodnej okazał 

się triklosan (EC50-7d dla badanych parametrów < 0,39 mg/dm 3 ). 

Odkażalniki zawierające chloraminę T i B wykazywały zbliżoną toksyczność w stosunku 

do rzęsy wodnej. Jednak wszystkie badane odkażalniki w stężeniach >12,5 mg/dm 3 spowodowały 

całkowitą nekrozę roślin po 48 godzinach trwania testu. W próbach o stężeniach > 

1,56 mg/dm 3 zaobserwowano także wyraźne objawy chlorozy. 

Z wybranych do oceny toksyczności punktów końcowych testu największa czułość charakteryzowała 

pomiar mokrej masy roślin, najmniejsza zaś - pomiar ilości listków. Zawartość 

chlorofili a i b była od 4 do 10 razy mniej czułym parametrem oceny ekotoksyczności 

mieszanin niż wskaźniki wzrostu roślin. 

389


PIŚMENNICTWO 

Adachi A., Matsuschita K., Yata Y., Okano T. 2004. Effects of rice bran on the growth 

inhibition of Selenastrum capricornutum by chlorine and monochloramine. Journal of 

Health Science 50(6): 613–618. 

Amorim M. J. B., Oliveira E., Soares A. M. V., Scott-Fordsmand J. J. 2010. Predicted 

no effect concentration (PNEC) for triclosan to terrestrial species (invertebrates 

and plants). Environmental International 36(4): 338–343. 

Antkowiak O., Brytan M., Zdanowski R., Kalinowski R. 2011. Współczesne 

możliwości dekontaminacji bojowych środków trujących z powierzchni ciała. Lekarz 

Wojskowy 89(2): 111–115. 

Date S., Terabayashi S., Kobayashi J., Fujime Y. 2005. Effects of chloramines concentration 

in nutrient solution and exposure on plants growth in hydroponically cultured 

lettuce. Scientia Horticulturae 103(3): 257–265. 

Franz S., Altenburger R., Heilmeier H., Schmitt-Jansen M. 2008. What contributes 

to the sensivity of microalgae to triclosan. Aquatic toxicology 90(2): 102–108. 

Humphrey G.F., Jeffrey S.W. 1997. Test of accuracy of spectrophotometric equations 

for the simultaneous determination of chlorophylls a, b, c1 and c2. UNESCO Publications: 

616–621. 

Liu F., Ying G. G., Yang L. H., Zhou Q. X. 2009. Terrestrial ecotoxicological effects on the 

antimicrobial agent triclosan. Ecotoxicology and Environmental Safety 72(1): 86–92. 

Maruyama T., Ochiai K., Miura A., Yoshida T. 1988. Effects of chloramine on the 

growth of Porphyra yezoensis (Rhodophyta). Nippon Suisan Gakkaishi 54(10): 1829– 

1834. 

OECD 2006. Test No. 221: Lemna sp. Growth Inhibition Test: 22. 

Orvos D. R., Versteeg D. J., Inauen J., Capdevielle M., Rothenstein A., Cunninghan 

V. 2002. Aquatic toxicity of triclosan. Environmental Toxicology and Chemistry 

21(7): 1338–1349. 

Sidell F. R., Takafuji E. T., Franz D. R. 1997. Medical Aspects of Chemical and Biological 

Warfare. Textbook of Military Medicine, Washington. 

Swedish Institute of Standards 1995. Water quality – determination of growth inhibition 

(7-d) Lemna minor, duckweed. SS 02 82 13: 15. 

Yang Y., Baker J. A., Ward R. 1992. Decontamination of chemical warfare agents. 

Chemical Reviews 92(8): 1729–1743. 

390


Wojciech Dmuchowski*, Dariusz Gozdowski**, Aneta H. Baczewska***, 

Paulina Brągoszewska*** 

EVALUATION OF THE ARSENIC ENVIRONMENTAL POLLUTION 

ON THE BASIS OF DIFFERENT BIOINDICATIVE METHODS 

OCENA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA ARSENEM za POMOCĄ 

RÓŻNYCH METOD BIOINDYKACYJNYCH 

Słowa kluczowe: biomonitoring, zanieczyszczenie środowiska, arsen, mech, brzoza, sosna. 

Keywords: biomonitoring, environmental pollution, arsenic, moss, birch, Scots pine, moss bag. 

Celem pracy było porównanie czterech metod bioindykacyjnych w ocenie zanieczyszczenia 

środowiska arsenem. Teren badań obejmował rejon Olkusza, bardzo silnie zanieczyszczony 

metalami ciężkimi, o tradycjach przemysłu hutniczego sięgających XIII wieku. Obecnie 

na tym obszarze znajduje się m.in. zakład wydobycia i przetwórstwa rud cynkowo-ołowiowych 

oraz hałda odpadów hutniczych wysokości 25–30 m i powierzchni 109 ha. 

Badania polegały na określeniu akumulacji arsenu: w eksponowanym mchu Sphagnum 

fallax – metoda transplantacyjna moss-bag, w rosnącym mchu Pleurozium schreberi, w liściach 

brzozy brodawkowatej i w igłach sosny zwyczajnej. 

Wyniki badań przedstawiono w formie map z izoliniami, różnicującymi strefy zanieczyszczenia 

proporcjonalnie do skali zawartości arsenu w poszczególnych bioindykatorach. Czyn- 

* Dr hab. Wojciech Dmuchowski, prof. nadzw. – Pracownia Ekologii Roślin, Polska Akademia 

Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel: 22 754 14 26; 

e-mail: w.dmuchowski@obpan.pl oraz Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Wydział 

Rolnictwa i Biologii, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel: 22 593 26 89; e-mail: 

wojciech_dmuchowski@sggw.pl 

** Dr inż. Dariusz Gozdowski – Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel: 22 593 27 30; 

e-mail: darek12345@gfmail.com 

***Mgr Aneta Helena Baczewska, mgr Paulina Brągoszewska – Pracownia Ekologii Roślin, 

Polska Akademia Nauk Ogród Botaniczny – CZRB, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; 

tel: 22 648 38 56; e-mail: a.h.baczewska@wp.pl, p_jablonska1@wp.pl 

391

Wojciech Dmuchowski i in. 

nikiem różnicującym bezwzględny wynik stopnia zanieczyszczenia środowiska jest przede 

wszystkim czas ekspozycji, wynikający ze specyfiki zastosowanej metody bioindykacyjnej, 

źródło zanieczyszczenia (powietrze, gleba) oraz cechy (budowa morfologiczna) rośliny 

wskaźnikowej. 

Poziom akumulacji arsenu we wszystkich roślinach wskaźnikowych w rejonie Olkusza był wysoki 

i bardzo zróżnicowany. Analiza statystyczna wyników wykazała zależność między zastosowanymi 

metodami bioindykacyjnymi. Zależność ta, wyrażona współczynnikiem korelacji prostej 

Pearsona, była dodatnia i istotna dla wszystkich zastosowanych metod bioindykacyjnych. Wartość 

współczynnika determinacji we wszystkich przypadkach była większa niż 0,5, co świadczy 

o znacznym podobieństwie obrazów imisji zanieczyszczenia. Wykazano, że rejon Olkusza, 

a szczególnie okolice huty ołowiu i cynku, należy uznać za ekstremalnie skażone arsenem. Zostały 

tam przekroczone progi toksyczności dla roślin, które i tak są mniej wrażliwe niż ludzie. 


Small quantities of arsenic can have a stimulating influence on human, animal and plant 

organisms, but has not been considered an indispensable element. Toxic quantities of arsenic 

in plants cause stifling of leaves and change of their colour, as well as damages to the 

root system and retardation of growth. In human organism arsenic compounds of may block 

the action of many enzymes and may cause, in particular, the disturbance of the Krebs cycle. 

Acute poisonings with arsenic bring about first of all damage to the digestive tract, while 

the chronic ones – anemia, weakening of nails and hair, as well as different skin disorders, 

such as callusing and colour changes. Besides, even after a long period of latency the cancerous 

symptoms may appear, because arsenic is a carcinogenic and theratogenic factor 

[Kabata-Pendias and Pendias 1999]. 

Main source of arsenic emission are burning of coal and foundries of non-ferrous metals 

It is emitted, as well, from the natural sources, such a volcanoes or low temperature volatilisation 

(biological methylation) [Peterson and Girling 1981, Chilvers and Peterson 1987]. 

The goal of this work was to evaluate various bioindication methods for providing biologically–based 

complementary information to the mandatory environmental monitoring 

with arsenic. This has been done based on environmental monitoring in extremely high levels 

of pollution near Olkusz, in which four various bioindication methods have been used. 

2. STUDY AREA 

The study area is a region around the town of Olkusz that is one of the oldest European 

centers for the metallurgic industry, with industrial tradition reaching back, as mentioned, to 

the 13 th century. The largest industrial plant in the area is the Mining and Metallurgic Com- 

392

Evaluation of the arsenic environmental pollution on the basis of different bioindicative... 

plex “Bolesław” in Bukowno. The study area encompasses, in particular, the location of the 

waste heap from the refining process of the zinc and lead ores. The dust from this heap 

(height of 25–30 m, area of 109 hectares), contributes to the contamination of the surrounding 

areas [Godzik 1993; Dmowski and Badurek 2002]. In addition, dust emissions from the 

stacks of the “Bolesław” Complex can be transported over much longer distances, and this 

applies also to other industrial plants, located nearby outside of the study area, such as the 

Katowice Steel Works. 

The study (Fig. 1) area is situated to the east of Olkusz, its western border reaches the 

suburbs of the Fig. town 1. (Fig. Locations 1), and of it the is measurement 14 km x 14 km, points divided in the into surroundings 49 smaller of squares Olkusz of 2 km 

x 2 km. Four additional monitoring sites were selected near Bolesław complex. 

Rys. 1 Lokalizacja punktów pomiarowych w okolicach Olkusza 

Fig. 1. Locations of the measurement points in the surroundings of Olkusz 

Rys. 1 Lokalizacja punktów pomiarowych w okolicach Olkusza 

3. MATERIALS AND METHODS 

The study was conducted using four common methods for biomonitoring environmental 

pollution due to metals: 

393


1) Determination of accumulation in the exposed Sphagnum fallax (H. Klinggr.) moss – the 

moss-bag transplant method. The method is based on exposing bags with moss collected 

from a relatively unpolluted territory, in the study area. After exposure the level of accumulation 

of heavy metals in moss is determined. The method was first applied by Goodman 

and Roberts [1971] and adapted to the Polish conditions by Chmielewski et al. [1993]. 

2) Determination of accumulation in growing moss Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. The 

procedure of sample collection and their preparation to the analyses was carried out 

conform to the European Program [Grodzińska et al. 1997]. Moss was collected from 

the forest openings at a certain distance from the trees, in order to avoid the filtering influence 

of the tree canopies, which could significantly impact upon the results [Rühling 

et al. 1987]. From the surface of approximately 200 m 2 only plant parts of gametophyte 

were collected without bedding, and only its green parts, representing usually the last 

three years were used for monitoring purposes. 

3) Determination of accumulation in leaves of Betula pendula Roth. The leaves of silver 

birch were picked from the upper part of the canopy at the height of about 3 m on four 

sides of the tree circumference [Dmuchowski 2005]. 

4) Determination of accumulation in the needles of Pinus silvestris L. The needles were 

picked from the 2 nd to 4 th whorl from the top, by cutting branches from the outer parts of 

the canopy, from the possibly most uncovered places. Analysis was carried out only for 

the needles of the previous year growth, according to the methodology presented by 

Dmuchowski and Bytnerowicz [1995]. This method was recommended by UNEP [Environmental 

Data Report 1989]. 

The material for the analyses (moss, needles and leaves) was collected in the second half 

of July. Samples were collected from eight trees, with a single mixed sample made of the equal 

amount of biomass from each tree. In the same locations bags with peat moss were placed for 

the period of 12 weeks later. In each of the 49 squares an area distanced at least 300 m from 

the main roads with heavy traffic. the appropriate pines, birches and moss (within the distance 

of at most 100 m). Four additional monitoring sites were selected near Bolesław complex. 

Reference samples consisted of pine needles, silver birch leaves and Pleurozium 

schreberi and Sphagnum fallax mosses collected in the Augustów Primeval Forest, considered 

to be in relative terms the least polluted area in Poland [Dmuchowski and Bytnerowicz 

1995; Grodzińska et al. 1997]. 

The material collected was placed in linen bags, dried at 70°C and ground to a powder. 

Needles and leaves were washed for one minute in distilled water before being ground. The 

powdered samples were dry-mineralized in a muffle oven. The concentration of arsenic was 

determined with the atomic absorption spectrophotometry with generation of hydrides using 

the FIAS 200 countershaft [Perkin Elmer 1990]. 

Relationships between contents of the arsenic in various bioindicators were evaluated 

using Pearson’ correlation coefficient and simple linear regression [Sokal and Rohlf 1995]. 

394


Cluster analysis using nearest neighbour method was used for evaluation of similarity of 

four bioindication methods [Everitt et al. 2001]. For all analyses significance level was set 

at 0.05. The statistical analyses were performed in Statgraphics 4.1 statistical package and 

the figures were prepared using MS Excel. 

The results of this work are presented as maps of arsenic pollution deposition. All of 

the maps were drawn digitally with the use of the specialized MapInfo software [Daniel et 

al. 2002]. 

4. RESULTS AND DISCUSSION 

The results of environmental arsenic pollution are presented in the form of maps (Fig. 2) 

with respective isoquants. These isoquants differentiate the zones of pollution in proportion 

to the scale of arsenic concentration, accumulated in particular bioindicators: Table 1 presents 

the basic descriptive statistics of the results obtained. 

Fig. 2 Contamination of environment with arsenic on the basis of accumulation in concentration 

of this element in the bioindicators. 

Rys. 2. Zanieczyszczenie środowiska arsenem na podstawie kumulacji stężenia tego pierwiastka 

w biowskaźnikach. 

395


Table 1. Medians and range of arsenic content in examined bioindicators 

Tabela 1. Mediany i średnie zawartości arsenu w badanych biowskaźnikach 

Value 

As 

Moss bag 

Median 0.46 

Minimum 0.15 

Maximum 17.1 

Control 0.11 

Pl. schreberi 

Median 1.47 

Minimum 0.23 

Maximum 11.0 

Control 0.21 

P. sylvestris 

Median 0.45 

Minimum 0.13 

Maximum 6.44 

Control 0.11 

B. pendula 

Median 0.37 

Minimum 0.11 

Maximum 9.05 

Control 0.10 

In the moss-bag metod arsenic concentration i moss were quite variable, and ranged 

between 0.15 and 17.11 mg/kg. Chmielewski and Dmuchowski [1999] applied a similar 

methodology in the area of the Bielany quarter in Warsaw, in 1999 recorded the highest 

measurement in the vicinity of the Lucchini Steel Mill, i.e. 0.26 mg/kg. 

The arsenic concentration in moss Pleurozium schreberi ranged from 0.23 to 10.6 

mg/kg, and the reference level of 0.23 mg/kg. The literature data concerning the content 

of arsenic in mosses are relatively sparse. In Poland, in 1998, in the province of 

Podlasie , the the least polluted region, had arsenic concentrations in mosses ranging 

between 0.12 and 1.16 mg/kg, while the strongly contaminated regions, the Upper Silesian 

– Cracovian Industrial region had these concentrations between 0.03 and 2.8 mg/ 

kg, and the Legnica-Głogów Copper Basin between 0.25 and 6.0 mg/kg [Grodzińska et 

al. 2003]. In France, the maximum arsenic concentration measured in mosses was 1.0 

ppm [Galsomiès et al. 2003], while in the Czech Republic – to 1.4 mg/kg [Sucharová and 

Suchara 1998]. 

396


Arsenic concentrations in the pine needles were between 0.12 and 6.44 mg/kg, and 

these values were higher in all the collected needle samples than the reference sample value 

(0.09 mg/kg). The maximum values recorded are similar to the one provided by Steinnes 

et al. [2000] for the contaminated areas close to the non-ferrous metal works on the Kola 

peninsula, equal to 5.1 mg/kg. Lower concentrations were measured in the Polish industrial 

regions: in the centre of Upper Silesia the measured concentrations of arsenic pine needles 

ranged from 1.42 to 1.50 mg/kg [Dmuchowski and Bytnerowicz 1995]. Molski and Dmuchowski 

[1990] measured in northern Finland, in Lappland, on the average 0.49 mg/kg of 

arsenic. This is a higher level of concentration than in the non-polluted areas of Poland, but 

Lappland is under the influence of emissions from the non-ferrous metal works located in 

Russia on the Kola Peninsula. 

The arsenic concentration in the birch foliage ranged between 0.12 and 9.05 mg/kg, 

and the background reference sample of 0.10 mg/kg. Only limited literature information on 

arsenic content in birch leaves is available. The mountain birch foliage from the vicinity of 

the nickel and copper works in Monchegorsk on the Kola Peninsula contains 1.5 mg/kg of 

nickel, according to Steinnes et al. [2000], while according to Reimann et al. [2001] – 0.71 

mg/kg. In the polluted area of the Katowice Steel Mill neighbourhood, the concentration of 

arsenic in the silver birch leaves was 0.92 mg/kg [Dmuchowski, 2000]. 

Despite the application of various bioindication methods with different monitoring plants, 

the spatial distributions of arsenic contamination as revealed in the maps were similar. Although 

the absolute levels of contamination differed, the overall patterns were similar. The 

Bolesław complex (which processed ores of these metals) and the waste dump from the 

foundry were identified as the largest sources of contamination in the study area. Region of 

Olkusz, should be considered as extremely strongly contaminated with arsenic. 

The main factor that determines the absolute values of measurements in relation to the 

degree of environmental pollution, expressed through the level of accumulation of arsenic 

in the bioindicator plants is the time of exposure (Tab. 2). Level of heavy metal accumulation 

results also from the specific features of the bioindication method applied, the source 

of contamination (air, soil) and the properties (morphological structure) of the biomonitoring 

plant. 

Table 2. Properties of the bio-indication methods applied 

Tabela 2. Właściwości biowskaźników w zastosowanej metodzie 

Method 

Period of exposure 

Source of contamination 

Moss-bag method 12 weeks air 

Accumulation in the moss Pleurozium schreberi 2–3 years air 

Accumulation in birch foliage 3 months air and soil 

Accumulation in pine needles 14 months air and soil 

397


Table 3. Correlation coefficients between content of arsenic in various bioindicators. 

Tabela 

Correlations 

3. Wartość 

between 

współczynnika 

arsenic 

korelacji 

content 

między 

in all 

zawartością 

bioindicators 

arsenu 

were 

w różnych 

significant 

biowskaźnikach 

(Fig. 3, Tab. 3). 

The strongest correlation was observed between arsenic content in B. pendula and P. sylvestris 

(r=0.73). The relationship is presented graphically in dendrogram (Fig. 4), branches of 

moss bag B. pendula P. sylvestris 

B. pendula 0.51 

these two bioindicators join at the lowest distance. Medians and regression functions indicate 

P. sylvestris 0.59 0.73 

that content of arsenic was about 25% lower for P. silvestris in comparison with B. pendula, 

Pl. schreberi 0.58 0.39 0.72 

All but correlations pattern are of significant arsenic accumulation at P


Table 3. Correlation coefficients between content of arsenic in various bioindicators. 

Tabela 3. Wartość współczynnika korelacji między zawartością arsenu w różnych biowskaźnikach 

Moss bag B. pendula P. sylvestris 

B. pendula 0.51 

P. sylvestris 0.59 0.73 

Pl. schreberi 0.58 0.39 0.72 

All correlations are significant at P


senic contamination, shown on the maps, was similar, as confirmed by the statistical 

analysis of results. 

3. Mean levels of arsenic content in four bioindicators were rather different but correlations 

between the arsenic contents were quite strong. The strongest correlation was between 

content of arsenic in B. pendula and P. sylvestris. 

4. Regression equations make possible the comparison of various data of arsenic contamination 

as evaluated by one or more of the examined bioindication methods. 

5. The bioindication methods, because of the possibility of collecting data at a large number 

of points, enable presentation of results in the form of maps of heavy metals depositions, 

with the isoquants illustrating environmental pollution, in a manner that is intuitive 

and understandable for everyone. 

Acknowledgement.: The work was supported by grant MNiSW agreement 3689/B/ 

P01/2010/38. 

REFERENCES 

ALLEN S.E., GRISHAW H.M., PARKINSON J.A., QUARMBY C. 1974. Chemical Analysis of 

Ecological Materials. Blackwell Scientific Publications, Osney Mead, Oxford. 

CHILVERS D.C., PETERSON P.J. 1987. Global Cycling of Arsenic. In: Hutchinson T.C., 

MEEMA K.M. (eds) Lead, mercury, cadmium and arsenic in the environment. John Wiley 

& Sons, Chichester, New York, Brisbane, Toronto, Singapore: 279–301. 

CHMIELEWSKI W., DMUCHOWSKI W., GWOREK B. 1993. Wykorzystanie metody moss- 

-bag w lokalnym biomonitoringu zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi. Prądnik, 

Prace i materiały Muzeum im. Prof. Władysława Szafera 7–8: 181–185. 

CHMIELEWSKI W., DMUCHOWSKI W. 1999. Ocena rozprzestrzeniania się zanieczyszczenia 

powietrza metalami ciężkimi na obszarze gminy Warszawa-Bielany. Sprawozdanie 

z badań. Ogród Botaniczny-CZRB PAN (manuscript). 

DANIEL L., LOREE P., WHITENER A. 2002. Inside Mapinfo Professional. On World Press, Albany. 

DMOWSKI K, BADUREK M. 2002. Thallium contamination of selected plants and fungi in 

the vicinity of the Bolesław zinc smelter in Bukowno (S. Poland). Preliminary Study. Acta 

Biologica Cracoviensia Series Botanica 44: 57–61. 

DMUCHOWSKI W., BYTNEROWICZ A. 1995. Biomonitoring of the environmental pollution 

in Poland using chemical analysis of Scots pine (Pinus silvestris L.) needles. Environ. 

Pollut. 87: 87–104. 

DMUCHOWSKI W. 2000. Zanieczyszczenie środowiska w województwie katowickim określone 

na podstawie analizy chemicznej liści brzozy brodawkowatej. In: Kurczyńska E. 

(ed.) Zanieczyszczenie środowiska a anatomiczne i komórkowe podstawy zrzucania 

organów u drzew. Sprawozdanie z badań – grant KBN (manuscript). 

400


DMUCHOWSKI W. 2005. Use of plant bioindicators in assessment of environmental contamination 

with heavy metals. Reports of The Botanical Garden of The Polish Academy 

of Sciences, Series: Monographs and treatises 7: 1–116. 

ENVIRONMENTAL DATA REPORT 1989/90. United Nation Environment Programme. 

Blackwell, Oxford. 

EVERITT B.S., LANDAU S., LEESE M. 2001. Cluster analysis. Arnold, London. 

GALSOMIÈS L., AYRAULT S., CARROT F., DESCHAMPS C., LETROUIT-GALINOU M.A. 

2003. Interspecies calibration in mosses at regional scale-heavy metal and trace elements 

results from Ile-de France. Atmos. Environ. 37: 241–251. 

GODZIK B. 1993. Heavy metals content in plants from zinc dumps and reference areas. 

Polish Bot. Stud. 5: 113–132. 

GOODMAN G.T., ROBERTS T.M. 1971. Plants and soil as indicators of metals in the air. 

Nature 231(4): 287–292. 

GRODZIŃSKA K., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., GODZIK B., BRANIEWSKI ST., BUDZIA- 

KOWSKA E., CHRZANOWSKA E., PAWŁOWSKA B., ZIELONKA T. 1997. Ocena skażenia 

środowiska Polski metalami ciężkimi przy użyciu mchów jako biowskaźników. Państwowa 

Inspekcja Ochrony Środowiska, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. 

GRODZIŃSKA K., FRONTASYEVA M., SZAREK-ŁUKASZEWSKA G., KLICH M., 

KUCHARSKA-FABIŚ A., GUNDORINA S.F., OSTROVNAYA T.M. 2003. Trace element 

contamination in industrial regions of Poland studied by moss monitoring. Environmental 

Monitoring and Assessment 87: 255–270. 

KABATA–PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. 

Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 

MOLSKI B, DMUCHOWSKI W. 1990. The Comparison of Environmental Pollution in Northern 

Finland near Kevo and in Poland with the use of Pinus sylvestris L. as bioindicator. 

Rep. Kevo Subarctic Res. Stat. 21: 27–30. 

PERKIN ELMER. 1990. Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry. 

Bodenseewerk, Pub. B 353, 233 

PETERSON P.J., GIRLING C.A. 1981. Rother trace metals. In: Lepp N. W. (ed.) Effect of 

heavy metal pollution on plants. Effect of trace metals on plant function. Department of 

Biology, Liverpool Polytechnic, Liverpool: 213–278. 

REIMANN C., KOLLER F., KASHULINA G., NISKAVAARA H., ENGLMAIER P. 2001. Influence 

of extreme pollution on the inorganic chemical composition of some plants. Environ. 

Pollut. 115: 239–252. 

RÜHLING Å., RASMUSSEN, PILEGAARD K., MÄKINEN A., STEINNES E. 1987. Survey 

of atmospheric heavy metal deposition in the Nordic countries in 1985 -monitored by 

moss analyses. NORD: 21. 

SOKAL R.R., ROHLF F.J. 1995. Biometry: the principles and practice of statistics in biological 

research. W.H. Freeman and company, New York: 887. 

401


STEINNES E., LUKINA N., NIKONOV V., AAMLID D., ROYSET O. 2000. A gradient study 

of 34 elements in the vicinity of a copper-nickel smelter in the Kola Peninsula. Environ. 

Moni. Assess. 60: 71–88. 

SUCHAROVÁ J., SUCHARA I. 1998. Biomonitoring of the atmospheric deposition of metals 

and sulphur compounds using moss analysis in the Czech Republic. Result of the 

international biomonitoring programme 1995. Res. Inst. of Ornamental Gardering, 

Průhonice: 1–183. 

402


Agnieszka Rożek*, Ludwina Jarzynowska*, Dorota Wolicka* 

BIOLOGICZNE UTLENIANIE MONOPIERŚCIENIOWYCH 

WĘGLOWODORÓW AROMATYCZNYCH W ŚRODOWISKACH 

SPRZYJAJĄCYCH REDUKCJI SIARCZANÓW 

Biological oxidation of monoaromatic hydrocarbons in 

environments conductive to the reduction of sulphates 

Słowa kluczowe: Monopierścieniowe węglowodory aromatyczne, BTEX, bakterie redukujące 

siarczany, biologiczna degradacja związków ropopochodnych. 

Key words: Monoaromatic hydrocarbons, BTEX, sulphate-reducing bacteria, biological 

degradation of petroleum compounds. 

One of the most important problems of modern civilization is the contamination of soil and 

groundwater by petroleum and its products. Oil and water reservoir are a mixture of many 

different compounds, both organic and inorganic, including monoaromatic hydrocarbons 

from the BTEX group, such as benzene, toluene, ethylbenzene and xylene [Fukui et al. 

1999]. These compounds are hiper-osmotic in relation to the environment and are toxic to 

most living organisms, also show a carcinogenic and mutagenic properties [Migaszewski, 

Gałuszka 2007]. Environmental impacts associated with mining and petroleum exploitation 

are the habitats in which they live many groups of microorganisms, including sulfate-reducing 

bacteria (SRB), which play an important role in the bioremediation of sites contaminated 

petroleum compounds [Wolicka 2008; Wolicka, Borkowski 2008]. These microorganisms 

have a natural ability to metabolize various organic compounds, including monoaromatic 

hydrocarbons. SRB oxidize BTEX to non-toxic compounds or carry out their complete 

mineralization to simple inorganic compounds such as carbon dioxide and water [Wolicka 

2010]. This microbial activity is used to reduce the concentration and toxity of many groups 

of pollutants [Dua et al. 2002]. 

* Mgr Agnieszka Rożek, mgr Ludwina Jarzynowska, dr Dorota Wolicka – Instytut Geochemii, 

Mineralogii i Petrologii, Wydział Geologii, Uniwersytet Warszawski, ul. Żwirki i Wigury 93; 

02-089 Warszawa; e-mail: a.gojska@student.uw.edu.pl, l.jarzynowska@student.uw.edu.pl, 

d.wolicka@uw.edu.pl 

403

Agnieszka Rożek, Ludwina Jarzynowska, Dorota Wolicka 


U podstaw rozwoju gospodarki człowieka leży wykorzystanie zasobów naturalnych, 

z których najważniejsze to ropa naftowa i gaz ziemny. Nadmierna eksploatacja złóż naftowych, 

awarie podczas wydobycia, magazynowania, transportu i przerobu surowców, to 

główne przyczyny narastającego skażenia środowiska związkami ropopochodnymi. 

Ropa naftowa oraz wody złożowe stanowią mieszaninę wielu różnych związków, 

zarówno organicznych, jak i nieorganicznych, wśród których wyróżniamy m.in. węglowodory 

alifatyczne i aromatyczne, np. monopierścieniowe węglowodory aromatyczne 

z grupy BTEX, takie jak benzen, toluen, etylobenzen i ksylen [Fukui i in. 1999]. Pierwiastki 

biogenne, takie jak tlen, azot i siarka, występują w postaci związków heterocyklicznych, 

np.: fenoli, piroli, merkaptanów oraz pochodnych tiofenu. W większości wód 

złożowych stwierdza się także obecność metali ciężkich, takich jak: rtęć, ołów, żelazo, 

glin, nikiel, arsen itp. [Surygała 2006]. Związki występujące w ropie naftowej i wodach 

otaczających złoża mają charakter hiperosmotyczny w stosunku do środowiska 

i są toksyczne dla większości organizmów. Szczególnie negatywne oddziaływanie na 

rozwój organizmów żywych wykazują BTEX, które charakteryzują się rakotwórczymi 

i mutagennymi właściwościami [Migaszewski, Gałuszka 2007]. BTEX są obecne w wielu 

produktach ropopochodnych, znajdujących się w bliskim otoczeniu człowieka: w benzynach, 

oleju napędowym, paliwie lotniczym, smarach, rozpuszczalnikach, olejach niskowrzących, 

zużytych olejach silnikowych oraz olejach zanieczyszczonych. Ponadto 

węglowodory te, ze względu na relatywnie wysoką rozpuszczalność w wodzie, wykazują 

dużą mobilność w wodzie gruntowej i glebie, zanieczyszczając tym samym środowisko 

przyrodnicze. 

Złoże ropy naftowej oraz środowiska zanieczyszczone związkami ropopochodnymi 

stanowią miejsce występowania wielu grup mikroorganizmów, zarówno tlenowych, jak 

i beztlenowych. Wiele grup mikroorganizmów ma naturalną zdolność przekształcania monopierścieniowych 

węglowodorów naftowych w związki nietoksyczne lub też całkowitej ich 

mineralizacji do prostych związków nieorganicznych, takich jak dwutlenek węgla i woda 

[Wolicka 2010; Dua i in. 2002]. 

2. Bakterie redukujące siarczany w środowisku ropy naftowej 

i wód złożowych 

Grupą mikroorganizmów najczęściej izolowaną ze środowisk związanych z wydobyciem 

i eksploatacją ropy naftowej są bakterie redukujące siarczany [Wolicka 2008; Wolicka 

i Borkowski 2008]. Odgrywają one bardzo ważną rolę w środowisku, głównie ze względu na 

zdolność metabolizowania różnych związków organicznych, w tym monopierścieniowych 

węglowodorów aromatycznych, wchodzących w skład ropy naftowej. 

404

Biologiczne utlenianie monopierścieniowych węglowodorów aromatycznych... 

Bakterie redukujące siarczany (BRS) to bezwzględne beztlenowce, które wykorzystują 

utlenione związki siarki (siarczany, tiosiarczany itd.), obecne w ropie naftowej, jako ostateczny 

akceptor elektronów [Fauque i in. 1991]. Węglowodory aromatyczne są związkami 

bardziej zredukowanymi niż produkty ich rozkładu, dlatego podczas ich utleniania jest wymagana 

obecność akceptorów elektronów o wyższym potencjale redoks. W procesie dysymilacyjnej 

redukcji siarczanów BRS przeprowadzają redukcję utlenionych związków siarki 

do siarki elementarnej lub/i jonu S 2- [Chen i in. 1994]. Jako organizmy heterotroficzne uzyskują 

one energię wskutek utleniania związków organicznych [Hansen 1993], przy czym 

oderwane od substratu elektrony są przenoszone na jon siarczanowy. Proces ten można 

przedstawić za pomocą następującego równania [Hao i in. 1996]: 

SO 4 

2- 

+ związki organiczne → HS - + H 2 

O + HCO 3 

- 

Bakterie redukujące siarczny, wyizolowane z ropy naftowej i wód złożowych, mogą wykorzystywać 

różne związki organiczne jako donory elektronów [Wolicka 2008]. Należą do 

nich m.in. węglowodory ropy naftowej, a także liczne związki organiczne, będące produktami 

jej biodegradacji, np. kwasy organiczne: mrówkowy, octowy, masłowy oraz kwasy naftenowe 

[Hao i in. 1996; Magot 2005]. Bakterie redukujące siarczany to bardzo zróżnicowana 

grupa mikroorganizmów, obejmująca organizmy psychrofilne, mezo- i termofilne, halo- i barofilne 

[Postgate 1984]. Do BRS najczęściej izolowanych z terenów ropy naftowej należą 

mezofile: Desulfotomaculum nigrificans, Desulfovibrio longus, D. gabonensis czy Desulfomicrobium 

apsheronum. Do tej pory wyizolowano i opisano również wiele gatunków mikroorganizmów 

termofilnych, które dzięki termostabilnym enzymom są w stanie przeprowadzić 

optymalną biodegradację związków ropopochodnych w temperaturze ok. 85°C, m.in. termofile 

Thermodesulfobacterium mobile, Thermodesulforhabdus norvegicus [Wolicka i in. 

2009; Magot 2005]. 

Do podstawowych czynników środowiskowych wpływających na proces biologicznej 

degradacji związków ropopochodnych należą m.in.: dostępność odpowiednich donorów 

i akceptorów elektronów, pH, temperatura, budowa chemiczna węglowodorów oraz ich stężenie. 

Biodegradacja związków ropopochodnych jest procesem wieloetapowym, zachodzącym 

zarówno w warunkach tlenowych, jak i beztlenowych, z udziałem wielu różnych grup 

mikroorganizmów. Nie istnieją pojedyncze gatunki mające zdolność biodegradacji wszystkich 

składników obecnych w ropie naftowej i jej produktach. Optymalna biodegradacja węglowodorów 

naftowych zależy często od synergistycznych oddziaływań metabolicznych 

wielu grup bakterii, m.in. bakterii fermentacyjnych i bakterii redukujących siarczany oraz 

archeonów, np. archeonów metanogennych. Każda z grup przeprowadza określony etap 

utleniania substratów, a produkty końcowe są metabolizowane przez następne ogniwa łańcucha 

pokarmowego, aż do całkowitej ich mineralizacji [Wolicka 2010]. 

405


3. Biodegradacja monopierścieniowych węglowodorów 

aromatycznych w warunkach selekcji BRS 

3. BIODEGRADACJA MONOPIERŚCIENIOWYCH WĘGLOWODORÓW 

3.1. Biodegradacja benzenu 

AROMATYCZNYCH W WARUNKACH SELEKCJI BRS 

Zdecydowana 3.1. Biodegradacja większość benzenu mikroorganizmów zaliczanych do grupy bakterii redukujących 

siarczany Zdecydowana nie jest zdolna większość do całkowitej mikroorganizmów degradacji zaliczanych benzenu [Dou do grupy i in. bakterii 2010]. redukujących Chemiczna stabilność 

siarczany struktury nie pierścienia jest zdolna do aromatycznego całkowitej degradacji sprawia, benzenu że [Dou katabolizm i in. 2010]. węglowodorów Chemiczna aromatycznych 

stabilność 

sprowadza 

struktury pierścienia 

się jedynie 

aromatycznego 

do reakcji transformacji 

sprawia, że katabolizm 

tych związków. 

węglowodorów 

Podczas tych 

procesów pierścień aromatyczny nie podlega rozszczepieniu, a przekształceniom ulegają 

aromatycznych sprowadza się jedynie do reakcji transformacji tych związków. Podczas tych 

jedynie podstawniki pierścienia. W szlaku transformacji (np. reakcje utleniania/redukcji, reakcje 

dekarboksylacji, usunięcie z podstawników pierścienia atomów siarki i azotu) powsta- 

procesów pierścień aromatyczny nie podlega rozszczepieniu, a przekształceniom ulegają 

jedynie podstawniki pierścienia. W szlaku transformacji (np. reakcje utleniania/redukcji, 

je kilka produktów, m.in. benzoesan, toluen, fenol, które następnie stanowią substraty dla 

reakcje dekarboksylacji, usunięcie z podstawników pierścienia atomów siarki i azotu) 

innej grupy mikroorganizmów przeprowadzających degradację pierścienia [Guzik i in. 2010; 

Foght 

powstaje 

2008]. Degradację 

kilka produktów, 

benzoesanu 

m.in. benzoesan, 

opisano 

toluen, 

dotychczas 

fenol, które 

tylko 

następnie 

u szczepu 

stanowią 

Desulfonema 

substraty 

magnum dla innej i przebiega grupy mikroorganizmów ona wg równania przeprowadzających [Coschigano i Young degradację 1997]: pierścienia [Guzik i in. 

2010; Foght 2008]. Degradację benzoesanu opisano dotychczas tylko u szczepu Desulfonema 

C 7 

magnum H 6 

O 2 

+ 12 i przebiega H 2 

O → ona 7COwg 2 

+ równania 30 H + [Coschigano 30 H + + i Young 3,75 H1997]: 

2 

SO 4 

→ 3,75 H 2 

S + 15 H 2 

O. 

C 7 H 6 O 2 + 12 H 2 O → 7CO 2 + 30 H + 30 H + + 3,75 H 2 SO 4 → 3,75 H 2 S + 15 H 2 O. 

Mikrobiologiczna Mikrobiologiczna zdolność zdolność do utleniania utleniania związków trudno biodegradowalnych, takich takich jak jak 

benzen, 

benzen, 

zależy 

zależy 

od synergistycznych 

od synergistycznych 

oddziaływań 

oddziaływań mieszanych 

mieszanych 

kultur 

kultur 

mikroorganizmów 

mikroorganizmów zaliczanych 

do rodziny Desulfobacteriacae [Chen i in. 2010]. Kluczowym metabolitem w degradacji 

benzenu (rys. 1) przez te mikroorganizmy jest benzoilo-CoA, który następnie, toku 

zaliczanych do rodziny Desulfobacteriacae [Chen i in. 2010]. Kluczowym metabolitem w 

degradacji benzenu (rys. 1) przez te mikroorganizmy jest benzoilo-CoA, który następnie, w 

przemian metabolicznych, zostaje przekształcony w CO 2 

[Chakraborty i Coates 2004]. 

toku przemian metabolicznych, zostaje przekształcony, w CO 2 [Chakraborty i Coates 2004]. 

Rys. 1. Uproszczony Rys. 1. szlak szlak mikrobiologicznej degradacji benzenu benzenu [wg Chakraborty [wg Chakraborty i Coates 2004] i Coates 2004] 

Fig. 1. Simplified pathway of microbial degradation of benzene [according to: Chakraborty, Coates 2004] 

Fig. 1. Simplified pathway of microbial degradation of benzene [according to: Chakraborty and 

Coates 2004] 

406 

4


3.2. Biodegradacja toluenu 3.2. Biodegradacja toluenu 

Z badań dotyczących udziału mikroorganizmów w biodegradacji BTEX wynika, że 

Z najlepiej badań poznane dotyczących i szczegółowo udziału opisane mikroorganizmów są szlaki biodegradacji w biodegradacji toluenu. Mikroorganizmy 

BTEX wynika, że najlepiej 

poznane i szczegółowo opisane są szlaki biodegradacji toluenu. Mikroorganizmy zaliczane 

do grupy bakterii redukujących siarczany są zdolne do całkowitej mineralizacji tolu- 

zaliczane do grupy bakterii redukujących siarczany są zdolne do całkowitej mineralizacji 

toluenu, z wydzieleniem CO 2 . Znanych jest wielu przedstawicieli BRS, wykorzystujących 

enu, z wydzieleniem CO 2 

. Znanych jest wielu przedstawicieli BRS, wykorzystujących toluen 

toluen jako donor elektronów, m.in. Desulfobacterium cetonicum [Harms i in. 1999], 

jako donor elektronów, m.in. Desulfobacterium cetonicum [Harms i in. 1999], Desulfobacula 

toluolica [Beller i Spormann 1997; Rabus 2005]. Te mikroorganizmy uzyskują energię 

Desulfobacula toluolica [Beller i Spormann 1997; Rabus 2005]. Te mikroorganizmy uzyskują 

energię wskutek utleniania toluenu, wykorzystując siarczany (VI) jako akceptor elektronów. 

wskutek utleniania toluenu, wykorzystując siarczany (VI) jako akceptor elektronów. Pierwszym 

etapem katabolizmu toluenu jest addycja fumaranu do grupy metylowej węglowodoru 

Pierwszym etapem katabolizmu toluenu jest addycja fumaranu do grupy metylowej 

węglowodoru z utworzeniem benzylo-bursztynianu (rys. 2). Reakcję tę katalizuje synteza 

z utworzeniem benzylo-bursztynianu (rys. 2). Reakcję tę katalizuje synteza benzylo-bursztynianu, 

benzylo-bursztynianu, 

enzymu bardzo 

enzymu 

wrażliwego 

bardzo 

na 

wrażliwego 

tlen i podlegającego 

na tlen i podlegającego 

silnej 

silnej 

inhibicji 

inhibicji 

przez analogi 

substratu przez takie analogi jak: substratu alkohol takie benzylowy, jak: alkohol benzaldehyd. benzylowy, benzaldehyd. Enzym ten Enzym zawiera ten zawiera w centrum w aktywnym 

rodnik centrum glicynowy aktywnym rodnik i katalizuje glicynowy powstanie i katalizuje rodnika powstanie benzylowego rodnika benzylowego przez odłączenie przez atomu 

wodoru odłączenie atomu grupy wodoru metylowej od grupy toluenu. metylowej Utlenianie toluenu. benzylo-bursztynianu Utlenianie benzylo-bursztynianu do benzoilo-CoA do 

(rys. 1), benzoilo-CoA który jest (rys. głównym 1), który i ostatnim jest głównym aromatycznym i ostatnim aromatycznym metabolitem metabolitem beztlenowej degradacji 

toluenu, beztlenowej przebiega degradacji szlakiem toluenu, analogicznym przebiega szlakiem do β-oksydacji analogicznym kwasów do β-oksydacji tłuszczowych kwasów [Leuthner 

i Heider tłuszczowych 2000]. Reakcja [Leuthner dearomatyzacji i Heider 2000]. Reakcja pierścienia dearomatyzacji polega pierścienia na jego redukcji polega na do jego cykloheksa-1,5-dien-1-karboksy-CoA 

redukcji do cykloheksa-1,5-dien-1-karboksy-CoA przez reduktazę benzoilo-CoA. przez reduktazę Produkt benzoilo-CoA. redukcji Produkt benzoilo-CoA 

podlega redukcji następnie benzoilo-CoA hydratacji podlega i dehydrogenacji. następnie hydratacji W i dehydrogenacji. szlaku reakcji W β-oksydacji szlaku reakcji substrat β- początkowej 

oksydacji reakcji substrat aktywacji początkowej węglowodoru reakcji aktywacji – fumaran, węglowodoru zostaje – zregenerowany fumaran, zostaje [Rabus 2005]. 

zregenerowany [Rabus 2005]. 

Rys. 2. Szlak mikrobiologicznej degradacji toluenu opisany u Desulfobacula toluolica [wg Rabus 2005] 

Rys. 2. Szlak mikrobiologicznej degradacji toluenu opisany u Desulfobacula toluolica [wg Rabus 

2005] 

Fig. 2. Pathway of microbial degradation of toluene as described in Desulfobacula toluolica 5 [according 

to: Rabus 2005] 

407


Fig. 2. Pathway of microbial degradation of toluene as described in Desulfobacula toluolica [according to: 

Rabus 2005] 

3.3. Biodegradacja ksylenu 3.3. Biodegradacja ksylenu 

Bakterie redukujące siarczany mają zdolność utleniania jedynie dwóch izomerów meta- i 

Bakterie redukujące siarczany mają zdolność utleniania jedynie dwóch izomerów 

meta- orto-ksylenu. i orto-ksylenu. Proces Proces biodegradacji biodegradacji tego związku tego związku chemicznego chemicznego przebiega przebiega w dwóch w dwóch etapach. 

etapach. Kluczowym Kluczowym etapem etapem mikrobiologicznej degradacji degradacji ksylenu, ksylenu, podobnie podobnie jak utleniania jak utleniania 

toluenu, 

jest 

toluenu, 

reakcja 

jest 

aktywacji 

reakcja aktywacji 

węglowodoru 

węglowodoru 

przez addycję 

przez 

fumaranu 

addycję 

do 

fumaranu 

grupy metylowej 

do grupy metylowej 

związku. W tej fazie aromatyczne substraty zostają przekształcone do jednego central- 

związku. W 

tej fazie aromatyczne substraty zostają przekształcone do jednego centralnego metabolitu – 

nego metabolitu – benzoilo-CoA, który następnie podlega redukcyjnej dearomatyzacji (rys. 

3). benzoilo-CoA, Druga faza beztlenowej który następnie degradacji podlega ksylenu redukcyjnej polega dearomatyzacji na redukcji centralnych (rys. 3). Druga metabolitów faza 

do beztlenowej acyklicznych degradacji związków, ksylenu które następnie polega zostają redukcji przekształcone centralnych metabolitów do acetylo-CoA do acyklicznych i CO 2 

[Chakraborty związków, i które Coates następnie 2004; Carmona zostają przekształcone i in. 2009; Guzik do acetylo-CoA i in. 2010]. i CO 2 [Chakraborty i 

Coates 2004; Carmona i in. 2009; Guzik i in. 2010]. 

Rys. Rys. 3. Aktywacja 3. izomerów ksylenu w reakcji addycji fumaranu do grupy do grupy metylowej metylowej węglowodoru węglowodoru 

Activation [wg Chakraborty of xylene i isomers Coates in 2004] the addition reaction of fumarate to the methyl group of hydrocarbon 

[wg Chakraborty, Coates 2004] 

Fig. 3. 

Fig. [according 3. Activation to: Chakraborty, of xylene Coates isomers 2004] in the addition reaction of fumarate to the methyl group of 

hydrocarbon [according to: Chakraborty and Coates 2004] 

Wśród przedstawicieli bakterii redukujących siarczany zdolnych do biodegaradacji 

ksylenu Wśród wyróżniamy przedstawicieli m.in. bakterii szczepy redukujących oXyS1 i mXyS1, siarczany zaliczane zdolnych do rodziny biodegaradacji Desulfobacteriacae ksylenu 

wyróżniamy m.in. szczepy oXyS1 i mXyS1, zaliczane do rodziny Desulfobacteriacae 

z podklasy γ-proteobakterii [Harms i in. 1999]. Badania prowadzone nad zdolnością 

z podklasy γ-proteobakterii [Harms i in. 1999]. Badania prowadzone nad zdolnością mikroorganizmów 

do utleniania BTEX wykazały, że większość sulfidogennych mikroorganizmów 

mikroorganizmów do utleniania BTEX wykazały, że większość sulfidogennych 

zdolnych mikroorganizmów do biodegradacji zdolnych ksylenu do biodegradacji zachowuje tę ksylenu zdolność zachowuje także w przypadku tę zdolność toluenu także i etylobenzenu. 

w przypadku toluenu i etylobenzenu. 

3.4. Biodegradacja etylobenzenu 

Mechanizmy mikrobiologicznej degradacji etylobenzenu są dotychczas najsłabiej poznane 

408i opisane. Degradację etylobenzenu przeprowadzaną przez bakterie redukujące siarczany 

6


3.4. Biodegradacja etylobenzenu 

Mechanizmy mikrobiologicznej degradacji etylobenzenu są dotychczas najsłabiej poznane 

i opisane. Degradację etylobenzenu przeprowadzaną przez bakterie redukujące siarczany 

opisano jedynie u jednego przedstawiciela tej grupy – szczepu EbS7, zaliczanego 

opisano jedynie u jednego przedstawiciela tej grupy – szczepu EbS7, zaliczanego do rodziny 

do rodziny Desulfobacteriacae z podklasy γ-proteobakterii [Kniemeyer i in. 2003]. Reakcja 

Desulfobacteriacae z podklasy γ-proteobakterii [Kniemeyer i in. 2003]. Reakcja aktywacji 

aktywacji węglowodoru następuje przez addycję fumaranu do grupy etylowej etylobenzenu 

z wytworzeniem fenylo-etylo-bursztynianu. Produkt ten następnie podlega reorganizacji 

węglowodoru następuje przez addycję fumaranu do grupy etylowej etylobenzenu z 

wytworzeniem fenylo-etylo-bursztynianu. Produkt ten następnie podlega reorganizacji 

strukturalnej pierścienia oraz procesom dekarboksylacji (rys. 4). Centralnym metabolitem 

strukturalnej pierścienia oraz procesom dekarboksylacji (rys. 4). Centralnym metabolitem 

transformacji fenylo-etylo-bursztynianu jest benzoilo-CoA, który podlega procesom dearomatyzacji 

i β-oksydacji z wytworzeniem CO 2 

transformacji fenylo-etylo-bursztynianu jest benzoilo-CoA, który podlega procesom 

. Należy także wspomnieć, że szczep EbS7 

dearomatyzacji i β-oksydacji z wytworzeniem CO 2 . Należy także wspomnieć, że szczep EbS7 

wykazuje relatywne pokrewieństwo ze szczepami NaphS2 i mXyS1 mającymi zdolność do 

wykazuje relatywne pokrewieństwo ze szczepami NaphS2 i mXyS1 mnjącymi zdolność do 

beztlenowej biodegradacji naftalenu i m-ksylenu [Harms i in. 1999]. 

beztlenowej biodegradacji naftalenu i m-ksylenu [Harms i in. 1999]. 

Rys. 4. Rys. Szlak 4. Szlak mikrobiologicznej degradacji etylobenzenu etylobenzenu u szczepu EbS7 u szczepu [wg Boll i in. EbS7 2002] [wg Boll i in. 2002] 

Fig. 4. Pathway of microbial degradation of ethylbenzene in EbS7 [according to: Boll et al. 2002] 

Fig. 4. Pathway of microbial degradation of ethylbenzene in EbS7 [according to: Boll et al. 2002] 

4. Biomarkery jako wskaźniki biodegradacji wybranych zanieczyszczeń 

ropopochodnych – BTEX 

4. Biomarkery jako wskaźniki biodegradacji wybranych 

Jedną z metod kontrolowania stopnia bioremediacji in situ terenów skażonych 

zanieczyszczeń ropopochodnych – BTEX 

związkami ropopochodnymi jest monitorowanie stężenia tzw. metabolitów kluczowych. 

Jedną Te specyficzne z metod produkty kontrolowania powstają stopnia w poszczególnych bioremediacji reakcjach in utleniania situ terenów związków skażonych związkami 

ropopochodnymi organicznych, m.in. jest węglowodorów monitorowanie aromatycznych, stężenia na tzw. drodze metabolitów mikrobiologicznej. kluczowych. Mogą one Te specyficzne 

produkty służyć jako powstają swoiste biomarkery w poszczególnych wskazujące na udział reakcjach określonej utleniania grupy mikroorganizmów 

związków organicznych, 

m.in. węglowodorów w biodegradacji zanieczyszczeń aromatycznych, ropopochodnych. na drodze Związek mikrobiologicznej. chemiczny, stosowany Mogą jako one służyć jako 

swoiste swoisty biomarkery biomarker, wskazujące powinien spełniać na udział określone określonej kryteria: łatwość grupy mikroorganizmów wykrywania wskaźnika w biodegradacji 

zanieczyszczeń w glebie, wodzie oraz ropopochodnych. próbkach osadów; dostarczanie Związek chemiczny, informacji o substracie, stosowany którego jako jest swoisty biomarker, 

produktem powinien oraz spełniać wskazywanie określone na aktywność kryteria: konkretnej łatwość grupy wykrywania mikroorganizmów wskaźnika w glebie, wodzie 

oraz o znanym próbkach typie metabolizmu. osadów, dostarczanie Malejące wartości informacji stężenia o znanego substracie, zanieczyszczenia którego oraz jest produktem 

oraz wskazywanie podwyższone stężenie na aktywność określonego konkretnej związku – biomarkera, grupy mikroorganizmów może wskazać na aktywność o znanym typie metabolizmu. 

określonej Malejące grupy wartości mikroorganizmów stężenia w procesie znanego bioremediacji zanieczyszczenia in situ [Beller oraz 2000]. podwyższone Benzylobursztynian, 

który związku nie należy – biomarkera, do związków syntetycznych, może wskazać stanowi na specyficzny aktywność biomarker określonej 

stężenie 

określonego grupy 

7 

409


mikroorganizmów w procesie bioremediacji in situ [Beller 2000]. Benzylo-bursztynian, który 

nie należy do związków syntetycznych, stanowi specyficzny biomarker dla katabolizmu toluenu, 

ksylenu i etylobenzenu, sprzężonego z oddychaniem siarczanowym mikroorganizmów 

[Beller 2000]. Innym wskaźnikiem udziału BRS w biodegradacji toluenu jest np. kwas 3-fenylo-1,2-butanodikarboksylowy 

[Elshahed i in. 2001]. 


Z ostatnich doniesień wynika, że mechanizmy mikrobiologicznej degradacji monopierścieniowych 

węglowodorów aromatycznych w warunkach beztlenowych nadal nie zostały 

rzetelnie poznane i opisane. Pozostaje wiele pytań, dotyczących m.in. zastosowania niektórych 

szczepów w metodach bioremediacji terenów skażonych ropą naftową i jej produktami. 

Wykorzystanie naturalnej aktywności mikroorganizmów w procesie biodegradacji monopierścieniowych 

węglowodorów aromatycznych wydaje się w pełni uzasadnione. Procesy 

biologiczne prowadzą do redukcji zanieczyszczeń na terenach związanych z wydobyciem 

i eksploatacją ropy naftowej, są ponadto procesami ekologicznymi i ekonomicznymi. Biodegradacja 

BTEX w warunkach beztlenowych jest związana z przekazaniem elektronów na 

ostateczny akceptor elektronów, który stanowią m.in. jony siarczanowe, oraz prowadzi do 

utworzenia centralnego metabolitu – benzoilo-CoA. Końcowym produktem szlaku przemian 

metabolicznych są związki nietoksyczne, takie jak CO 2 

i H 2 

O. 

Zanieczyszczenia ropą naftową i produktami ropopochodnymi występują często na dużych 

głębokościach, ok. 30 m poniżej poziomu terenu, przez co zmniejszają przepuszczalność 

gruntów dla tlenu atmosferycznego, a tym samym wykluczają wykorzystanie biologicznych 

metod bioremediacji prowadzonej w warunkach tlenowych. Z tego powodu, coraz 

częściej zwraca się uwagę na możliwość zastosowania sulfidogennych mikroorganizmów, 

m.in. bakterii redukujących siarczany, w procesie beztlenowego usuwania zanieczyszczeń 

ropopochodnych. 

Badania związane z biodegradacją monopierścieniowych węglowodorów aromatycznych 

są prowadzone w pracowni Geomikrobiologicznej na Wydziale Geologii UW i finansowane 

są w ramach grantu BST IGMiP-25-2011. 


Beller H. R., Spormann A. M. 1997. Anaerobic activation of toluene and o-xylene by 

addition to fumarate in denitrifying strain T. J. Bactriol. 179: 670–676. 

Beller H. R. 2000. Metabolic indicators for detecting in situ anaerobic alkylbenzene degradation. 

Biodegradation 11: 125–139. 

410


Boll M., Fuchs G., Heider J. 2002. Anaerobic oxidation of aromatic compounds amd 

hydrocarbons. Curr. Opin. Chem. Biol. 6: 604–611. 

Carmona M., Zamarro M.T., Blazques B., Durante-Rodriguez G., Juarez J. F., 

Valderrama J.A., Barragan M.J.L., Garcia J.L., Diaz E. 2009. Anaerobic catabolism 

of aromatic compounds: a genetic and genomic view. Microbiol. Mol. Biol. Rev. 73: 71–133. 

Chakraborty R., Coates J. D. 2004. Anaerobic degradation of mono-aromatic hydrocarbons. 

Appl. Microbiol. Biotechnol. 64: 437–446. 

Chen L., Le Gall J., Xavier A. V. 1994. Purification, characterization and properties 

of an NADH oxidase from Desulfovibrio vulgaris (Hildenborouhg) and its coupling to 

adenlyl phosphosulfate reductase. Biochem. Biophys. Res. Comm. 203: 839–844. 

Chen K. F., Kao Ch. M., Chen Ch. W., Surampalli R.Y., Lee M.S. 2010. Control of 

petroleum-hydrocarbon contaminated grounwater by intrinsic and enhanced bioremediation. 

J. Environ. Sci. 22: 846–871. 

Coschigano P. W., Young L. Y. 1997. Identification and sequence analysis of two regulatory 

genes involved an anaerobic toluene metabolism by strain T1. Appl Environ Microbiol. 

63: 652–660. 

Dou J., Ding A., Liu X., Du Y., Deng D., Wang J. 2010. Anaerobic benzene biodegradation 

by a pure culture of Bacillus cereus under nitrate reducing conditions. J. Environ. 

Sci. 22: 709–715. 

Dua M., Sinhg A., Suthunathan N., Johri A. K. 2002. Biotechnology and bioremediation: 

successes and limitations. Appl. Microbiol. Biotechnol. 59: 143–152. 

Elshahed M.S., Gieg L.M., McInerney M.J., Suflita J.M. 2001. Signature metabolites 

attesting to the in situ attenuation of alkylbenzenes in anaerobic environments. 

Environ Sci Technol. 35: 682–689. 

Fauque G., Legall J., Barton L.L. 1991. Sulfate-reducing and sulfur reducing bacteria. 

W: Shively J.M.I. Barton L.L. (red.). Variations in autothropic life. Academic Press 

Ltd, London: 271–337 

Foght J. 2008. Anaerobic biodegradation of aromatic hydrocarbons: pathways and prospect. 

J. Mol. Microbiol. Biotechnol. 15: 93–120. 

Fukui M., Harms G., Rabus R., Schramm A., Widdel F., Zengler K., Boreham 

C., Wilkes H. 1999. Anaerobic degradation of oil hydrocarbons by sulfate reducing 

and nitrate-reducing bacteria. W: Brylinsky M., Johnson-Green P. (red.) Microbial Biosystems: 

New Frontiers. Proceedings of the 8 th International Symposium on Microbial 

Ecology. Atlantic Canada Society for Microbial Ecology, Halifax, Canada. 

Guzik U., Wojcieszyńska D., Hupert-Kocurek K. 2010. Mikrobiologiczny rozkład 

związków aromatycznych w warunkach anoksji. Post. Mikrobiol. 49: 217–226. 

Hansen T. A. 1993. Carbon metabolism of sulfate-reducing bacteria. W: Odom J. J. M., 

Singleton R. The sulfate-reducing bacteria Contemporary Perspectives. Springer-Verlag, 

New York: 21–40. 

411


Hao O. J., Chen J. M., Huang L., Buglass R. L. 1996. Sulfate-reducing bacteria. Critical 

Reviews in Environmental Science and Technology 26: 155–187. 

Harms G., Zengler K., Rabus R., Aeckersberg F., Minz D., Rossello-Mora 

R., Widdel F. 1999. Anaerobic oxidation of o-xylene, m-xylene and homologous alkylbenzenes 

by new types of sulphate-reducing bacteria. Appl. Environ. Microbiol. 65: 999– 

1004. 

Kniemeyer O., Fischer T., Wilkes H., Glockner F., Widdel F. 2003. Anaerobic 

degradation of ethylbenzene by a new type of marine sulphate-reducing bacterium. 

Appl. Environ. Microbiol. 69: 760–768. 

Leuthner B., Heider J. 2000. Anaerobic toluene catabolism of Thauera aromaticca: 

the bbs operon codes for enzymes of β-oxidation of the intermediate benzylsuccinate. 

J. Bacteriol.182: 272–277. 

Magot M. 2005. Indigenous microbial communities in oil fields. W: Ollivier B., Magot M. 

(eds) Petroleum Microbiology. American Society for Microbiology, Washington. 

Migaszewski Z., Gałuszka A. 2007. Podstawy geochemii środowiska. Wydawnictwo 

Naukowo-Techniczne, Warszawa. 

Postgate J. R. 1984. The sulfate reducing bacteria. Cambridge University Press, Cambridge. 

Rabus R. 2005. Biodegradation of hydrocarbons under anoxic conditions. W: Ollivier B., 

Magot M. (red.) Petroleum Microbiology. American Society for Microbiology, Washington. 

Surygała J. 2006. Petroleum of specificity processing products. WNT, Warszawa. 

Wolicka D. 2008. Petroleum – an environment of the microorganisms isolation. Scientific-technical 

conference Oil, gas and carbonate rocks of southern Poland. Czarna 

16–18 April: 44. 

Wolicka D., Borkowski A. 2008. Geomicrobiology petroleum and reservoirs water. 

Conference materials, Petroleum, gas and carbonate rocks of southern Poland. Czarna 

16–18 April: 45. 

Wolicka D., Borkowski A., Borsuk P., Kowalczyk P. 2009. Identification of sulphate 

reducing bacteria isolated from crude oil. IMOG 24 th International Meeting on Organic 

Geochemistry, Bremen: 493. 

Wolicka D. 2010. Mikroorganizmy występujące w ropie naftowej i w wodach złożowych. 

Nafta – Gaz 66: 267–273. 

412


Radosław Kalinowski*, Edyta Chrzanowska*, Marek Brytan* 

Ocena ekotoksykologiczna wybranych bojowych 

środków trujących w stosunku do skorupiaków 

Daphnia magna 

Ecotoxicological assessment of selected chemical 

warfare agents towards crustacean Daphnia magna 

Słowa kluczowe: soman, sarin, VX, Daphnia magna, Fluotox, acetylocholinoesteraza. 

Keywords: soman, sarin, VX, Daphnia magna, Fluotox, acetylocholinesterase. 

Chemical warfare agents (CWA) are chemical substances designated to kill, injury and incapacitate 

humans in military operations. 

One of the most toxic groups of CWA are organophosphates (so called nerve agents) like 

tabun, sarin, soman, cyclosarin and VX. Main toxic mode of action of organophosphates is 

blocking an enzyme acetylocholinesterase (AChE), that leads to accumulation of acetylocholine 

in synaptic clefts. This paper presents results of ecotoxicological tests with selected 

CWA towards crustacean Daphnia magna. Harmful effects were measured based on daphnids 

immobilization, AChE and b-galactosidase inhibition. The most toxic of all tested substances 

was VX (EC50-t – 0,59 ng/l and 0,29 ng/l respectively after 24hrs and 48 hrs). Concentrations 

that caused 50% immobilization of of bioindicators were 2 orders of magnitude 

higher for soman (respectively 92,9 ng/l i 59,7 ng/l) and for sarin 3 orders of magnitude higher 

– 680,7 ng/l i 161,2 ng/l. Concentrations of CWA causing 50 % inhibition of AChE were 

on similar level like EC50-48h obtained in immobilization test and reached values 30,8 ng/l, 

69,0 ng/l i 0,33 ng/l respectively for soman, sarin and VX. EC50-15 min from FLUOTOX 

tests indicates potential part of other than AChE hydrolase enzymes in organophosphates 

mode of toxic action in aquatic invertebrates. 

* Dr inż. Radosław Kalinowski, mgr Edyta Chrzanowska, dr inż. Marek Brytan – Zakład 

Farmakologii i Toksykologii, Wojskowy Instytut Higieny i Epidemiologii, ul. Kozielska 4, 

01-163 Warszawa; tel.: 22 681-61-52; e-mail: rkalinowski@wihe.waw.pl 

413

Radosław Kalinowski, Edyta Chrzanowska, Marek Brytan 


Zgodnie z definicją NATO bojowe środki trujące (BST) są substancjami chemicznymi 

przeznaczonymi do użycia w operacjach wojskowych w celu uśmiercenia, poważnego 

uszkodzenia ciała lub obezwładnienia ludzi. Wyłączone z tej definicji są środki do tłumienia 

rozruchów, dymy i środki zapalające. Fosforoorganiczne BST, zwane środkami paralityczno-drgawkowymi 

(ang. nerve agents) są grupą szczególnie toksycznych związków – ich 

przykładami są m.in. tabun, sarin, soman, cyklosarin oraz VX. Pod względem budowy chemicznej 

są to organiczne estry kwasu fosforowego, fosfonowego i tiofosfonowego. Fosforoorganiczne 

BST to bezbarwne ciecze, bardzo dobrze rozpuszczalne w rozpuszczalnikach 

organicznych, dobrze rozpuszczalne w tłuszczach oraz umiarkowanie rozpuszczalne w wodzie, 

w której powoli hydrolizują. Silne zasady i związki chlorujące powodują szybki rozkład 

BST. Lotność BST jest na ogół niewielka (zbliżona do lotności wody), ale zwykle wystarczająca 

do wytworzenia w powietrzu stężenia par wielokrotnie przewyższających stężenie letalne 

dla człowieka i zwierząt doświadczalnych [Seńczuk 2005, Sidell i in. 1997]. 

Reaktywność związków fosforoorganicznych jest związana z elektrofilowym charakterem 

estrowego wiązania fosforu. Główny mechanizm toksycznego działania tych substancji 

to blokowanie aktywności enzymu acetylocholinoesterazy (AChE) i gromadzenie acetylocholiny 

w przestrzeniach międzysynaptycznych. Hamowanie aktywności AChE polega 

na kowalencyjnym wiązaniu się atomu fosforu należącego do inhibitora z centrum esterazowym 

enzymu, a następnie fosforylacji znajdującej się tam grupy hydroksylowej seryny. 

Związki fosforoorganiczne są ogólnie uważane za substancje łatwo biodegradowalne i niekumulujące 

się w organizmach żywych [Manahan 2010]. 

Ze względu na bardzo dużą toksyczność ostrą substancji z grupy fosforoorganicznych 

BST, stałe zagrożenie terrorystyczne i wynikającą z niego potencjalną możliwość uwolnienia 

tych substancji do środowiska, a tym samym skażenia ekosystemów wodnych, oraz 

ograniczoną liczbę doniesień literaturowych, dotyczących ekologicznych aspektów użycia 

broni chemicznej, za cel niniejszej pracy postawiono określenie ekotoksyczności wybranych 

fosforoorganicznych BST w stosunku do skorupiaków Daphnia magna. 

2. METODYKA BADAŃ 

Badane związki 

W badaniach zastosowano wybrane fosforoorganiczne bojowe środki trujące: 

1) soman (ester pinakolinowy kwasu metylofluorofosfonowego, CAS: 96-64-0), 

2) sarin (ester izopropylowy kwasu metylofluorofosfonowego, CAS: 107-44-8), 

3) VX (ester O-etyloS-2(diizopropyloamino)etylowy kwasu metylotiofosfonowego, CAS: 

50782-69-9), 

wytworzone przez Wojskowy Instytut Chemii i Radiometrii (Warszawa), o czystości > 99%. 

414

Ocena ekotoksykologiczna wybranych bojowych środków trujących w stosunku do... 

Roztwory podstawowe związków przygotowano w izopropanolu. Użyte w doświadczeniu 

stężenie rozpuszczalnika nie wywoływało widocznych efektów u badanych organizmów. Do 

badań użyto szeregu stężeń w zakresie 7,8–1000 ng/l (soman i sarin) oraz 0,08–9 ng/l (VX), 

zwiększających się w postępie geometrycznym o ilorazie q = 2. Wszystkie badania wykonano 

w 3 powtórzeniach, a prezentowane wyniki są średnią arytmetyczną z powtórzeń. 

Organizmy testowe 

Do badań użyto neonaty (< 24 h) skorupiaków Daphnia magna Strauss, pochodzące 

z hodowli własnej Pracowni Ekotoksykologii Zakładu Farmakologii i Toksykologii WIHiE. 

Hodowla organizmów odbywa się w sposób ciągły, w warunkach oświetlenia 2500 luksów 

(12:12 dzień:noc), w temperaturze 20–22°C. Jako pokarm są stosowane hodowle glonów 

Chlorella vulgaris. 

Test immobilizacji 

Test immobilizacji wykonano zgodnie z metodyką OECD 202 [OECD 2004]. Liczbę 

unieruchomionych osobników określano po 24 i 48 godzinach trwania testu. 

Test FLUOTOX 

Test Fluotox przeprowadzono zgodnie z metodyką Jansena [Janssen i in. 1993, Espiritu 

i in. 1995, Łebkowska i in. 2004]. Neonaty skorupiaków eksponowano przez 15 minut na 

działanie badanych związków, następnie do prób wprowadzano fluorometryczny biomarker 

4-metyloumbelliferylo-β-D-galaktozydu. Pobór tego związku i jego enzymatyczna hydroliza 

powoduje powstanie 4-metyloumbelliferonu, dającego silną fluorescencję w świetle UV. Inhibicję 

enzymu galaktozydazy określono na podstawie liczby osobników niewykazujących 

świecenia. 

Oznaczenie białka 

Zawartość białka w organizmach określono metodą Lowrego wg metodyki Kłyszejko 

[Kłyszejko-Stefanowicz 2005]. Żywe organizmy po 48-godzinnej ekspozycji na działanie badanych 

związków osuszano bibułą, ważono, a następnie homogenizowano w 1,5 ml buforu 

fosforanowego pH = 8,0, przez 90 sekund w sonifikatorze ultradźwiękowym przy natężeniu 

10 mW. Próby po sonifikacji natychmiast mrożono w temperaturze -80°C i przechowywano 

do późniejszej analizy. 

Oznaczenie acetylocholinoesterazy 

Inhibicję AChE oceniano na podstawie reakcji Ellmana [Ellman i in. 1961]. Do homogenatów 

skorupiaków dodawano 0,1mM DTNB i 0,1mM jodek acetylotiocholiny, po czym 

przez 4 minuty mierzono absorbancję przy l = 412 nm. Inhibicję AChE odniesiono do zawartości 

białka w homogenacie. 

415


3. Wyniki 

Spośród badanych BST nawiększą toksyczność wykazywał związek VX (EC50-t – 0,59 ng/l 

i 0,29 ng/l odpowiednio po 24 i 48 godzinach trwania testu). Wartości stężeń somanu powodujące 

50% immobilizację bioindykatorów były o 2 rzędy wielkości większe (odpowiednio 92,9 ng/l 

i 59,7 ng/l), zaś sarinu – o 3 rzędy wielkości większe – 680,7 ng/l i 161,2 ng/l (tab. 1). 

Tabela 1. Wartości stężeń EC50-t oraz NOEC-t i LOEC-t uzyskane w teście immobilizacji 

Table 1. EC50-t, NOEC-t and LOEC-t values obtained in acute immobilisation test 

Związek 

Soman 

Sarin 

VX 

EC50-t 


ng/l 

24 h 48 h 

92,9 

(74,6–111,2) 

680,7 

(656,9–704,5) 

0,59 

(0,54–0,64) 

59,7 

(46,7–72,7) 

161,2 

(154,5–167,9) 

0,29 

(0,1–0,39) 

LOEC-48h 

ng/l 

NOEC-48h 

ng/l 

31,3 15,6 

15,6 7,8 

0,14 0,08 

Stężenia badanych fosforoorganicznych BST powodujące 50% inhibicję enzymu acetylocholinoesterazy 

po 48 godzinach narażenia (tab. 2) były na poziomie zbliżonym do wartości 

EC50-48h uzyskanych w teście immobilizacji i wynosiły 30,8 ng/l, 69,0 ng/l i 0,33 ng/l 

odpowiednio dla somanu, sarinu i VX. Wartości stężeń EC50-15min uzyskane w teście Fluotox 

(tab. 2) wskazują na potencjalny udział innych niż AChE enzymów z grupy hydrolaz 

w mechanizmie toksycznego działania związków fosforoorganicznych u bezkręgowców 

wodnych – np. enzymów rozkładających cukry. 

Tabela 2. Wartości stężeń efektywnych uzyskane w testach enzymatycznych po 15-minutowym 

(b-galaktozydaza) i 48-godzinnym (AChE) narażeniu na oddziaływanie BST 

Table 2. Values of effective concentrations obtained in enzymatic tests, after 15 min (b-galactosidase) 

and 48 hrs exposure to CWA 

Związek 

Soman 

Sarin 

VX 

EC50-t 


ng/l 

b-galaktozydaza 

15 min 

218,1 

(198–238,2) 

1703 

(1611–1795) 

0,08 

(0,06–0,10) 

AChE 

48 h 

30,8 

(27,7–33,9) 

69,0 

(55,8–82,2) 

0,33 

(0,26–0,40) 

416


4. Dyskusja 

W światowej literaturze jest stosunkowo niewiele doniesień na temat oddziaływania fosforoorganicznych 

BST na organizmy ekosystemów wodnych. Uzyskane wyniki można porównać 

z informacjami dotyczącymi ekotoksyczności zbliżonej chemicznie grupy substancji 

– insektycydów fosforoorganicznych. 

Skorupiaki Daphnia magna wykorzystano do wstępnej oceny toksyczności i efektywności 

reaktywatorów AChE stosowanych u ludzi w leczeniu zatruć związkami fosforoorganicznymi 

zarówno z grupy insektycydów jak i BST [Vesela i in. 2006b, 2008a, 2008b]. Użyto ich 

również jako bioindykatorów skażenia wody BST w zautomatyzowanym, polowym systemie 

wczesnego ostrzegania Daphnia Toximeter [Green i in. 2003]. Celem testów była kontrola 

szybkości reakcji układu pomiarowego na zadane stężenia poszczególnych związków fosforoorganicznych 

w wodzie pitnej. Na podstawie badań przeprowadzonych z zastosowaniem 

sarinu, somanu, tabunu i cyklosarinu autorzy wykazali że 50% immobilizacja organizmów 

następuje przy stężeniach 10 mg/l, 6,6 mg/l, 35,5 mg/l i 60 mg/l, po czasie odpowiednio 

120, 270, 65 i 52 minut. 

Lum i in [2003] wskazują, podobnie jak wyniki niniejszej pracy, na największą toksyczność 

związku VX spośród przebadanych BST. W badaniach nad efektami działania chiralnych 

i achiralnych analogów somanu, sarinu i VX na słodkowodnego parzydełkowca – 

Hydra attenuata wykazali, że wartości minimalnych stężeń efektywnych po 92 godzinach 

ekspozycji analogów VX były o 2 rzędy wielkości mniejsze niż sarinu i o 4 rzędy wielkości 

mniejsze niż somanu. Autorzy zwracają również uwagę na silną, dodatnią korelację między 

miarą hydrofobowości badanych substancji (współczynnik podziału oktanol-woda) a obserwowanymi 

efektami toksycznymi. Potwierdza to hipotezę o łatwiejszym i szybszym przenikaniu 

substancji lipofilnych do układu nerwowego. 

Burton i in. [2002] ocenili ekotoksyczność jednego z produktów przejściowych (a zarazem 

produktu degradacji) stosowanego do wytwarzania sarinu – metylofosfonianu diizopropylowego 

(DIMP – CAS: 1445-75-6). Określona przez tych autorów wartość stężenia letalnego 

LC50-48h dla Ceriodaphnia dubia, wynosząca 610 mg/l była blisko 3-krotnie mniejsza 

niż LC50-48h dla Daphnia magna uzyskana przez Bentleya i in. [1976]. 

Na szybkie zwiększanie się w czasie efektów toksycznego oddziaływania bojowych 

środków trujących wskazują badania Vesela i in. [2006a]. Wartości stężeń efektywnych tabunu 

dla rozwielitek zmniejszyły się 4-krotnie po wydłużeniu czasu ekspozycji z 15 do 60 

minut – odpowiednio: 85 i 21,9 mg/l. Stosując model ekstrapolacyjny podany przez autorów 

można oszacować wartości stężeń EC50 tabunu dla Daphnia magna na 8,6 i 8,2 mg/l odpowiednio 

po 24 i 48 godzinach ekspozycji. 

Sanchez-Fortun i Barahona [2009] wskazują na silną zależność między wiekiem organizmów 

a efektem toksycznym wywoływanym przez nieodwracalne inhibitory AChE. W badaniach 

nad ekotoksycznością DFP (CAS: 55-91-4, wysoko toksyczny insektycyd fosfo- 

417


roorganiczny, używany w okresie I wojny światowej jako środek paralityczno-drgawkowy) 

w stosunku do słonowodnych skorupiaków Artemia salina stwierdzili oni blisko 500-krotne 

zmniejszenie wartości LC50-24h dla organizmów z klasy wiekowej 72 h w porównaniu z klasą 

24 h (odpowiednio 117 mmol/l i 0,27 mmol/l). 

Barata i in. [2001], w badaniach nad toksycznością parationu (CAS: 56-38-2), stwierdzili 

duże zróżnicowanie w aktywności właściwej niespecyficznych i specyficznych esteraz 

u różnych pod względem genetycznym klonów D. magna – zarówno hodowanych w laboratorium, 

jak i pozyskanych z naturalnych zbiorników wodnych. Całkowita aktywność esteraz 

wynosiła od 14,9 do 62,3 U/mg białka. Autorzy Ci stwierdzili ponadto, że udział AChE 

w całkowitej ilości esteraz był różny u różnych klonów i wynosił od 94 do 99,1%. Najmniejszy 

był u organizmów pobranych ze środowiska. Ta niejednorodność w aparacie enzymatycznym 

bioindykatorów powodowała rozrzut wartości EC50-48h między klonami Daphnia 

magna – wynosiły one od 430 do 3050 ng/l. Autorzy stwierdzili również nieco mniejsze wartości 

EC50-48h dla samców niż dla samic pochodzących z tych samych zbiorowisk, jednak 

różnice te nie były istotne statystycznie. Na udział innych b-esteraz w mechanizmie toksycznego 

oddziaływania związków fosforoorganicznych i karbaminianów u rozwielitek wskazują 

także inne badania tego zespołu [Barata i in. 2004]. W przypadku insektycydów fosforoorganicznych 

(chlorpyrifos – CAS: 2921-88-2 i malation – CAS: 121-75-5) inhibicja karboksyloesterazy 

była nawet czulszym punktem końcowym niż inhibicja acetylocholinoesterazy. 

Uzyskane wartości stężeń IC50-48h wynosiły w przypadku karboksyloesterazy 1,0 i 6,5 nM, 

a AChE – 1,2 i 12,6 nM, odpowiednio dla malationu i chlorpyrifosu. W przypadku karbofuranu 

(CAS: 1563-66-2) stężenia inhibicyjne AChE były mniejsze niż karboksyloesterazy (odpowiednio 

516,6 i 896,3 nM). 

Duquesne i Kuster [2010] zwracają uwagę na inne niż unieruchomienie efekty obserwowane 

u skorupiaków Daphnia magna, narażonych na działanie małych stężeń insektycydu 

fosforoorganicznego – paraoksonu metylowego (CAS: 950-35-6). Autorzy Ci stwierdzili 

ponad 70% inhibicję AChE po 24 godzinach ekspozycji neonatów na stężenia insektycydu 

wynoszące ≥1000 ng/l. Badania lokomotoryczne wykazały, że stężenia ≥700 ng/l powodowały 

statystycznie istotne zwiększenie średniej prędkości pływania w porównaniu z próbą 

kontrolną. Stężenie paraoksonu metylowego wynoszące 1500 ng/l spowodowało około 

40% zmniejszenie szybkości konsumpcji pokarmu, a tym samym aktywności filtracyjnej 

skorupiaków. Badacze zauważają również istotne ograniczenie rozmiarów rozwielitek po 6 

dniach od 24-godzinnej ekspozycji na insektycyd. 

Hanazato [1999] w artykule przeglądowym, dotyczącym wpływu czynników antropogennych 

na komunikację w zbiorowiskach planktonowych przedstawił dane dotyczące innych 

subletalnych efektów działania małych stężeń insektycydów u rozwielitek. Krótka, 

10-godzinna, ekspozycja ciężarnych samic na stężenie karbarylu (CAS: 63-25-2, insektycyd 

z grupy karbaminianów, odwracalny inhibitor AChE) spowodowała wykształcenie u młodocianych 

samic drugiego stadium rozwojowego charakterystycznych dla samców wypu- 

418


stek i kolców w części głowowej oraz wyraźne wydłużenie części ogonowej, podobnie jak 

po narażeniu na substancje zakłócające układ hormonalny (EDC – ang. endocirne disrupting 

chemicals). Autor zauważa również, że równoczesna ekspozycja skorupiaków na insektycydy 

i kariomony powoduje potęgowanie negatywnego efektu inhibitorów AChE. 

Uzyskane w niniejszej pracy wyniki wskazują na istnienie silnej, dodatniej korelacji między 

efektami toksycznymi, wyrażanymi jako stężenia powodujące 50% inhibicję poszczególnych 

enzymów oraz standardowym testem immobilizacji Daphnia magna (tab. 3). 

Tabela 3. Współczynniki korelacji liniowej między wartościami stężeń EC50-t uzyskanymi w stosunku 

do różnych punktów końcowych testu 

Table 3. Linear correlation coefficients between different endpoints EC50-t’s 

Miara efektu 

toksycznego 

EC50-24h 

Współczynniki korelacji R 2 

EC50-15min 

EC50-48h 


EC50-48h 

AChE 

EC50-24h 1 - - - 

EC50-48h 0,940 1 - - 

EC50 


0,999 0,936 1 - 

EC50 - AChE 0,893 0,993 0,888 1 

Na istnienie dużej korelacji wyników uzyskiwanych w teście Fluotox z wynikami 48-godzinnego 

testu immobilizacji wskazuje także Załęska-Radziwiłł [2000], przy czym stosowanie 

szybkich testów enzymatycznych powinno mieć raczej zastosowanie w badaniach skriningowych 

[Załęska-Radziwiłł, 2000]. 

Jemec i in. [2007] w badaniach nad wpływem diazinonu (CAS: 333-41-5), kadmu (Cd +3 ) 

oraz chromu (Cr +6 ) na AChE i S-transferazę glutationową (GST), wykazali, że stosowanie 

subletalnych, enzymatycznych punktów końcowych w teście z Daphnia magna może mieć 

uzasadnienie jedynie w przypadku dokładnej znajomości mechanizmu toksycznego oddziaływania 

substancji chemicznych. W przypadku stężenia chromu powodującego ok. 20% immobilizację 

skorupiaków (280 mg/l) autorzy nie stwierdzili żadnych widocznych zmian w aktywności 

AChE i GST. Stężenie kadmu wynoszące ok. 20 mg/l powodowało 50% wzrost 

aktywności AChE. W przypadku insektycydu fosforoorganicznego stężenie powodujące blisko 

30% immobilizację nie spowodowało statystycznie istotnych zmian w aktywności enzymów. 

Brak obserwowanych zmian aktywności AChE autorzy tłumaczą możliwością metabolizmu 

diazinonu przez Daphnia magna. 

Printes i Callaghan [2004] wykazali, że w przypadku niektórych insektycydów fosforoorganicznych 

(acefat, CAS: 30560-19-1) zmniejszona nawet o 70% aktywność AChE nie 

ma wpływu na immobilizację rozwielitek, jednak w przypadku większości przebadanych insektycydów 

fosforoorganicznych autorzy ci stwierdzili silną korelację między inhibicją AChE 

a immobilizacją skorupiaków. 

419


Sanderson i in. [2007] wykorzystali zalecane przez UE modele QSAR do wyznaczenia 

wartości stężeń efektywnych dla ryb, skorupiaków i glonów 22 różnych BST i 27 znanych 

produktów ich abiotycznego rozkładu. Przedstawione przez tych autorów wartości są 6–7 

rzędów wielkości większe niż uzyskane w niniejszej pracy. Wskazuje to wyraźnie na konieczność 

opracowania bardziej dokładnych zależności regresyjnych dla poszczególnych 

klas substancji chemicznych, ponieważ używanie ich w obecnej postaci może prowadzić do 

ogromnych błędów, polegających zarówno na niedoszacowaniu, jak i przeszacowaniu ryzyka 

powodowanego przez związki chemiczne w środowisku naturalnym. Dlatego zasadne 

wydaje się ciągłe uzupełnianie istniejących baz danych o wyniki testów toksyczności zarówno 

dla istniejących, jak i nowo syntetyzowanych substancji chemicznych. 

5. Wnioski 

1. Toksyczność bojowych środków trujących w stosunku do skorupiaków Daphnia magna 

jest bardzo duża i zróżnicowana. Największą toksyczność w teście immobilizacji wykazywał 

związek VX. Wartości stężeń somanu powodujących 50% immobilizację bioindykatorów 

były większe o 2 rzędy wielkości, zaś sarinu – o 3 rzędy wielkości. 

2. Stężenia badanych BST, powodujące 50% inhibicję enzymu acetylocholinoesterazy po 

48-godzinnym narażeniu, były na poziomie zbliżonym do wartości EC50-48h uzyskanych 

w teście immobilizacji. 

3. Wartości stężeń EC50-15min uzyskane w teście Fluotox wskazują na potencjalny 

udział innych niż AChE enzymów z grupy hydrolaz w mechanizmie toksycznego działania 

związków fosforoorganicznych u bezkręgowców wodnych – np. enzymów rozkładających 

cukry. 

4. Uzyskane w niniejszej pracy wyniki wskazują na istnienie silnej, dodatniej korelacji 

między efektami toksycznymi wyrażanymi jako stężenia powodujące 50% inhibicję 

poszczególnych enzymów oraz standardowym testem immobilizacji Daphnia magna. 

Wskazuje to na możliwość użycia w przesiewowych badaniach związków fosforoorganicznych 

testów krótszych niż 48-godzinne. 


Barata C., Baird D.J., Soares A.M.V.M., Guilhermino L. 2001. Biochemical Factors 

Contributing to Response Variation among Resistant and Sensitive Clones of Daphnia 

magna Straus Exposed to Ethyl parathion. Ecotoxicology and Environmental Safety 

49(2): 155–163. 

Barata C., Solayan A., Porte C. 2004. Role of B-esterases in assessing toxicity of organophosphorus, 

(chlorpyrifos, malathion) and carbamate (carbofuran) pesticides to 

Daphnia magna. Aquatic Toxicology 66(2): 125–139. 

420


Bentley R. E., LeBlanc G. A., Hollister T. A., Sleight B. H. 1976. III. Acute Toxicity 

of Diisopropyl methyl Phosphonate and Dicyclopentadiene to Aquatic Organisms. 

EG and G Bionomics. MA. Wareham: 107. 

Burton D. T., Turley S. D., Shedd T. R Burrows E. P. 2002. Toxicity of Diisopropyl 

Methylphosphonate (DIMP) to Aquatic Organisms. Bulletin of Environmental Contamination 

and Toxicology 68(2): 282–289. 

Duquesne S., Küster E. 2010. Biochemical, metabolic, and behavioral responses and 

recovery of Daphnia magna after exposure to an organophosphate. Ecotoxicology and 

Environmental Safety 73(3): 353–359. 

Ellman L. G., Courtney K. D., Andres V., Featherstone R. M. 1961. A new and 

rapid colorimetric determination of acetylcholinoesterase activity. Biochemical Pharmacology 

(7): 88–95. 

Espiritu E. Q., Jansen C. R., Persoone G. 1995. Cyst-based toxicity tests VII. Evaluation 

of the 1 hour enzymatic inhibition test (Fluotox) with Artemia nauplii. Environmental 

Toxicology and Water Quality 10(1): 25–34. 

Green U., Kremer J. H., Zillmer M., Moldaenke C. 2003. Detection of chemical 

threat agents in drinking water by an early warning real-time biomonitor. Environmental 

Toxicology 18(6): 368–374. 

Hanazato T. 1999. Anthropogenic chemicals (insecticides) disturb natural organic chemical 

communication in the plankton community. Environmental Pollution 105(1): 137–142. 

Janssen C. R., Espiritu E. Q., Persoone G. 1993. Evaluation of the new “Enzymatic 

Inhibition” criterion for rapid toxicity testing with Daphnia magna. In: A. M. V. M. Soares, 

P. Calow (eds.) Progress in Standardization of Aquatic Toxicity Tests. Lewis Publishers, 

Boca Raton: 71–80. 

Jemec A., Drobne D., Tišler T., Trebše P., Roš M., Sepčić K. 2007. The applicability 

of acetylcholinesterase and glutathione S-transferase in Daphnia magna toxicity test. 

Comparative Biochemistry and Physiology, Part C 144(4): 303–309. 

Kłyszejko-Stefanowicz L. 2005. Ćwiczenia z biochemii. PWN, Warszawa. 

Lum K. T., Huebner H. J., Phillips Y. Li. nT. D., Raushel F. M. 2003. Organophosphate 

nerve agent toxicity in Hydra attenuate. Chemical Research in Toxicology 16: 

953–957. 

Łebkowska M., Załęska-Radziwiłł M., Słomczyńska B. 2004. Toksykologia środowiska 

– ćwiczenia laboratoryjne. Oficyna Wydawnicza Politechniki Warszawskiej, 

Warszawa. 

Manahan S. E. 2010. Toksykologia środowiska. PWN, Warszawa. 

OECD 2004. Daphnia sp., Acute Immobilisation Test and Reproduction. Test No 202. 

Printes L. B., Callaghan A. 2004. A comparative study on the relationship between 

acetylcholinesterase activity and acute toxicity in Daphnia magna exposed to anticholinesterase 

insecticides. Environmental Toxicology and Chemistry 23(5): 1241–1247. 

421


Sánchez-Fortún S., Barahona M.V. 2009. Toxicity and characterization of cholinesterase-inhibition 

induced by diisopropyl fluorophosphate in Artemia salina larvae. Ecotoxicology 

and Environmental Safety 72(3): 775–780. 

Sanderson H., Fauser P., Thomsen M., Sørensen P.B. 2007. PBT screening profile 

of chemical warfare agents (CWAs). Journal of Hazardous Materials 148(1–2): 210–215. 

Seńczuk W. 2005. Toksykologia współczesna. Wydawnictwo Lekarskie PZWL, Warszawa. 

Sidell F. R., Takafuji E. T., Franz D. R. 1997. Medical Aspects of Chemical and Biological 

Warfare. Textbook of Military Medicine, Washington. 

Vesela S., Kuca K., Juna D. 2006a. Toxicity of the nerve agent tabun to Daphnia magna, 

a new experimental species in military toxicology. Chemistry and Ecology 22(2): 

175–180. 

Vesela S., Kuca K., Juna D. 2008a. Efficacy and dosing of antidotes applied to Daphnia 

intoxicated by nerve agent tabun. Environmental Toxicology and Pharmacology (26): 

283–289. 

Vesela S., Kuca K., Juna D. 2008b. Daphnia intoxicated by nerve agent tabun can 

be treated using human antidotes. Environmental Toxicology and Pharmacology (25): 

329–333. 

Vesela S., Ondruska V., Kuca K., Patocka J. 2006b. Tests with Daphnia magna: 

A new approach to prescreen toxicity of newly synthesized acetylcholinesterase reactivators. 

Journal of Enzyme Inhibition and Medicinal Chemistry 21(4): 427–432. 

Załęska-Radziwiłł M. 2000. Toxicity assessment of chemicals using conventional 

acute D. magna tests, Toxkits and Fluotox microbiotests. New Microbiotests for Routine 

Toxicity Screening and Biomonitoring. Kluwer Academic/Plenum Publishers, New 

York: 273–277. 

422


Katarzyna Bojarska*, Zbigniew Bzowski**, Rafał Sołtysek*** 

Parafarmaceutyki niewiadomego pochodzenia 

a niebezpieczeństwo zatrucia rtęcią na przykładzie 

preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

Parapharmaceutical products of unknown origin 

and the risk of mercury poisoning on the example 

of medicinal preparation „Fufang Luhui Jiaonang” 

Słowa kluczowe: parafarmaceutyki, rtęć, ryzyko zatrucia. 

Key words: parapharmaceutical products, mercury, poisoning risk. 

Results of both mineralogical and chemical tests for aloe medicinal preparation „Fufang 

Luhui Jiaonang” are presented in the paper. According to the information presented on the 

leaflet this medicinal preparation has farmacological properties such as antibacterial, analgesic 

and anti-inflammatory actions. This para-medicine regenerates mucous membranes 

and suppresses constipations not causing diarrhoea and has not side effects. 

However, „Fufang Luhui Jiaonang” tests showed presence of mercury Hg in the amount 

of 37,9% in the form of sulfide (cinnabar). These results raises doubts the healing properties 

of medicinal preparation and assurance of no side effects. 

In connection with this, the potential toxic action of mercury is discussed and the results of 

medical examination conducted on the patient who was taking this para-medicine for a few 

years are also presented in the paper. 

* Dr inż. Katarzyna Bojarska – Laboratorium Analiz Odpadów Stałych, Zakład Monitoringu 

Środowiska, Główny Instytut Górnictwa, Pl. Gwarków 1, 40-166 Katowice; tel.: 32 259 22 80; 

e-mail: k.bojarska@gig.eu 

** Dr Zbigniew Bzowski – Pracownia Analiz Ekologicznych, Zakład Monitoringu Środowiska, 

Główny Instytut Górnictwa, Pl. Gwarków 1, 40-166 Katowice; tel.: 32 259 25 63; 

e-mail: z.bzowski@gig.eu 

*** Lek. med. Rafał Sołtysek – Centrum Medicover, ul. Gruszczyńskiego 2/4, 44-100 Gliwice; 

tel.: 32 411 95 96; e-mail: rsoltysek@gmail.com 

423

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski, Rafał Sołtysek 


Parafarmaceutyki są preparatami, które w ocenie producentów mają działanie lecznicze. 

Ze względu na skład i mechanizm działania powinny wywierać określone efekty skutkujące 

poprawą zdrowia, samopoczucia lub pozbyciem dolegliwości. Najczęściej nie jest to 

udowodnione badaniami klinicznymi. Często w składzie parafarmaceutyków występują mieszanki 

ziołowe i wyciągi z roślin wraz z substancjami mineralnymi, a skład oparty jest na starych 

recepturach (np. medycyna chińska). W przeciwieństwie do leków parafarmaceutyki 

nie są objęte rejestracją i nie prowadzi się weryfikacji ich składu chemicznego. 

Jednym z częstych składników parafarmaceutyków jest aloes lub ekstrakt z tej rośliny. 

Jego właściwości określane są jako lecznicze [www.ziola.lap.pl; www.apteka-aloes.com.pl.]. 

Takim preparatem zawierającym aloes jest również „Fufang Luhui Jiaonang”. 

Zgodnie z informacją zamieszczoną w ulotce preparatu wykazuje on właściwości 

farmakologiczne obejmujące działania bakteriobójcze, przeciwbólowe, przeciwzapalne 

i regenerujące błony śluzowe oraz skutecznie likwiduje zaparcia, nie powoduje biegunek 

i nie ma skutków ubocznych (rys. 1). 

Rys. 1. Ulotka informacyjna w opakowaniu preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

Fig. 1. Leaflet in the „Fufang Luhui Jiaonang” package 

424

Parafarmaceutyki niewiadomego pochodzenia a niebezpieczeństwo zatrucia rtęcią... 

Z widocznej na ulotce informacji wynika, że preparat zawiera również rtęć („…containing 

Merkury of China…”). W związku z tym podjęto badania w celu ustalenia zawartości 

i formy występowania tego metalu uważanego za silnie toksyczny dla człowieka. 

2. Metody badań 

Dla określenia składu preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” przeprowadzono badania mineralogiczne 

i chemiczne. 

Badania mineralogiczne wykonano rentgenowską metodą dyfrakcyjną (XRD), używając 

dyfraktometru firmy Philips PW 3710. Pomiary dyfraktometryczne przeprowadzono 

w Pracowni Rentgenowskiej Zakładu Mineralogii Wydziału Nauk o Ziemi Uniwersytetu 

Śląskiego w Katowicach. Stosowano metodę proszkową (DSH), promieniowanie CoK α 

z monochromatorem grafitowym. 

Skład mineralny zidentyfikowano na podstawie danych wzorców referencyjnych 

ASTM z „Tablic do identyfikacji minerałów metodą rentgenograficzną” autorów A. Gawła 

i M. Muszyńskiego [1992] oraz bazy wzorców ICDD PDF-4 (The International Centre for 

Diffraction Data) sprzężonej z dyfraktometrem programem PCPD FWIN v.1.30. Oznaczenia 

ilościowe poszczególnych faz w próbce wykonano metodą Rietvelda, opierając się na 

wzorcach strukturalnych bazy ICSD (Inorganic Crystal Structure Database). 

Badania chemiczne wykonano w Laboratorium Analiz Odpadów Stałych Zakładu Monitoringu 

Środowiska Głównego Instytutu Górnictwa w Katowicach. Skład chemiczny oznaczono 

metodą fluorescencji rentgenowskiej (XRF), wykorzystując spektrometr firmy Philips 

PW 1480. 

Po wstępnym rozpoznaniu sporządzono krzywe kalibracyjne na podstawie substancji 

HgSO 4 

na matrycy mineralnej CaSO 4 

+ CaCO 3 

. Oznaczenia techniką XRF oparto na procedurach 

wcześniej prowadzonych badań [Bzowski, Dawidowski 2000, Bzowski, Bojarska 

2003]. 

2. Wyniki badania składu preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

2.1. Skład mineralny 

Z przeprowadzonych badań mineralogicznych rentgenowską metodą dyfraktometryczną 

(XRD) wynika, że wśród krystalicznej części badanego preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

występuje kalcyt (CaCO 3 

), cynober (HgS) oraz kwarc (SiO 2 

). Poza fazami krystalicznymi 

w badanym preparacie występuje znaczna ilość substancji amorficznej (organicznej), na co 

wskazuje rozedrgana linia dyfraktogramu oraz charakterystyczne, znaczne podniesienie tej 

linii w przedziale kątowym 15-40 o 2θ (rys. 2). 

425


Rys 2. Dyfraktogram preparatu „Fufang Luhui Jiaonang”: C – cynober (HgS), K – kalcyt (CaCO 3 

), 

Q – kwarc (SiO 2 

) 

Fig. 2. Diffraction pattern of „Fufang Luhui Jiaonang”: C – cinnabar (HgS), K – calcite (CaCO 3 

), 

Q – quartz (SiO 2 

) 

Ze względu na nienaturalny charakter powstawania badanej próbki (nieznane procesy 

produkcyjne) trudno jest ustalić zawartość poszczególnych oznaczonych składników, 

a szczególnie ocenić ilość substancji amorficznej. 

Na podstawie wzorców strukturalnych bazy ICSD (Inorganic Crystal Structure Database) 

oraz na podstawie wcześniej prowadzonych badań mieszanin substancji i odpadów mineralnych 

wyliczyć można, że ilości faz krystalicznych w badanym preparacie „Fufang Luhui 

Jiaonang” przedstawiają się następująco: cynober (HgS) stanowi 45%, kalcyt (CaCO 3 

) 

– 18%, a kwarc (SiO 2 

) występuje w ilości śladowej – ok. 2%. Pozostałą ilość – 35% stanowi 

substancja amorficzna (organiczna). 

2.2. Skład chemiczny 

Oznaczenia składu chemicznego rentgenowską metodą fluorescencyjną (XRF) potwierdzają 

wyniki badań dyfraktometrycznych. Obecność rtęci w badanym preparacie „Fufang 

Luhui Jiaonang” potwierdzają liczne linie widmowe na spektrogramie XRF (rys. 3). 

426


Rys. 3. Linie rtęci (Hg) na spektrogramie preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

Fig. 3. Mercury lines on „Fufang Luhui Jiaonang” spectrogram 

W preparacie „Fufang Luhui Jiaonang” jako składniki podstawowe oznaczono rtęć w ilości 

37,9%, co w przeliczeniu na siarczek HgS (cynober) stanowi 44,0% oraz 9,55% CaO, 

który w połączeniu z CO 2 

może tworzyć ok. 17% CaCO 3 

(kalcyt). Pozostałe składniki chemiczne 

w preparacie stanowią: SiO 2 

– 1,20%, Al 2 

O 3 

– 0,33%, Fe 2 

O 3 

– 0,25%, MgO – 1,23%, 

Na 2 

O – 0,01%, K 2 

O – 0,48% oraz P 2 

O 5 

– 0,38%. Składniki te mogą być związane zarówno 

z krystaliczną substancją mineralną (cynober, kalcyt, kwarc), jak i substancją organiczną. 

Wyliczyć można, że ilość substancji organicznej stanowi ok. 35%. 

W preparacie „Fufang Luhui Jiaonang” w śladowych ilościach, występują: Mn – 384 

ppm (mg/kg), Zn – 123 ppm oraz Cu – 40 ppm. Ponadto w preparacie możliwa jest obecność: 

kadmu, ołowiu, srebra i arsenu, sulfofilnych pierwiastków geochemicznie związanych 

z rtęcią i siarką. Ze względu na bardzo dużą zawartość rtęci utrudnione jest jednak ilościowe 

ich oznaczenie. 

3. Dyskusja 

Coraz większa liczba ludzi, a później pacjentów przyjmuje tzw. chińskie leki, których 

skład jest słabo poznany. Istnieją doniesienia o toksyczności tych preparatów, ponieważ 

wśród ich składników wymienia się arsen, rtęć oraz ołów [Hardy i in. 1995, Garvey i in. 

2001]. 

427


3.1. Toksyczność rtęci 

Rtęć występuje w przyrodzie w formie metalicznej (Hg°), nieorganicznej jako HgS (cynober), 

HgCl 2 

i Hg 2 

Cl 2 

oraz w połączeniach organicznych jako CH 3 

Hg (metylorteć), (CH 3 

) 2 

Hg 

(dimetylortęć) i C 2 

H 5 

Hg (etylortęć) [Alloway 1995]. 

Do ekspozycji na rtęć może dochodzić drogą oddechową (pary rtęci), pokarmową 

i przez skórę (rtęć metaliczna, związki organiczne rtęci). Rtęć metaliczna (Hg°) słabo wchłania 

się z przewodu pokarmowego, natomiast pary rtęci metalicznej są silną toksyną wchłanianą 

głównie przez układ oddechowy. Organiczne połączenia rtęci mogą łatwiej uwalniać 

jony Hg 2+ natomiast toksyczność związków nieorganicznych rtęci zależna jest od rodzaju 

połączenia z resztą anionową i możliwością dysocjacji związku. Przy zatruciu ostrym głównym 

narządem krytycznym są płuca natomiast przy zatruciu przewlekłym narządami krytycznymi 

są: ośrodkowy i obwodowy układ nerwowy (zaburzenia zachowania, zaburzenia 

poznawcze, drżenia, polineuropatia) oraz nerki. Rtęć oddziałuje także na układ immunologiczny, 

a efekty tego działania wydają się w tym wypadku zależne od wrażliwości osobniczej. 

Obserwacje toksykologiczne skłaniają do wniosków, że rtęć sprzyja rozwojowi chorób 

autoimmunologicznych i alergicznych oraz zwiększeniu wrażliwości na infekcje [Nielsen, 

Hultman 2002, Pollard i in. 2005, Hemdan i in. 2007]. 

Rtęć również w powiązaniach organicznych wpływa na układ immunologiczny, co potwierdziły 

badania nad metylo- i etylo-rtęcią. Zjawiska te opisywane są w literaturze jako reakcja 

autoimmunologiczna indukowana rtęcią [Havarinasab, Hultman 2005]. Rtęć opisywana 

jest więc jako potencjalny kofaktor rozwoju chorób autoimmunologicznych człowieka 

[Silbergeld i in. 2005]. 

3.2. Cynober 

Wpływ cynobru (HgS) używanego w medycynie chińskiej na organizm człowieka nie jest 

dokładnie zbadany. W preparacie „Fufang Luhiu Jiaonang” stwierdzono 37,9% wagowych 

rtęci w postaci cynobru HgS (44–45%). Jest on substancją bardzo trudno rozpuszczalną 

(jego rozpuszczalność wynosi ok. 1,4·10 -24 g/dm 3 ). HgS nie rozpuszcza się w rozcieńczonym 

HCl, H 2 

SO 4 

i gorącym HNO 3 

, w siarczku i wielosiarczku amonu, natomiast rozpuszcza się 

w stężonych roztworach siarczków alkalicznych lub mieszaninie (NH 4 

) 2 

S i KOH (Lipiec, 

Szmal 1980). Cynober uwalnia pary rtęci w ilości 10 ng Hg/m 3 w suchym powietrzu [O’Neill 

1998], co może narażać na zatrucie drogą oddechową. W literaturze toksykologicznej brak 

jest dokładnych i powtarzalnych danych o wpływie cynobru (HgS) na organizm człowieka, 

szczególnie przy przewlekłej intoksykacji. 

W doświadczalnym podawaniu cynobru u zwierząt (myszy 10 mg/kg/24h, świnek morskich 

0,01–1,0 g/kg/24 godz.) stwierdzono jego przenikanie do krwi z układu pokarmowego, 

gromadzenie się rtęci w tkance ośrodkowego układu nerwowego, upośledzanie słuchu 

428


zwierząt oraz działanie ośrodkowe o charakterze sedatywnym, a nawet neurotoksycznym. 

Obserwowano, że niższe pH treści soku żołądkowego sprzyja zwiększeniu rozpuszczalności 

cynobru i tworzeniu Hg 2 

S(OH) + . Sugeruje to możliwość bezpośredniego działania rtęci 

na błonę śluzową żołądka [Huang i in. 2007 i 2008]. 

Dostępne jest także doniesienie o zatruciu noworodka po zaaplikowaniu mu substancji, 

określanej jako „lek homeopatyczny”, zawierającej siarczek rtęci. Stwierdzono u niego cechy 

uszkodzenia kłębuszków nerkowych (albuminuria) i podniesiony poziom rtęci w moczu 

[Montoya-Cabrera i in. 1991]. 

3.3. Badania pacjenta przyjmującego parafarmaceutyk „Fufang Luhui Jiaonang” 

Pacjent zgłosił odczuwalny spadek kondycji fizycznej przy grze w tenisa, a praktykuje 

ją cotygodniowo. W badaniach laboratoryjnych stwierdzono znaczną anemię mikrocytarną 

(poziom Hb 7,2 g/dl, Ery3,35 mln/uL ) o niewyjaśnionej przyczynie. Wykonano szereg badań 

obrazowych w tym TK, NMR, panendoskopię i kolonoskopię, a dobra tolerancja wysiłku 

sugerowała proces przewlekły. Przeprowadzono szczegółowy wywiad, który nie sugerował 

przyczyny dolegliwości, po czym w dniu następnym pacjent przyznał, że od około 4 lat, 

z powodu przewlekłych zaparć, zażywa znajdujący się w wolnej sprzedaży preparat „Fufang 

Luhui Jiaonang”. Zaparcia ustąpiły podczas jego przyjmowania, ale w gastroskopii 

ujawniono cechy przewlekłego stanu zapalnego żołądka. 

W badaniach serologicznych stwierdzono obecność przeciwciał przeciw komórkom 

okładzinowym żołądka APCA (antyparietal cell antibody) oraz przeciwciał przeciw czynnikowi 

Castla (IF). W badaniach laboratoryjnych opisano obniżony poziom Fe (14 μg/dl), niski 

poziom ferrytyny (8,08 ng/ml), hypowitaminozę B12 (100 pg/ml), brak podwyższenia 

stężenia jonów miedzi, cynku, ołowiu we krwi, stromą krzywą wchłaniania żelaza. W kolejnej 

dobie, to jest po mniej więcej 4 dniach od zaprzestania używania preparatu „Fufang Luhui 

Jiaonang”, przeprowadzono badania toksykologiczne, nie stwierdzając podwyższenia 

poziomu rtęci w moczu (0,6 μg/g kreatyniny). Rozpoznano autoimmunologiczne zapalenie 

żołądka. Po dwumiesięcznej suplementacji preparatami żelaza z kwasem askorbinowym 

stwierdzono unormowanie poziomu Hb i ustąpienie zgłaszanych dolegliwości. 

W przypadku opisanego pacjenta współistniały: autoimmunologiczne zapalenie żołądka, 

znaczna anemia mikrocytarna wynikająca z niedoboru żelaza oraz kilkuletnie zażywanie 

preparatu „Fufang Luhui Jiaonang”, w skład którego wchodzi cynober – siarczek 

rtęci (HgS). Badanie poziomu rtęci przeprowadzono po mniej więcej 4-dniowym okresie 

odstawienia preparatu, a ze względów etycznych nie można było przeprowadzić badania 

podczas zażywania HgS. Okres połowiczego zaniku rtęci określany jest dwufazowo: 

faza szybka wynosi ok. 3 dni, faza wolna – do 3 tygodni [Dokumentacja 2006]. Zebrane 

dane sugerują możliwość oddziaływania HgS na błonę śluzową żołądka oraz indukcję 

procesów autoimmunologicznych przez rtęć. Nie można wykluczyć powiązania pew- 

429


nych postaci autoimmunologicznego zapalenia żołądka z narażeniem na kilkuletnią ekspozycję 

na cynober. 

Komentarza wymaga także anemia u opisywanego pacjenta. Zmniejszenie kwaśności 

soku żołądkowego prowadzić może do anemii z niedoboru żelaza poprzez zaburzenie procesu 

przemiany jonu Fe 2+ do Fe 3+ . U opisywanego pacjenta wyraźnemu niedoborowi żelaza 

towarzyszył umiarkowany niedobór witaminy B12. Nie wyklucza się zaistnienia innych dodatkowych 

czynników hamujących resorpcję jonu żelazowego przy przyjmowaniu preparatu 

„Fufang Luhui Jiaonang”. 

Na wchłanianie żelaza wpływają również metale ciężkie, a cynober może zawierać pewne 

ilości metali, takich jak: cynk, kadm, miedź i mangan. Nie można wykluczyć hamowania 

procesu wchłaniania żelaza również przez inne składniki preparatu „Fufang Luhui Jiaonang”. 

Zastosowanie w tak zwanej medycynie naturalnej preparatu „Fufang Luhui Jiaonang” 

dla pacjentów z zaparciami nasuwa pytanie, czy nie wykorzystuje się objawów przewlekłej 

intoksykacji rtęcią z dodatkiem składników organicznych, na przykład soku z liści aloesu, 

co może tłumaczyć właściwości przeczyszczające tego preparatu. Jednoznaczne potwierdzenie 

lub wykluczenie intoksykacji rtęcią przy zażywaniu HgS zawartego w preparacie 

„Fufang Luhui Jiaonang”, nie może opierać się na jednostkowej obserwacji. Wymagałoby 

to potwierdzenia w badaniach na większej grupie pacjentów, co ze względów etycznych 

nie jest możliwe. 


Przeprowadzone badania mineralogiczne i chemiczne wykazały, że preparat „Fufang 

Luhui Jiaonang”, dostępny w sklepach z parafarmaceutykami, zawiera 37,9% rtęci w postaci 

siarczku rtęci (cynober – HgS). Skład mineralny uzupełniają kalcyt (CaCO 3 

), kwarc (SiO 2 

) 

i substancja amorficzna (organiczna – aloesowa?). 

W przypadku pacjenta przyjmującego preparat „Fufang Luhui Jiaonang” rozpoznano 

autoimmunologiczne zapalenie żołądka oraz znaczną anemię mikrocytarną wynikającą 

z niedoboru żelaza, co może być skutkiem długotrwałego oddziaływania rtęci w postaci cynobru 

(HgS). 

Mimo niepełnych danych toksykologicznych oraz braku wyników badań klinicznych 

o wpływie cynobru (HgS) na organizm człowieka można sugerować wstrzymanie dystrybucji 

preparatu. 


ALLOWAY B.J. 1995. Heavy metals in soils. Blackie Ac., Chapman & Hall, Glasgow UK. 

BZOWSKI Z., BOJARSKA K. 2003. XRD-XRF-ICP-GC/MS Analytical system in ecochemical 

assessment for utilisation of carboniferous wastes from Silesian Coal Basin (Po- 

430


land). In Proc. 12th Symp. „Mine Planning & Equipment Selection”, Kalgoorie WA, 

Australia: 497–500. 

BZOWSKI Z., DAWIDOWSKI A. 2000. XRD-XRF-ICP Analytic system in ecochemical assessment 

of industrial soil. In Proc.1st Conf. „Soils of Urban, Industrial, Traffic and Mining 

Areas” (SUITMA). Essen, Germany, 1: 189–193. 

DOKUMENTACJA 2006. Rtęć, pary i jej związki nieorganiczne – w przeliczeniu na Hg; Zespół 

Ekspertów ds. Czynników Chemicznych, Międzyresortowej Komisji ds. NDS i NDN 

pod kier. A. Kapota i M. Skrzypińskiej-Gawrysiak; Warszawa 2006 (niepublikowane). 

GARVEY G.J., HAHN G., LEE R.V. 2001. Heavy metal hazards of Asian traditional remedies. 

Journal of Environmental Health Research 11 (1): 63–71. 

GAWEŁ A., MUSZYŃSKI M. 1992. Tablice do identyfikacji minerałów metodą rentgenowską. 

Wyd. AGH Kraków. 

HARDY A.D., SUTHERLAND H.H., VAISHNAV R. 1995. A report on the composition of mercurials 

used in traditional medicines in Oman. Journal of Ethnopharma. 49 (1): 17–22. 

HAVARINASAB S., HULTMAN P. 2005. Organic mercury compounds and autoimmunity Autoimmun 

Rev. 4: 270–275. 

HEMDAN N.Y., LEHMANN I., WICHMANN G. 2007. Immunomodulation by mercuric chloride 

in vitro: application of different cell activation pathways. Clinic Exp Immunology 148 

(2): 325–337. 

HUANG C.F., HSU C.J., LIU S.H., LIN-SHIAU S.Y. 2008. Ototoxicity induced by cinnabar 

(a naturally occurring HgS) in mice through oxidative stress and down-regulated 

Na(+)/K(+) ATPase activities. Neurotoxicology 29 (3): 386–396. 

HUANG C.F., LIU S.H., LIN-SHIAU S.Y. 2007. Neurotoxicological effects of cinnabar 

(a Chinese mineral medicine, HgS) in mice. Toxicol Appl. Pharmacol. 224 (2): 192–201. 

LIPIEC T., SZMAL Z. 1980. Chemia analityczna z elementami analizy instrumentalnej. Państwowy 

Zakład Wydawnictw Lekarskich, Warszawa. 

MONTOYA-CABRERA M.A., RUBIO-RODRÍGUEZ S., VELÁZQUEZ-GONZALEZ E. 1991. 

Mercury poisoning caused by a homeopathic drug. Gac Med Mex. 127 (3): 267–270. 

NIELSEN J.B., HULTMAN P. 2002. Mercury-induced autoimmunity in mice. Environ Health 

Perspect 110, Supplement 5: 877–881. 

O'NEILL P. 1998. Chemia środowiska. PWN, Warszawa. 

POLLARD K. M., HULTMAN P, KONO D.H. 2005. Immunology and genetics of induced systemic 

autoimmunity. Autoimmun Rev. 4: 282–288 

SILBERGELD E.K., SILVA I.A., NYLAND J.F. 2005. Mercury and autoimmunity: implications 

for occupational and environmental health. Toxicol Appl. Pharmacol. 1: 282–292. 

www.ziola.lap.pl/index.php/aloes-aloe-wlasciwosci 

www.apteka-aloes.com.pl 

431


Irena Burzyńska* 

OCENA ZWIĄZKU MIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ ROZPUSZCZALNEGO 

WĘGLA ORGANICZNEGO W GLEBIE A STĘŻENIEM MINERALNYCH 

FORM AZOTU W PŁYTKICH WODACH GRUNTOWYCH Z ZAGRODY 

I JEJ OTOCZENIA 

ASSESSMENT OF RELATIONSHIP BETWEEN THE CONTENT 

DISSOLVED ORGANIC CARBON IN THE SOIL AND MINERAL FORMS 

OF NITROGEN IN THE SHALLOW GROUD WATER FROM FARMSTEAD 

Słowa kluczowe: rozpuszczalny węgiel organiczny, płytkie wody gruntowe, zagroda wiejska. 

Key words: dissolved organic carbon, the shallow ground water, the farm. 

Uncontrolled dispersion of the ingredients animal origin, especially nitrates, can be a source 

of health risk for humans and animals consuming of contaminated water. 

The study was conducted in farms from village Dziarnowo (Masovian Province) and 

Małszyce (Kujawsko-Pomorskie Province). Samples of the soil and the shallow ground water 

were taking from the monitoring points located on the farm. 

Negative statistically significant correlations of Spearman between the DOC content in soil 

and ammonium nitrogen concentration in the shallow ground water were obtained. Increasing 

of DOC content in soil from farms was accompanied a lower of nitrate infiltration into the 

ground water. 


Zagroda wiejska i jej otoczenie stanowi punktowe źródło zanieczyszczeń rolniczych. 

Nawozy organiczne składowane na terenie gospodarstwa stanowią niekontrolowane źródło 

transferu azotu, fosforu, potasu oraz materii organicznej do systemów wodnych [Chadwick 

i Chen 2002 oraz Sapek 2000, Sapek i Sapek 2007]. Rozpuszczalna materia glebo- 

* Dr Irena Burzyńska – Laboratorium Badawcze Chemii Środowiska, Instytut Technologiczno- 

-Przyrodniczy w Falentach, al. Hrabska 3, Falenty, 05-090 Raszyn; tel.: 22 735 75 68; 

e-mail: i.burzynska@itep.edu.pl 

432

Ocena związku między zawartością rozpuszczalnego węgla organicznego w glebie... 

wa (DOM) spełnia ważną rolę w biochemicznych przemianach m.in. węgla, azotu i fosforu 

oraz metali. Uczestniczy, między innymi, w procesach akumulacji, rozkładu oraz transporcie 

składników mineralnych w glebie [Kalbitz i in. 2000; Quallis i Richardson 2003]. Tempo 

uwalniania rozpuszczalnego węgla organicznego (DOC), rozpuszczalnego azotu organicznego 

(DON) i rozpuszczalnego fosforu organicznego (DOP) z gleby różni się w znacznie 

większym stopniu niż wcześniej zakładano [Kalbitz i in. 2000]. 

Celem niniejszej pracy była ocena wpływu RWO w glebie na przemieszczanie się mineralnych 

form azotu (N-NO 3 

i N-NH 4 

) do płytkich wód gruntowych z terenu zagrody i jej 

otoczenia. 


Do badań wykorzystano próbki gleby i płytkich wód gruntowych pobranych z gospodarstw 

demonstracyjnych projektu BAAP (Projekt Ograniczenia Zanieczyszczenia Wód Bałtyku 

ze Źródeł Rolniczych) realizowanego w Zakładzie Chemii Gleby i Wody IMUZ w Falentach. 

Szczegółowy opis zawierają prace Sapek [2000] oraz Sapek i Sapek [2007]. 

Badania prowadzono na terenie gmin rolniczych we wsiach: Małszyce (woj. kujawsko- 

-pomorskie) – 4 gospodarstwa i Dziarnowo (woj. mazowieckie) – 4 gospodarstwa 

Wieś Małszyce należy do gminy Ciechocin, położonej na glebach gliniastych zwałowych, 

piaskach nagliniastych oraz glebach brunatnych. Dzięki dobrym warunkom przyrodniczo-glebowym 

podstawową działalnością jest uprawa zbóż i roślin okopowych oraz wysoka 

produkcja żywca wieprzowego. Wieś Dziarnowo wchodzi w skład gminy Stara Biała, 

położonej w większości na glebach bielicowych. Gmina specjalizuje się w uprawie roślinnej 

(zboża) oraz hodowli zwierząt gospodarskich (dominuje drób, trzoda chlewna i bydło). 

Gleby z gospodarstw demonstracyjnych charakteryzowały następujące właściwości fizyko-chemiczne, 

tj. Małszyce: pH KCl 

– 6,5; C org 

– 19,1 g·kg -1 ; N og 

– 1,66 g·kg -1 . 

Dziarnowo: pH KCl 

– 6,9; C org 

– 26,1 g·kg -1 ; N og 

– 2,17 g·kg -1 . 

W latach 2001 i 2002 do badań pobierano próbki gleby z warstw: 0–10 i 10–20 cm oraz 

płytkich wód gruntowych ze studzienek kontrolnych usytuowanych na terenie zagrody i jej 

otoczenia. Próbki pobierano z miejsc stanowiących źródło rozpraszania zanieczyszczeń (tj. 

w pobliżu obory, miejsca składowania odchodów zwierzęcych itp.). Próbki gleby pobierano 

dwukrotnie w ciągu roku – wczesną wiosną i jesienią, a płytkie wody gruntowe z głębokości 

do 200 cm, co 1,5–2 miesiące w ciągu roku. 

Świeżo pobrane próbki ekstrahowano za pomocą 0,01 mol CaCl 2·dm -3 według zmodyfikowanej 

do potrzeb badań metody Houby i in. [1990]. W wyciągu z gleby oraz płytkich wodach 

gruntowych mierzono pH potencjometrycznie. Zawartość: RWO, N-NO 3 

i N-NH 4 

oznaczono 

metodą kolorymetrii przepływowej z segmentowanym strumieniem (SFA) zgodnie 

z procedurą SKALARA (Breda). 

433

Irena Burzyńska 


Zawartość rozpuszczalnych form węgla organicznego (RWO) oraz mineralnych form 

azotu (N-NO 3 

i N-NH 4 

) w glebie z zagrody wiejskiej i jej otoczenia w miejscowościach Małszyce 

i Dziarnowo była zróżnicowana (tab. 1). Znacznie większe zawartości RWO zanotowano 

w glebie z Dziarnowa. Była ona zasobniejsza w węgiel organiczny (C org 

– 26,1 g·kg -1 ) 

niż gleba z Małszyc (C org 

–19,1 g·kg -1 ). Wierzchnia warstwa gleby do 10 cm z gospodarstw 

demonstracyjnych w Dziarnowie zawierała kilkakrotnie więcej RWO oraz azotu azotanowego 

niż gleba z Małszyc. Znaczne wahania zawartości RWO oraz mineralnych form azotu 

w glebie były uzależnione od miejsca pobrania próbek. Największe ich zawartości zanotowano 

w pobliżu miejsc składowania obornika oraz budynków inwentarskich. 

Tabela 1. Wartość pH CaCl2 

oraz zawartość RWO i mineralnych form azotu: N-NO 3 

i N-NH 4 

w warstwie 

gleby (0–10 cm) z zagrody i jej otoczenia 

Table 1. pH CaCl2 

value and content of DOC and mineral form nitrogen: N-NO 3 

i N-NH 4 

in the soil 

(0–10 cm) from farmstead 

Miejscowość Parametr Średnia Mediana Min.–max. 

Odchylenie 

standardowe 

Kurtoza 

pH CaCl2 

6,44 6,49 4,94–7,99 0,72 -0,34 

MAŁSZYCE 

n=60 

DZIARNOWO 

n=117 

RWO mg·dm -3 12,58 11,82 9,92–20,86 2,94 3,17 

N-NO 3 

mg·dm -3 18,47 13,36 1,00–53,78 11,37 0,96 

N-NH 4 

mg·dm -3 0,43 0,22 0,01–1,46 0,43 0,35 

pH CaCl2 

6,91 6,91 5,32–7,98 0,69 -0,43 

RWO mg·dm -3 39,84 33,88 3,54–129,0 32,18 2,31 

N-NO 3 

mg·dm -3 69,20 50,45 5,04–240,0 57,40 2,28 

N-NH 4 

mg·dm -3 0,60 0,42 0,05–2,88 0,58 7,13 

Podobnie jak gleba, również płytkie wody gruntowe ze studzienek kontrolnych zainstalowanych 

na terenie gospodarstw w Dziarnowie zawierały znacznie większe stężenia 

zwłaszcza RWO oraz azotu azotanowego niż z Małszyc (tab.2). 

Rozkład stężenia RWO w płytkich wodach gruntowych z zagrody wiejskiej i jej otoczenia 

odbiegał od rozkładu normalnego – był asymetryczny i szpiczasty, gdyż znaczna liczba 

danych była zawarta w pierwszym przedziale stężeń: 0,01–10 mg RWO·dm -3 – w Małszycach 

i 0,01–50 mg RWO·dm -3 – w Dziarnowie (rys.1). 

Rozkład stężenia mineralnych form azotu (N-NO 3 

i N-NH 4 

) w płytkich wodach gruntowych 

był mocno asymetryczny. Największą liczbę danych dla stężenia N-NO 3 

w wodach 

gruntowych zanotowano w zakresie do 10 mg N-NO 3·dm -3 (rys. 2). Według rozporządzenia 

Ministra Środowiska z dnia 20 kwietnia 2010 r. [Rozporządzenie… 2010] jako najwyższe 

dopuszczalne stężenie (NDS) azotanów w wodach do spożycia przez ludzi przyjmuje się 

zawartość 50 mg NO 3·dm -3 , co odpowiada zawartości 11,3 N-NO 3·dm -3 . Blisko 86,7% wód 

434

zwłaszcza RWO oraz azotu azotanowego niż z Małszyc (tab.2). 

Tabela Ocena 2. związku Wartość między pH oraz zawartością zawartość rozpuszczalnego RWO i mineralnych węgla form organicznego azotu: N-NO 3 i w N-NH glebie... 4 

w płytkich wodach gruntowych z zagrody i jej otoczenia 

ze Table wsi 2. Małszyce pH value i 76,0% and z content Dziarnowa of DOC znajdowało and mineral się form w dopuszczalnych nitrogen: N-NO 3 przedziałach i N-NH 4 in stężeń, 

the shallow a pozostałe ground wody waters były from nadmiernie farm and it zanieczyszczone vicinity azotem azotanowym. 

Miejscowość Parametr/ jednostka Średnia Median Min.–max. Odczylenie Kurtoza 

Tabela 2. Wartość pH oraz zawartość RWO i mineralnych 

a 

standardowe 

form azotu: N-NO Standard 3 

i N-NH dev. 4 

w płytkich 

wodach pH gruntowych z zagrody 7,20 i jej otoczenia 7,05 6,30–8,74 0,64 -0,48 

Table MAŁSZYCE 2. pH value and content of DOC and mineral form nitrogen: N-NO 3 

i N-NH 4 

in the shallow 

n=50 

ground RWO waters from mg·dm farm -3 and 19,01 it vicinity 5,08 1,89–120,3 38,10 4,90 

N-NO 

Parametr/jednostka 

4 mg·dm -3 4,15 0,18 0,01–77,85 standardowe 13,35 21,03 

3 mg·dm -3 5,38 2,23 0,04–42,83 8,61 9,54 

Odchylenie 

Miejscowość N-NH Średnia Mediana Min.–max. 

Kurtoza 

pH pH 7,207,40 7,05 7,15 6,30–8,74 6,50–7,80 0,56 0,64 -0,51 -0,48 

DZIARNOWO 

RWO mg·dm -3 19,01 5,08 1,89–120,3 38,10 4,90 

n=47 MAŁSZYCE RWO mg·dm -3 71,16 48,21 1,99–334,8 76,84 2,72 

n=50 

N-NO 3 

mg·dm -3 5,38 2,23 0,04–42,83 8,61 9,54 

N-NO 

N-NH 4 

mg·dm 3 mg·dm -3 10,86 3,68 0,01–77,23 16,00 5,21 

-3 4,15 0,18 0,01–77,85 13,35 21,03 

N-NH 4 mg·dm -3 4,94 0,48 0,01–55,00 10,76 10,35 

pH 

7,40 7,15 6,50–7,80 0,56 -0,51 

Rozkład DZIARNO- stężenia RWO w płytkich wodach gruntowych z zagrody wiejskiej i jej otoczenia 

RWO mg·dm -3 71,16 48,21 1,99–334,8 76,84 2,72 

odbiegał WOod rozkładu normalnego – był asymetryczny i szpiczasty, gdyż znaczna liczba 

n=47 

N-NO 3 

mg·dm -3 10,86 3,68 0,01–77,23 16,00 5,21 

danych była zawarta w pierwszym przedziale stężeń: 0,01–10 mg RWO·dm -3 – w Małszycach 

N-NH 4 

mg·dm -3 4,94 0,48 0,01–55,00 10,76 10,35 

i 0,01–50 mg RWO·dm -3 – w Dziarnowie (rys.1). 

Histogram: RWO 

Histogram: RWO 

30 

Małszyce 

30 

Dziarnowo 

25 

25 

20 

20 

Liczba obs. 

15 

Liczba obs. 

15 

10 

10 

5 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 

RWO (mg dm -3 ) 

0 

0 50 100 150 200 250 300 350 

RWO (mg dm -3 ) 

Rys. 1. 1. Histogram stężenia stężenia RWO RWO (mg·dmw -3 ) płytkich w płytkich wodach gruntowych z gospodarstw z gospodarstw demonstracyjnych demonstracyjnych, 

mg·dm of DOC -3 

(mg·dm -3 ) concentration in the shallow ground water from demonstration farms 

Fig. 1. Histogram 

Fig. 1. Histogram of DOC concentration in the shallow ground water from demonstration farms, 

mg·dm -3 

Stężenie azotu amonowego w płytkich wodach z gospodarstw dochodziło do 80,0 mg 

N-NH 4·dm -3 . Tak wysokie stężenia tego składnika rejestrowano w pobliżu budynków inwentarskich 

oraz miejsc składowania obornika. Analizowane wody gruntowe w znacznej większości 

zawierały nadmierne stężenia N-NH 4 

i według rozporządzenia Ministra Środowiska 

z dnia 11 lutego 2004 r. były to wody pozaklasowe [Rozporządzenie… 2004]. 

435


Histogram: N-NH 4 

100 

Histogram: N-NO 3 

Małszyce 

110 

100 

Małszyce 

90 

90 

80 

80 

70 

70 

Liczba obs. 

60 

50 

40 

Liczba obs. 

60 

50 

40 

30 

30 

20 

20 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 

N-NO 3 (mg dm -3 ) 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 

N-NH 4 (mg dm -3 ) 

Histogram:N-NO 3 

Histogram: N-NH 4 

100 

Dziarnowo 

110 

100 

Dziarnowo 

90 

90 

80 

80 

70 

70 

Liczba obs. 

60 

50 

40 

Liczba obs. 

60 

50 

40 

30 

30 

20 

20 

10 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

0 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

N-NO 3 (mg dm -3 ) 

N-NH 4 (mg dm -3) 

Rys. 2. Histogram stężenia N-NO 3 

i N-NH 4 

w płytkich wodach gruntowych z gospodarstw demonstracyjnych, 

stężenia mg·dm N-NO -3 3 i N-NH 4 (mg·dm -3 ) w płytkich wodach gruntowych z gospodarstw 

Rys. 2. Histogram 

Fig. demonstracyjnych 2. Histogram concentration of N-NO 3 

i N-NH 4 

in the shallow ground waters from demonstration 

farms, concentration mg·dm -3 of N-NO 3 i N-NH 4 (mg·dm -3 ) in the shallow ground waters from 

Fig. 2. Histogram 

demonstration farms 

Na podstawie obliczeń korelacji nieparametrycznych rang-Spearmana otrzymano 

ujemne wartości współczynników między zawartością RWO i N-NO 3 

w wodach gruntowych 

z gospodarstw w Dziarnowie. Natomiast dodatnią wartość tego współczynnika otrzymano 

dla zawartości RWO i azotu amonowego w glebie z Małszyc i Dziarnowa. Obie formy azotu 

zachowywały się odmiennie w stosunku do RWO, zwiększaniu zawartości RWO w glebie 

towarzyszyło zwiększanie zawartości N-NO 3 

oraz zmniejszenie N-NH 4 

. Otrzymano dodatnią 

istotną wartość współczynnika korelacji między zawartością RWO w glebie z warstwy do 

10 cm a jego stężeniem w płytkich wodach gruntowych z Dziarnowa. Zwiększeniu zawar- 

436

Ocena związku między zawartością rozpuszczalnego węgla organicznego w glebie... 

tości RWO w glebie towarzyszyło zmniejszanie stężenia azotu azotanowego w płytkich wodach 

gruntowych z Dziarnowa. We wcześniejszych badaniach [Burzyńska 2004] wykazano 

związek między zawartością RWO w glebie a stężeniem fosforu, potasu, magnezu i manganu 

w wodach gruntowych z zagrody i jej otoczenia. Undurraga i in. [2009] wykazali, że 

rozpuszczona materia organiczna (DOM) obecna w roztworze glebowym może wchodzić 

w interakcje z koloidami glebowymi i tym samym może wpływać na zatrzymywanie bądź 

wymywanie składników mineralnych z gleby. W literaturze zagadnienia związku RWO ze 

składnikami mineralnymi w aspekcie ich przemieszczenia do wód gruntowych poświęcono 

niewiele prac, a istniejące prace najczęściej dotyczą gleb leśnych. 

Tabela 3. Korelacje rang Spearmana między zawartością RWO w glebie a rozpuszczalnymi formami 

N-NO 3 

i N-NH 4 

w glebie i płytkich wodach gruntowych z gospodarstw 

Table 3. Spearman correlations between DOC content in the soil and soluble forms of N-NO 3 

and N-NH 4 

in the soil and the shallow ground water from farms 

Parametr 

RWO 

RWO 

Warstwa gleb, 

cm 

Współczynniki korelacji rang Spearmana 

Wyciąg glebowy 0,01 mol CaCl 2·dm -3 Płytkie wody gruntowe 

pH N-NO 3 

N-NH 4 

RWO N-NO 3 

MAŁSZYCE 

0-10 -0,436* - -0,587** - - 

10-20 - 0,481* -0,494* - - 

DZIARNOWO 

0-10 - 0,302* - 0,276* 0,298* -0,297* 

10-20 - - - - -0,303* 

Objaśnienia: *statystycznie istotne, gdy α = 0,05; ** statystycznie istotne, gdy α = 0,01; n= 50. 

4. WNIOSKI 

1. Znaczne wahania zawartości RWO oraz N-NO 3 

i N-NH 4 

w glebie i w płytkich wodach 

gruntowych były uzależnione od miejsca pobrania próbek. Od 13 do 24% próbek płytkich 

wód gruntowych pobranych z gospodarstw demonstracyjnych była nadmiernie zanieczyszczona 

azotem azotanowym. 

2. Otrzymano ujemne wartości współczynników korelacji nieparametrycznych między zawartością 

RWO w glebie a stężeniem azotu amonowego w płytkich wodach gruntowych. 

3. Otrzymano dodatnią wartość współczynnika korelacji między zawartością RWO glebie 

do 10 cm głębokości a jego stężeniem w wodach gruntowych z terenu zagrody. 

4. Zawartość glebowego węgla organicznego może wpływać na zatrzymywanie w glebie, 

bądź uruchamiane łatwo rozpuszczalnych form składników mineralnych. W odniesieniu 

do azotu azotanowego zawartość RWO ograniczała przenikanie azotu azotanowego 

do płytkich wód gruntowych. 

437



BURZYŃSKA I. 2004. Współzależność między zawartością RWO w roztworze ekstrakcyjnym 

0,01 mol CaCl 2 

z wybranymi składnikami mineralnymi w wodach gruntowych. Woda-Środowisko-Obszary 

Wiejskie 4(2a): 525–535. 

CHADWICK D. R., CEN S. 2002. Manures. [in:] Agriculture, hydrology and water quality. 

Pr. Zbior. Red. P. M. Haygarth, S.C. Jarvis. Wallingford: CABI Pub. CAB Intern.: 57–82. 

HOUBA V. J. G., NOVOZAMSKI I., LEXMOUND TH., VAN DER LEE J. J. 1990. Applicability 

of 0.01 M CaCl 2 

as single extraction for the assessment of the nutrient status of soil and 

other diagnostic purposes. Communication Soil Sciences and Plant Analysis 21: 19–20. 

KALBITZ K., SOILINGER S., PARK J. H., MICHALZIK B., MATZNER E. 2000. Controls on 

the dynamics of dissolved organic matter in soils: a review. Soil Science 165: 277–304. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji 

dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia 

monitoringu oraz interpretacji wyników stanu tych wód (Dz.U. z 2011 r. 

Nr 32, poz. 284). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 20 kwietnia 2010 r. w sprawie jakości wody 

przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz.U. z 2010 r. Nr 72, poz. 466). 

SAPEK B. 2000. Wpływ zagrody i jej otoczenia na jakość wody, [w:] Dobre praktyki w rolnictwie 

– sposoby ograniczania zanieczyszczeń wód. Przysiek: 60–68. 

SAPEK A. i SAPEK B. 2007. Zmiany jakości wody i gleby w zagrodzie i jej otoczeniu w zależności 

od sposobu składowania nawozów naturalnych. Zeszyty Edukacyjne 11: 89–111. 

QUALIS R. G., RICHARDSON C. J. 2003. Factors controlling concentration, export, and 

decomposition od dissolved organic nutrients in the Everglades of Florida. Biochemistry 

62: 197–229. 

UNDURRAGA P. D., ZAGAL E. V., SEPULVEDA G. W., VALDERRAMA N. V. 2009. Dossolved 

organic carbon and nitrogen in andisol for six crop rotations with different soil 

management intensity. Chilean Journal of Agricultural Research 69: 445–454. 

438


Aleksandra Badora*, Jolanta Kozłowska-Strawska* 

WYBRANE WSKAŹNIKI JAKOŚCI ROŚLIN UPRAWNYCH 

SOME QUALITY INDICATORS OF ARABLE PLANTS 

Słowa kluczowe: toksyczność glinu, manganu, kadmu, ołowiu, selenu, jakość roślin. 

Key words: aluminum, manganese, cadmium, lead and selenium toxicity, quality of plants. 

Toxic form of aluminum and high Mount of manganese in 40% of arable land in Poland are 

the consequences of soil acidity and limited significant wheat yield and other arable plants. 

Symptoms of heavy metals toxicity, which decrease growth and development of plants are 

often connected with interaction between heavy metals and essential elements important 

for plants growing. For example antagonisms between cadmium and essential elements 

may decrease its toxic influence. Therefore the aim of this study was to describe the influence 

of some important toxic elements appear mostly on arable land on some quality indicators 

in plants. 


Zakwaszenie, a wraz z nim pojawienie się toksycznych form glinu i manganu, dotyczy 

40% powierzchni uprawnych na świecie i jest czynnikiem w największym stopniu limitującym 

plon pszenicy oraz innych roślin uprawnych [Parker i Pedler 1998]. Symptomy toksyczności 

metali ciężkich, takie jak chlorozy, nekrozy, zahamowanie wzrostu i rozwoju, są związane 

głównie z interakcjami między metalami ciężkimi a innymi pierwiastkami, spełniającymi ważną 

fizjologiczną rolę w roślinie [Marschner 1998]. Antagonistyczne interakcje między kadmem 

i pierwiastkami mają niekiedy istotny wpływ na zmniejszanie skutków jego toksyczności. 

Celem niniejszej pracy jest przegląd wpływu najważniejszych pierwiastków toksycznych, 

występujących na polach produkcyjnych, na zmiany niektórych wskaźników jakości 

roślin uprawnych. 

* Prof. dr hab. Aleksandra Badora, dr. Jolanta Kozłowska-Strawska – Katedra Chemii Rolnej 

i Środowiskowej, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; 

e-mail: aleksandra.badora@up.lublin.pl 

439

Aleksandra Badora, Jolanta Kozłowska-Strawska 

2. GLIN I MANGAN 

2.1. Glin w roślinie 

Obniżenie wszystkich wskaźników plonu wrażliwych gatunków roślin uprawnych w wyniku 

działania stresu glinowego zostało zaobserwowane przez wielu autorów [Weryszko- 

-Chmielewska i in. 1997, Badora 1998, Badora i in. 2000, Grenda i Badora 2001]. Symptomy 

toksyczności glinu są ściśle związane z symptomami niedoboru fosforu, wapnia 

i magnezu. Typowymi oznakami niedoboru fosforu jest redukcja zawiązków liściowych, 

zmniejszenie powierzchni oraz opóźnienie wykształcania blaszki liściowej, czy purpurowienie 

zielonych części rośliny, na skutek nadprodukcji antocyjanów w stosunku do chlorofilu 

[Staniak 2000]. Badora [1999] podaje, że pierwszymi objawami stresu glinowego 

zaobserwowanego na roślinach jęczmienia jarego są chlorozy charakterystyczne dla niedoborów 

magnezu oraz znaczny spadek masy systemu korzeniowego. Według cytowanej 

autorki pierwsze symptomy niedoboru fosforu, magnezu i wapnia występują przy ilości 

około 70 mg Al wymiennego na kg gleby. Powyżej tej wartości autorka stwierdza dalsze 

zmiany morfologiczne, polegające m.in. na braku przejścia rośliny z fazy wegetatywnej 

w generatywną. 

Toksyczny wpływ glinu ujawnia się przede wszystkim w korzeniach roślin. Według 

Marschnera [1998] jony glinu, po przedostaniu się do apoplastu, zajmują miejsca wymiany 

innych kationów wielowartościowych. Mechanizm inhibicji pobierania wapnia przez glin 

zachodzi według Huanga i in. [1992] w wyniku blokowania kanałów wapniowych w plazmolemmie, 

natomiast zahamowanie pobrania jonów magnezu następuje w wyniku blokowania 

przez jon Al specyficznego nośnika [Rengel i Robinson 1989]. W związku z antagonizmami 

między Al a Ca oraz Al a Mg, niektórzy autorzy [Kruger i Sucoff 1989; Marschner 

1998] sugerują, że ocena stosunków molowych wymienionych pierwiastków jest lepszym 

wskaźnikiem toksyczności Al niż badanie zawartości każdego z osobna. Marschner [1998] 

stwierdza ponadto, że nadmierna ilość mobilnych form glinu nie ma istotnego wpływu na pobieranie 

potasu przez roślinę. Osawa i Matsumoto [2001] wykazują jednak, że roślina traci 

pewne ilości jonów potasowych na skutek stresu glinowego, gdyż przy toksycznych zawartościach 

glinu w środowisku glebowym jednym z mechanizmów obronnych jest wydzielanie 

małocząsteczkowych kwasów organicznych (LMWOA). W celu zachowania elektroujemności 

w komórce po stracie anionów, roślina wydziela pewne ilości jonów potasowych do środowiska 

zewnętrznego. Przeciwny pogląd na wpływ nadmiernych ilości mobilnych form glinu 

na gospodarkę potasową rośliny prezentują Cakmak i Horst [1991], którzy stwierdzają 

istotne zmniejszenie wydzielania jonów potasowych przez korzenie soi w warunkach stresu 

glinowego. Wójcik i Wójcik [1998] wskazują natomaist na możliwość antagonizmów między 

glinem a żelazem, polegających, tak jak w przypadku magnezu, na współzawodnictwie 

o nośnik oraz na zajmowaniu przez glin miejsc żelaza na fitosideroforach. 

440

Wybrane wskaźniki jakości roślin uprawnych 

Według Marschnera [1998] korzeń jest „pierwszym celem ataku” toksycznych form glinu. 

Proces przenikania Al w tak małym stopniu do górnej części rośliny jest spowodowany 

według Ma i Hiradate [2000] następującymi czynnikami: 

1) jony glinu nie są w stanie w dużych ilościach przejść fizycznej bariery, jaką stanowią 

pasemka Casparyego; 

2) wysokie powinowactwo jonów Al do donorów O 2 

, takich jak grupy karboksylowe kwasu 

poligalakturonowego oraz polisacharydów unieruchamia glin w apoplaście bądź w symplaście; 

3) przepuszczalność błon cytoplazmatyczych jest zbyt mała, aby jony glinu mogły swobodnie 

dyfundować przez podwójne membrany cytoplazmatyczne; 

4) z powodu małej rozpuszczalności związków glinu w warunkach odczynu obojętnego, 

po wejściu jonów Al do cytoplazmy o pH około 7,0, ich rozpuszczalność gwałtownie się 

zmniejsza. 

Zaburzenia morfologiczne korzenia pod wpływem stresu glinowego objawiają się następująco: 

1) zwiększenie wielkości komórek epidermy, na skutek straty zdolności do podziałów; 

2) wzrost wielkości i ilości pęcherzyków i wakuol w komórkach korzenia, spowodowany 

wpływem jonów Al na syntezę błon cytoplazmatycznych; 

3) tworzenie się granulowanych złogów (stałych depozytów), w których oprócz glinu 

stwierdza się obecność związków fosforu oraz siarki, co oznacza, że w detoksykacji 

nadmiernej ilości jonów glinu na poziomie komórkowym czynny udział biorą: fityna, polifosforany 

oraz siarczany [Naumann i in. 2001]. 

Powiększenie rizodermy sprawia, że apoplast zostaje zmniejszony na korzyść symplastu, 

powodując zakłócenia transportu apoplastycznego (krótkiego), co w konsekwencji 

może doprowadzać do niedoborów mikro- i makro-elementów [Naumann i in. 2001]. W wyniku 

tych niekorzystnych zmian morfologicznych korzenia bardzo często są obserwowane 

symptomy stresu wodnego [Marschner 1998]. Jak podają Kruger i Sucoff [1989], dodatkowym 

czynnikiem powodującym wystąpienie symptomów stresu wodnego jest brak penetracji 

gleby przez system korzeniowy. 

Bardzo często w literaturze jest podkreślany niekorzystny wpływ jonów glinowych na 

przepuszczalność membran komórkowych [Cacmak i Horst 1991, Wójcik i Wójcik 1998, 

Ofei-Manu i in. 2001a, 2001b]. Autorzy ci sugerują zaburzenia funkcji membran na skutek: 

1) zakłóceń gospodarki potasowej rośliny; 

2) wzrostu szybkości formowania się kalozy; 

3) peroksydacji błon na skutek długotrwałego stresu glinowego; 

4) silnego współzawodnictwa jonów Al 3+ z jonami Ca 2+ , które stabilizują błony komórkowe 

(glin ma około 560 razy większe powinowactwo do fosfolipidów w membranach komórkowych 

niż wapń, ze względu na swoją budowę chemiczną – silne uwodnienie i mały 

promień jonowy [Akeson i in. 1989]. 

441


Chang i in. [1999] zwrócili uwagę na ścisły związek wszystkich opisanych wyżej mechanizmów. 

Autorzy spekulują, że pod wpływem jonów Al błony cytoplazmatyczne tracą swoją 

integralność, w wyniku czego są uwalniane pewne ilości jonów wapnia. Pod wpływem nadmiernej 

koncentracji jonów wapnia w cytozolu następuje szybka aktywacja enzymu syntazy 

β-1,3 glukanu, odpowiedzialnej za syntezę kalozy. Całemu procesowi towarzyszy peroksydacja 

błon białkowo-lipidowych. 

Pogląd, że mechanizm stresu glinowego na poziomie komórki wynika przede wszystkim 

z interakcji glin – wapń reprezentują również Jones i in. [1998]. Autorzy ci wyodrębnili 

„cele” glinu, ściśle związane z metabolizmem wapnia: 

1) inhibicja aktywności Ca – ATP-azy, tzw. pompy wapniowej, odpowiedzialnej za usuwanie 

nadmiaru jonów Ca 2+ poza obręb komórki; 

2) inhibicja kanałów wapniowych w komórce; 

3) łączenie się z makromolekułami komórkowymi, uczestniczącymi w przenoszeniu jonów 

wapnia i zmienianie ich konformacji m.in. kalmoduliną oraz 1,4,5-trójfosforanem 

inozytolu; 

4) wpływ na syntezę cytoszkieletów wapniowych (proces, który kontrolują jony wapnia). 

2.2. Mangan w roślinie 

Mangan w systemach biologicznych występuje na II, III oraz IV stopniu utlenienia, przy 

czym forma manganu (III) jest formą niestabilną [Marschner 1998]. Fizjologia manganu 

w roślinie jest ściśle związana z właściwościami pierwiastka. W przypadku, kiedy mangan 

znajduje się na drugim stopniu utlenienia, na jego pięciu orbitalach d znajduje się pięć niesparowanych 

elektronów. Z jednej strony taka konfiguracja jest bardzo stabilna energetycznie, 

z drugiej zaś sprawia, że mangan na drugim stopniu utlenienia (formie dominującej 

w roślinie) wchodzi w bardzo słabe interakcje z komponentami organicznymi [Campbell 

i Nable 1988]. Mangan jest pobierany jako kation dwuwartościowy i, w przeciwieństwie do 

glinu, bardzo szybko transportowany do części nadziemnych, dlatego objawy niedoboru 

bądź toksyczności manganu w pierwszej kolejności są widoczne na częściach nadziemnych 

roślin [Marschner 1998]. Toksyczność manganu w stosunku do roślin zależy, według 

tego autora, od przemian związków tego pierwiastka w glebie oraz od właściwości rośliny 

(gatunku i genotypu). Wpływy manganu na procesy fizjologiczne roślin mogą być rozpatrywane 

pod kątem jego niezbędności jako mikroelementu oraz pod kątem jego toksyczności. 

Tak jak w przypadku innych mikroelementów granica między niedoborem a nadmiarem Mn 

jest bardzo wąska [Marschner 1988]. 

Toksyczność manganu dla roślin jest znacznie mniejsza niż toksyczność glinu. Podobny 

spadek plonu ma miejsce przy zawartości aktywnej formy Mn, kilka do kilkanaście razy 

większej od wartości, przy której występuje toksyczne działanie glinu w środowisku [Badora 

1999, Badora i in. 2000, Grenda i Badora 2001]. 

442


Najczęstszym symptomem toksyczności manganu w przypadku fizjologicznie dojrzałych 

tkanek roślinnych jest pojawienie się ciemnych plam na liściach, chloroza brzegowa, 

chloroza wierzchołka blaszki liściowej, wysuszenie oraz defoliacja liści [Horst 1988]. Prawdopodobnie 

kolor plamek nie pochodzi od utlenionych tlenków manganu, lecz od utlenionych 

związków polifenolowych [Horst 1988, Marschner 1988, 1998]. Dystrybucja ciemnych 

plamek w różnych miejscach blaszki liściowej, jako najbardziej charakterystycznego symptomu 

toksyczności manganu, jest ściśle związana z zawartością manganu w suchej masie 

liścia. W przypadku młodych tkanek najczęstszym symptomem toksyczności manganu jest 

marszczenie lub fałdowanie się blaszki liściowej młodych liści. W wielu przypadkach stwierdza 

się także chlorozy blaszki liściowej powstałe w wyniku niedoboru żelaza, spowodowanego 

nadmiarem manganu [Horst 1988]. 

Według Kitao i in. [2001] symptomy toksyczności manganu odzwierciedlają jego koncentrację 

w roztworze glebowym. Koncentracja manganu w granicach 10 mg Mn·dm -3 

pożywki powoduje wystąpienie brązowych plam na liściach starszych. Większa koncentracja, 

około 10–50 mg Mn·dm -3 pożywki powoduje, że oprócz brązowych plam na starszych 

liściach pojawiaja się chlorozy na liściach młodszych. Koncentracje bardzo duże, 

przekraczające 200 mg Mn·dm -3 pożywki powodują (oprócz symptomów opisanych wyżej) 

charakterystyczne składanie się liści. Wszystkie opisane wyżej symptomy prowadzą 

do zmniejszenia tempa fotosyntezy, a wraz z tym – do istotnego zmniejszenia plonu [Horst 

1988, Marschner 1998, Reichman i in. 2001, Kitao i in. 2001]. Reichman i in. [2001], w badaniach 

dotyczących wpływu znacznych zawartości manganu w glebie na plon roślin, podają 

wskaźniki krytycznej, toksycznej koncentracji manganu w roztworze glebowym (ang. 

CCFT – Critical Concentration for Toxicity). Wskaźnik ten informuje o koncentracji manganu 

w roztworze glebowym, powodującej ponad 10% zmniejszenie biomasy w stosunku do biomasy 

roślin pochodzących z terenów nieskażonych manganem. Wartości wskaźników uzyskane 

przez wymienionych autorów dla 13 roślin uprawnych wynoszą 1,4–64 μmol Mn·dm -3 

roztworu glebowego. Wskaźnik CCFT w przypadku pszenicy zwyczajnej wynosił około 70 

μmol Mn·dm -3 [Reichmann i in. 2001]. 

Średnica jonu manganu (II), czyli formy dominującej w organizmach roślinnych, wynosi 

0,075 nm. Stanowi ona wartość pośrednią między jonem magnezu (0,065 nm), a jonem 

wapnia (0,099 nm). W związku z tym mangan w warunkach nadmiernych ilości w środowisku 

glebowym może konkurować lub zastępować jony wyżej wymiennych metali [Marschner 

1998]. Według Horsta [1988] interakcje między Mn a Ca doprowadzają do wystąpienia 

charakterystycznych symptomów – marszczenia i fałdowania młodych blaszek 

liściowych. Niezwykle ważnym wskaźnikiem toksyczności manganu wydaje się być stosunek 

Fe:Mn. [Badora 1999, Badora i in. 2000]. Toksyczne ilości manganu są akumulowane 

w ścianach komórkowych. Według Horsta [1988] akumulacja Mn w fizjologicznie mało aktywnych 

miejscach komórki jest naturalnym procesem obronnym organizmów roślinnych 

przed stresem. 

443


Mangan (II) utleniony przez peroksydazę (POD) do formy manganu (III) może być bardzo 

reaktywnym utleniaczem dla związków organicznych, doprowadzając do zmiany ich 

konformacji oraz destrukcji. Dalsze utlenianie do formy Mn(IV) powoduje natomiast detoksykację 

manganu w roślinie. Wzrost aktywności peroksydazy (POD) pod wpływem zwiększonej 

zawartości mobilnych form manganu w środowisku glebowym może doprowadzać 

do destrukcji auksyn i w konsekwencji do syntezy etylenu, odpowiedzialnego za defoliację. 

W wyniku tej reakcji mogą powstawać wolne rodniki, doprowadzające do peroksydacji błon 

lipidowych [Horst 1988]. Powyższy mechanizm ma ścisły związek z indukcją syntezy kalozy 

[Horst 1988, Marschner 1998]. Mechanizm syntezy kalozy w tkankach roślinnych opiera 

się na tych samych zasadach, jak opisany wcześniej mechanizm syntezy kalozy w wyniku 

nadmiernych ilości jonów glinu w środowisku glebowym. 

W przypadku nadmiaru mobilnych form manganu zmniejsza się także wskaźnik tempa 

fotosyntezy, a wraz z tym następuje wyraźne zmniejszenie plonu [Horst 1988, Badora 1999, 

Badora i in. 2000, Kitao i in. 2001]. 

3. OŁÓW I KADM 

3.1. Kadm w roślinie 

Kadm nie został sklasyfikowany jako element niezbędny do wzrostu i rozwoju roślin. 

Niektóre gatunki roślin charakteryzują się zdolnością znacznej akumulacji tego pierwiastka 

w warunkach skażenia środowiska glebowego [Badora i in. 2001, 2002]. Kadm jest pobierany 

wyjątkowo łatwo w postaci kationu Cd 2+ , jonów uwodnionych oraz chelatów metalo-organicznych, 

zarówno przez system korzeniowy, jak i liście, na ogół proporcjonalnie do jego 

stężenia w środowisku. Jest on przyswajany przez rośliny bez względu na właściwości gleb. 

Niektóre rośliny są odporne na duże stężenia kadmu. Metal występuje wtedy w postaci fitochelatyny, 

która nie wykazuje właściwości fitotoksycznych. Jony kadmu wykazują duże powinowactwo 

do grup sulfhydrylowych i wówczas tworzą trwałe połączenia z cysteiną i białkami 

[Janowska i Szymańska 2005]. 

Fitotoksyczność kadmu jest wynikiem zakłócenia procesów fizjologicznych wskutek 

zaburzeń w pobieraniu makro- i mikroelementów niezbędnych do prawidłowego funkcjonowania. 

Jak podają Motowicka-Terelak i Terlak [2000] może być także związana z deformacją 

układu korzeniowego. Kadm jest gromadzony w największych ilościach w korzeniach 

roślin. Najmniejszą jego zawartość odnotowano w łodygach [Jasiewicz i Antonkiewicz 

2002]. Wyjątek stanowią rośliny narażone na duży opad atmosferyczny kadmu, co powoduje 

kilkakrotnie większe nagromadzenie tego pierwiastka w liściach niż w korzeniach spichrzowych. 

Rośliny, podczas wzrostu na glebach o podwyższonych zawartościach kadmu, wykazują 

charakterystyczne symptomy toksyczności tego metalu: zahamowanie wzrostu, 

444


ograniczenie transpiracji, zaczerwienienie żyłek oraz chlorozę liści spowodowaną zmianą 

w strukturze chloroplastów, przekształcającą się w miejscach najintensywniejszej transpiracji 

w nekrozę. Liście ulegają skręceniu, a korzenie zgrubieniu i skróceniu. Związki kadmu 

wprowadzone do środowiska mogą stymulować wzrost roślin w wyniku ich naturalnych mechanizmów 

obronnych [Badora i in. 2001]. Badania Gaj [2000] dowodzą, że toksyczne oddziaływanie 

kadmu na rośliny jest najsilniejsze we wczesnych fazach rozwojowych. 

3.2. Ołów w roślinie 

Do chwili obecnej nie wykazano niezbędności ołowiu dla normalnego wzrostu i rozwoju 

roślin [Chłopecka i Adriano 1997, Tujaka i in. 2004]. Szkodliwy wpływ ołowiu wynika z jego 

dużego powinowactwa z makromolekułami, szczególnie białkami. Oddziałuje on na morfologię 

i anatomię roślin. Objawia się to głównie zahamowaniem wzrostu. Ołów hamuje podziały 

komórkowe oraz osłabia procesy metaboliczne [Furmanek i Andrzejewska-Ponomarev 

2006]. W korzeniach ołów gromadzi się w ścianach komórkowych endodermy i naczyń, 

zaburzając pobieranie wody i składników pokarmowych, co wpływa na opóźnienie procesów 

kiełkowania roślin [Chłopecka i Adriano 1997, Usman i in. 2006]. W warunkach niskiego pH 

ołów przyspiesza powstawanie niedostępnych form fosforu. Ołów inaktywuje podstawowe 

dla metabolizmu enzymy, narusza równowagę elektrolityczną, zaburza transport elektronów 

w mitochondriach i podczas fotosyntezy. Jest sprawcą stresu oksydacyjnego i powstawania 

wolnych rodników, które prowadzą do zakłóceń wzrostu i rozwoju roślin. Ich duże stężenie 

powoduje uszkodzenia strukturalne i funkcjonalne komórek. Jednym z następstw stresu 

oksydacyjnego jest peroksydacja lipidów [Furmanek i Andrzejewska-Ponomarev 2006]. 

Ołów jest gromadzony w roślinach nierównomiernie. Największe jego stężenia obserwuje 

się w organach narażonych bezpośrednio na kontakt z jego związkami [Kopcewicz 

i Lewak 2002]. Jako pierwiastek mało ruchliwy jest gromadzony głównie w korzeniach roślin. 

Tylko niewielka część (ok. 10%) pobranej ilości przedostaje się przez ksylem wraz 

z prądem transpiracyjnym do pędów [Chłopecka i Adriano 1997, Chwil i Weryszko-Chmielewska 

1998]. Pobieranie metalu przez korzenie jest procesem biernym i zależy głównie od 

koncentracji jonowymiennych form w glebie [Janowska i Szymańska 2005]. Przemieszczanie 

ołowiu z korzeni do części nadziemnych może być nawet dziesięciokrotnie większe wtedy, 

gdy jest on pobierany przez korzenie w formie kompleksu (Pb – EDTA), a nie jako jon 

Pb 2+ [Woźny 1998]. Ołów obecny w podłożu wywołuje karłowacenie systemu korzeniowego 

roślin, w wyniku silnej inhibicji wzrostu i powstających deformacji. Duże stężenia ołowiu 

wpływają na zaburzenia syntezy chlorofilu, czego rezultatem jest pojawienie się chlorozy na 

blaszkach liściowych [Chwil i Weryszko-Chmielewska 1998, Chwil 2001]. 

Wskaźnik akumulacji ołowiu w roślinach jest niski i kształtuje się w granicach od 0,01 

do 0,1. Mały współczynnik przenikania ołowiu z gleby do roślin wskazuje na jego silną sorp- 

445


cję w glebie i małą dostępność biologiczną dla roślin [Alloway i Ayres 1999]. Skażenie gleby 

ołowiem nie zawsze powoduje zmniejszenie plonu roślin, a w niewielkiej ilości może działać 

nawet korzystnie na ich wzrost i rozwój. Dopiero duże stężenie Pb w glebie działa toksycznie 

na wschody i wzrost roślin [Chwil i Weryszko-Chmielewska 1998, Ciećko i in. 2000]. 

4. Selen 

4.1. Wpływ selenu na rośliny 

Selen uznano za pierwiastek śladowy niezbędny w organizmach zwierzęcych i bakteryjnych, 

lecz kwestia jego niezbędności dla roślin wyższych ciągle pozostaje kontrowersyjna 

[Minorsky 2003]. Przypuszcza się jednak, że ma on pewne znaczenie w metabolizmie 

roślin, zwłaszcza akumulujących go w dużych ilościach [Kabata-Pendias i Pendias 1999; 

Szymańska i Hawrylak 2007]. Stwierdzono dodatni wpływ selenianów (VI) na zmiany aktywności 

i przepuszczalności błony komórkowej, co może stanowić jeden z pierwszych symptomów 

oddziaływania tego związku na rośliny [Kinraide 2003]. 

Na ogół zawartość selenu w roślinach odzwierciedla jego poziom w glebach i w wielu 

przypadkach jest dodatnio skorelowana z całkowitą zawartością tego pierwiastka w środowisku 

[Kabata-Pendias i Pendias 1999, Minorsky 2003, Szymańska i Hawrylak 2007]. Zawartość 

Se w roślinach wynosi od 0,01 μg·g -1 do 1,2 mg·g -1 suchej masy i zależy od gatunku 

rośliny, rodzaju gleby i ilości tego pierwiastka w glebie, warunków klimatycznych i wegetacyjnych, 

stosowanego nawożenia, a przede wszystkim od związku selenu dostępnego dla 

roślin [Wachowicz 1993, Szymańska i Hawrylak 2007]. Na pobieranie selenu przez rośliny 

wpływa odczyn gleby – wraz ze wzrostem pH zwiększa się przyswajanie tego pierwiastka 

[Pyrzyńska 2007]. Zwiększona ilość siarki w podłożu może zmniejszyć pobranie selenu, co 

może być tłumaczone współzawodnictwem jonowym. Przyswajanie selenu zwiększa się 

wraz ze wzrostem temperatury. Pobieranie selenu z gleb zawierających jego niewielkie ilości 

w temperaturze powyżej 20˚C może być nawet kilkakrotnie większe niż w temperaturze 

poniżej 14˚C [Pyrzyńska 2007]. Rośliny pobierają selen głównie w postaci selenianów (VI) 

i selenianów (IV) lub czasem w postaci selenków, zależnie od gatunku rośliny. Jak dowodzą 

badania wielu autorów roślina poprzedza pobranie selenu redukcją jego utlenionych 

form do selenu elementarnego. W warunkach umiarkowanych lub małych zawartości Se 

w glebie, jego ilość w roślinach nie przekracza 1 mg Se·kg -1 suchej masy [Minorsky 2003]. 

Rośliny mogą także przyswajać organiczne formy selenu, takie jak selenometionina, łatwo 

powstające z nieorganicznych związków tego pierwiastka w wyniku aktywności mikrobiologicznej 

w glebach oraz w osadach [Terry i in. 2000]. Stwierdzono ponadto, że organiczne 

formy selenu są szybciej pobierane przez korzenie roślin niż nieorganiczne związki tego 

pierwiastka [Zayed i in. 1998]. Rośliny są również zdolne do absorpcji lotnego selenu z atmosfery 

przez powierzchnię liści [Terry i in. 2000]. 

446


4.2. Nadmiary i niedobory selenu w roślinach 

Zdolność pobierania i akumulowania selenu przez rośliny różnych gatunków jest niejednakowa, 

dlatego proponuje się ich podział na trzy zasadnicze grupy [Ellis i Salt 2003]: 

1) rośliny selenolubne – akumulatory selenu – są indykatorami „selenowych prowincji biochemicznych” 

i nie pojawiają się na glebach ubogich w selen; należą do nich między 

innymi: Astragalus, Xylorrhiza, Oonopsis, Stanleya, Haplopappus, Morinda, Neptunia; 

rośliny te mogą gromadzić w tkankach organów nadziemnych od tysiąca do kilku tysięcy 

miligramów Se w 1 kg s.m. nie wykazując żadnych objawów zatrucia; ze względu 

na dużą zawartość tego pierwiastka, gatunki te są toksyczne zarówno dla ludzi, jak 

i zwierząt; 

2) rośliny umiarkowanie akumulujące selen, znane jako wtórne akumulatory selenu, mogą 

bez szkody dla siebie pobierać znaczne ilości tego pierwiastka; występują zarówno na 

glebach „selenowych”, jak i na glebach ubogich w selen; należą do nich między innymi: 

Aster, Gutirrezia, Helianthus, Agropyron, a także rośliny zbożowe: pszenica, żyto, 

jęczmień, kukurydza; 

3) rośliny, które pobierają niewielkie ilości selenu – odznaczają się małą tolerancją w stosunku 

do tego pierwiastka i źle rosną na glebach zasobnych w selen; należy do nich 

między innymi Boutelona. 

Podczas okresu wegetacyjnego koncentracja Se w roślinach ulega zmianom. Kierunek 

tych zmian może zależeć od poziomu tego pierwiastka w podłożu. Rozmieszczenie selenu 

w roślinie jest nierównomierne i u roślin poszczególnych gatunków niejednakowe. Zależnie 

od gatunku rośliny i warunków w jakich rośnie, zawartość selenu może wahać się od ilości 

śladowych do kilkunastu tysięcy miligramów w 1 kg suchej masy (akumulatory selenu). 

Rośliny zbożowe zawierają na ogół niewielkie ilości tego pierwiastka, jednak w warunkach 

większej zasobności podłoża w selen mogą go pobrać w większych ilościach (np. 

w ziarnie pszenicy znaleziono 200 mg Se·kg -1 suchej masy). Zazwyczaj bogatsze w selen 

są rośliny strączkowe, a jeszcze zasobniejsze – krzyżowe. Jak wynika z niektórych danych 

literaturowych [Szymańska i Hawrylak 2007] zapotrzebowanie roślin na siarkę determinuje 

skłonność rośliny do pobierania Se. Szczególnie dużo selenu akumulują grzyby. 

Mogą one gromadzić ponad 100 razy więcej tego pierwiastka aniżeli rośliny wyższe 

[Badora 2000]. 

Ze względu na chemiczne podobieństwo siarki i selenu rośliny pobierają, transportują 

i metabolizują oba pierwiastki, wykorzystując podobne mechanizmy. Pobierany w wyniku 

aktywnego transportu selenian (VI) konkuruje z siarczanami. Panuje pogląd, że oba aniony 

są przenoszone przez nośniki siarki w plazmalemmie. Transport selenianów w innych organizmach 

odbywa się także za pośrednictwem transporterów siarkowych. Ponadto w warunkach 

niedoboru siarki zwiększa się ekspresja enzymów zaangażowanych w metabolizm 

Se/S, co przyczynia się do zwiększonego pobierania selenianów [Terry i in. 2000]. 

447


Formy selenu w roślinach nie są do końca zidentyfikowane. Według wielu autorów selen 

zajmuje miejsce siarki w aminokwasach egzogennych, przy czym jest on wbudowywany 

w cysteinę w przypadku akumulatorów i metioninę w przypadku roślin pobierających mniejsze 

ilości selenu. W niektórych roślinach nieorganiczne formy selenu są przekształcane 

w metyloselenki, powodując ich przykry zapach [Badora 2000, Szymańska i Hawrylak 2007]. 

Nadmiar selenu działa toksycznie na rośliny nieselenolubne. Wywołuje zaburzenia 

w podziale i wzroście komórek, zmniejszoną syntezę białek, więdnięcie i usychanie liści, 

hamuje wzrost oraz powoduje śmierć niedojrzałych roślin. Ponadto nadmiar selenu zmniejsza 

pobieranie przez rośliny manganu, cynku, miedzi i żelaza [Jurkowska 1996]. Tolerancja 

roślin na selen może się zwiększać wraz ze wzrostem zaopatrzenia w siarczany i fosforany 

tak, że próg toksyczności selenu może być zróżnicowany w warunkach różnych stężeń tych 

anionów w środowisku korzenia [Terry i in. 2000]. 

Dla większości roślin selen jest pierwiastkiem zbędnym albo też ich zapotrzebowanie 

na ten pierwiastek jest tak małe, że zaspokajają je śladowe ilości selenu, będące zanieczyszczeniem 

podłoża [Wachowicz 1993]. Wyjątkiem są hiperakumulatory selenu, które 

mają prawdopodobnie zdolność do oddzielania nieorganicznej siarki od nieorganicznego 

selenu w chwili jego pobrania i skierowania do syntezy analogów aminokwasów niebiałkowych 

[Harborne 1997]. Nadmierne stosowanie nawozów sztucznych, środków owadobójczych, 

a także skażenia przemysłowe pogłębiają niedobór selenu w glebie i płodach rolnych 

[Wachowicz 1993]. 


W niniejszej pracy starano się w syntetyczny sposób podsumować oddziaływanie najważniejszych 

toksycznych pierwiastków na rośliny uprawne. Przeanalizowano mechanizmy 

toksycznego oddziaływania glinu, manganu, kadmu, ołowiu i selenu na komórki roślinne 

oraz drogi i skutki tych oddziaływań. 

W glebach zakwaszonych wskaźniki jakości roślin uprawnych zmieniają się głównie 

pod wpływem stresu glinowego i manganowego, bowiem w takich warunkach oba te pierwiastki 

uruchamiają się w dużych ilościach. Mechanizmy toksyczności obu tych pierwiastków 

są odmienne, a główna różnica polega na tym, że skutki nadmiaru glinu są widoczne 

najpierw w systemie korzeniowym, a potem dopiero, pośrednio, w częściach nadziemnych, 

natomiast toksyczny mangan jest transportowany do części nadziemnych i tam powoduje 

zmiany w roślinach. 

Kadm i ołów są pierwiastkami zbędnymi dla roślin uprawnych. Różnice w chemizmie 

obu tych pierwiastków wywołują różnice w ich mobilności w środowisku, co wpływa na ich 

ruchliwość, szybkość pobierania przez rośliny i siłę toksycznego oddziaływania. Szczególnie 

groźna, ze względu na wyżej wymienione paramenty, okazuje się nadmierna koncentracja 

kadmu w roślinach, gdyż pierwiastek ten łatwiej jest transportowany w roślinie i szyb- 



ciej oraz w mniejszych dawkach wywołuje jej zmiany jakościowe. Ołów gromadzi się przede 

wszystkim w korzeniach i tam wywołuje zmiany jakościowe, a także, pośrednio, zmiany ilościowe 

i jakościowe w częściach wegetatywnych. 

Rola selenu w roślinach nie jest do końca zbadana. Wydaje się, że mechanizmy oddziaływania 

tego pierwiastka w roślinie są podobne do mechanizmów oddziaływania siarki. 

Nadmiar selenu powoduje przede wszystkim negatywne skutki dla ludzi i zwierząt, a także 

dla roślin nieselenolubnych. 


AKESON M., MUNNS D., BURGAU R. G. 1989. Adsorption of Al 3+ to Phosphatidylocholine 

vesicles. Biochm. Biophys. Acta. 986: 33–40. 

ALLOWAY B. J., AYRES D. C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczenia środowiska. 


BADORA A. 1998. Wzrost, rozwój i plonowanie roślin w warunkach stresu glinowego i po 

skompleksowaniu jonów Al kwasami organicznymi. Zeszyty Naukowe Akademii Rolniczej 

im. H. Kołątaja w Krakowie 330: 153–162. 

BADORA A. 1999. Mobilne formy wybranych metali w glebach oraz niektóre aspekty ich 

immobilizacji. Rozprawa habilitacyjna. Wydawnictwo AR w Lublinie, Lublin. 

BADORA A. 2000. Selen – pierwiastek znany i nieznany. Biuletyn Magnezologiczny 5(3): 

214–221. 

BADORA A., FILIPEK T., GRENDA A. 2000. Wpływ mobilnych form Al i Mn na plon i niektóre 

stosunki pomiędzy pierwiastkami w dwóch odmianach pszenicy jarej. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Roln. 472: 73–81. 

BADORA A., GRENDA A. 2001. Wpływ obecności kadmu w środowisku glebowym na 

akumulację K, Mg, Ca i Cd w pszenicy twardej (Triticum turgidum L. var. durum) na tle 

zastosowanych środków wiążących. Biuletyn Magnezologiczny. 6(4): 457–565. 

BADORA A. FILIPEK T., KACZOR A., KRAWIEC Z. 2002. Podstawy i skutki chemizacji 

agroekosystemów. Red. T. Filipek. Wydawnictwo AR w Lublinie, Lublin: 242. 

BADORA A. 2002. Wpływ pH na mobilność pierwiastków w glebach. Zesz. Probl. Post. 

Nauk Rol. 482: 21–36. 

CACMAK I., HORST J. W. 1991. Effect of Aluminium on net Efflux of Nitrate and Potassium 

from Root Tips of Soybean (Glycine max). Physiol. Plant. 83: 463–468. 

CAMPBELL C. L., NABLE O. R. 1988. Physiological Functions of Manganese in Plants. In: 

Graham R. D., Hannam R. J., Uren E. C. (Eds) Manganese in Soils and Plants. Kluver 

Academic Publishers, Dordrecht: 139–154. 

CIEĆKO Z., WYSZKOWSKI M., ŻOLNOWSKI A. 2000. Działanie zanieczyszczenia gleby 

ołowiem i nawożenia wapnem na plonowanie i skład chemiczny kukurydzy. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Rol. 472: 129–136. 

449


CHANG Y., YAMAMOTO Y., MATSUMOTO H. 1999. Enhancement of Callose Production 

by a Combination of Aluminium and Iron in Suspension-Cultured Tobacco (Nicotiana 

tabacum) Cells. Soil Sci. Plant Nutr. 45(2): 337–347. 

CHŁOPECKA A., ADRIANO D. C. 1997. Influence of zeolite, apatite and Fe-oxide on Cd 

and Pb uptake by crops. The Science of the Total Environment 207: 195–206. 

CHWIL M., WERYSZKO-CHMIELEWSKA E. 1998. Wpływ wzrastających dawek ołowiu 

na rozwój siewek ogórka (Cucumis Sativus L. odm. Cezar F 1 

). Biopierwiastki w Naszym 

Życiu. III Środowiskowa Konferencja Magnezologiczna, Lublin: 139 – 146. 

CHWIL M. 2001. Zmiany morfologiczne w korzniach soi (Glycine max L. Merr.) w obecności 

ołowiu. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 476: 83–89. 

ELLIS D. R., SALT D. E. 2003. Plants, selenium and human health. Curr. Opin. Plant Biol. 

6: 273–279. 

FURMANEK T., ANDRZEJEWSKA-PONOMAREV M. 2006. Wpływ ołowiu na rozwój roślin 

pomidora Lycopersicon sp. określony w warunkach in vitro. Słupskie Prace Biol. 3: 5–12. 

GAJ R. 2000. Response of plants in early growth stages to heavy metal and nitrogen. 

Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 241–249. 

GRENDA A., BADORA A. 2001. Plant nutrition, food security and sustainability of agroecosystems 

through basic and applied research. Developments in Plant and Soil Sciences. 

92: 522–523. 

HARBORNE J. B. 1997. Biochemiczna adaptacja do warunków glebowych. A. Toksyczność 

selenu. W: Ekologia Biochemiczna. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa: 35–38. 

HORST J. W. 1988. The Physiology of Manganese Toxicity. In: Graham R. D., Hannam R. 

J., Uren E. C. (Eds) Manganese in Soils and Plants. Kluver Academic Publishers, Dordrecht:175–188. 

HUANG J. W., SHAFF J. E., GRUNES D. L., KOCHIAN L. V. 1992. Aluminium Effects 

on Calcium Fluxes at the Root Apex of Aluminium-tolerant and Aluminium-sensitive 

Wheat Cultivars. Plant Physiol. 98: 230–237. 

JANOWSKA B., SZYMAŃSKA K. 2005. Immobilizacja metali ciężkich w środowisku wodno-gruntowym 

poddanym presji antropogenicznej. W: T. Piecuch (red.) VII Ogólnopolska 

konferencja na temat: Kompleksowe i szczegółowe problemy inżynierii środowiska. 

Wydaw. Uczelniane Politechniki Koszalińskiej, Koszalin. 

JASIEWICZ Cz., ANTONKIEWICZ J. 2002. Wpływ odczynu gleby na pobranie metali ciężkich 

przez rośliny. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 482: 215–223. 

JONES L. D., GILROY S., LARSEN B P., HOWELL H. S., KOCHIAN V L. 1998. Effect of 

Aluminium on Cytoplasmic Ca 2+ Homeostasis in Root Hairs of Arabidopsis thalina (L.). 

Planta 206: 378–387. 

JURKOWSKA H. 1996. Selen w glebach i roślinach. Wszechświat 97 (2): 29–32. 


Warszawa. 

450


KINRAIDE T. B. 2003. The controlling influence of cell-surface electrical potential on the 

-2 

uptake and toxicity of selenate (SeO 4 

). Physiol. Plant 117: 64–71. 

KITAO M., LEI T. T., NAKAMURA T., KOIKE T. 2001. Manganese Toxicity as Indicated by 

Visible Symptoms of Japanese White Birch (Betula platyphylla var. japonica). Environmental 

Pollution 111: 89–94. 

KOPCEWICZ J., LEWAK S. 2002. Fizjologia roślin. PWN, Warszawa. 

KRUGER E., SUCOFF E. 1989. Aluminium and the Hydrolytic Conductivity of Quercus rubra 

L. root systems. J. Exp. Dot. 40: 659–665. 

MA F. J., HIRADATE S. 2000. Form of Aluminium for Uptake and Translocation in Buckwheat 

(Fagopyrum esculentum Moench). Planta 211: 355–360. 

MARSCHNER H. 1988. Mechanism of Manganese Acquisition by Roots from Soils. In: 

Graham R. D., Hannam R. J., Uren E. C. (Eds) Manganese in Soils and Plants. Kluver 

Academic Publishers, Dordrecht: 191–204. 

MARSCHNER H. 1998. Mineral Nutrition of Higher Plants. 2 nd Edition. Academic Press. 

Harcourt Brace & Company, Publishres, London, San Diego, New York, Boston, Sydney, 

Tokyo, Toronto: 3–680. 

MINORSKY P. V. 2003. Selenium in plants. Plant Physiol. 133: 14–15. 

MOTOWICKA-TERELAK T., TERELAk H. 2000. Fitotoksyczność glinu, kadmu i cynku 

w glebach zasiarczonych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 517–525. 

NAUMANN A., KUNZ U., LEHMANN H., STELZER R., HORST J. W. 2001. Effect of Aluminium 

on Root Morphology of Hydrangea macrophylla. In: W. J. Horst at al. (Eds.) Development 

in Plant and Soil Sciences. Kluver Academic Publishers, Dordrecht: 516–517. 

OFEI-MANU P., WAGATSUMA T., ISHIKAWA S., TAWARAYA K. 2001a. The Plasma 

Membrane Strength of the Root-Tip Cells and Root Phenolic Compounds Are Correlated 

with Al Tolerance in Several Common Woody Plants. Soil Sci. Plant Nutr. 47(2): 

359–375. 

OFEI-MANU P., WAGATSUMA T., ISHIKAWA S. 2001b. The Significance of Phenolic 

Compounds in Roots of Different Age on Al Resistance of Some Woody Plants. In: W. 

J. Horst at al. (Eds.) Development in Plant and Soil Sciences. Kluver Academic Publishers 

Dordrecht: 512–513. 

OSAWA H., MATSUMOTO H. 2001. Differential Regulation of Al-induced Release of Malate 

and K + in the Root Apex of Wheat. In: W. J. Horst at al. (Eds.) Development in Plant 

and Soil Sciences. Kluver Academic Publishers, Dordrecht: 488–489. 

PARKER R. D., PEDLER F. J. 1998. Probing the „Malate Hypothesis” of Differential Aluminium 

Tolerance in Wheat by Using Other Rhizotoxic Ions as Proxies for Al. Planta 

205: 389–396. 

PYRZYŃSKA K. 2007. Występowanie selenu w środowisku. W: Wierzbicka M., Bulska E., 

Pyrzyńska K., Wysocka I., Zachara B. A. (red.) Selen pierwiastek ważny dla zdrowia, 

fascynujący dla badacza. Malamut, Warszawa: 25–30. 

451


REICHMAN M. S., MENZIES W. N., ASHER J. C., MULLIGAN M. D. 2001. The Response 

of Eucalyptus camaldulensis to Elevated Concentrations of Mn. In: W. J. Horst at al. 

(Eds.) Development in Plant and Soil Sciences. Kluver Academic Publishers, Dordrecht: 

466–467. 

RENGEL Z., ROBINSON D. L. 1989. Competitive Al 3+ Inhibition of net Mg 2+ Uptake by Intact 

Lolium multiflorum Roots. I. Kinetics. Plant Physiol. 91: 1407–1413. 

STANIAK M. 2000. Wpływ glinu na organizmy roślinne. Fragmenta Agronomica 3(67): 97–106. 

SZTMAŃSKA M., HAWRYLAK B. 2007. Selen w roślinach. W: Wierzbicka M., Bulska E., 

Pyrzyńska K., Wysocka I., Zachara B. A. (red.) Selen pierwiastek ważny dla zdrowia, 

fascynujący dla badacza. Malamut, Warszawa: 69–87. 

TERRY N., ZAYED M., DE SOUZA M. P., TARUN A. S. 2000. Selenium in higher plants. 

Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 51: 401–432. 

TUJAKA A., TERELAK H., PIETRUCH Cz. 2004. Ołów w poziomach orno–próchniczych 

gleb rolniczych Polski. Roczniki Gleboznawcze Tom LV, 3: 213–219. 

USMAN A. R. A., KUZYAKOV Y., LORENZ K., STAHR K. 2006. Remediation of a soil contaminated 

with heavy metals by immobilizing compounds. J. Plant Nutr. Soil Sci. 169: 

205–212. 

WACHOWICZ B. 1993. Selen w roślinach. Wiadomości Botaniczne 37 (1/2): 87–89. 

WERYSZKO-CHMIELEWSKA E., KONARSKA A., BADORA A., FILIPEK T. 1997. Zmiany 

morfologiczne i anatomiczne w organach roślin zbożowych uprawianych na glebach 

silnie zakwaszonych. Ann. UMCS 5: 255–266. 

WOŻNY A. 1998. Ołów w roślinach – wnikanie, rozmieszczenie, reakcje. Zesz. Nauk. Kom. 

PAN „Człowiek i Środowisko” 21: 171–180. 

WÓJCIK P., WÓJCIK M. 1998. Rola wapnia w fitotoksyczności glinu. Postępy Nauk Rolniczych 

4: 26–39. 

ZAYED A. M., LYTLE C. M., TERRY N. 1998. Accumulation and volatilization of different 

chemical species of selenium by plants. Planta 206: 284–292. 

452


Monika Bojanowska* 

Wielopierścieniowe węglowodory AROMATYCZNE 

I POZOSTAŁOŚCI ŚRODKÓW CHEMICZNYCH W TŁUSZCZACH 

JADALNYCH 

POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS AND RESIDUES 

OF CHEMICALS IN EDIBLE FATS 

Słowa kluczowe: WWA, benzo(a)piren, pozostałości środków chemicznych, tłuszcze jadalne. 

Key words: PAH, benzo(a)pyrene, residues of chemicals, edible fats. 

Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH) constitute one of the largest and most varied 

groups of organic compounds with known toxic, mutagenic and carcinogenic properties. 

Sources of PAHs in food include environmental contamination during food processing, 

and thermal treatments of varying severity used in preparation and manufacture of food. 

Rape seeds, vegetable oils and edible fats may accumulate PAH contaminations, which 

creates a serious threat to human health. The objective of the study presented herein was 

to determine the level of PAH and residues of chemicals in vegetable fats (margarines and 

oils). The study showed that the content of PAH and residues of certain chemicals in samples 

of fats did not exceed the levels defined in standards currently valid in EU countries. 


Występowanie wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA) w produktach 

rolno-spożywczych jest spowodowane ich powszechną obecnością w środowisku 

i przedostawaniem się do roślin w okresie wegetacji oraz w wyniku technologicznych procesów, 

stosowanych w przetwórstwie surowców i przechowalnictwie produktów rolno-spożywczych. 

WWA dostają się do organizmu człowieka drogą wziewną i przez skórę oraz drogą 

pokarmową z wodą i żywnością, przy czym podstawowym źródłem pobrania tych związków 

jest żywność. Duży udział w pobraniu WWA przez organizm człowieka mają produkty rolni- 

* Dr Monika Bojanowska – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, 

ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 66 40; e-mail: monika.bojanowska@up.lublin.pl 

453

Monika Bojanowska 

cze, zwłaszcza pochodzenia roślinnego, w których zawartość WWA jest wprawdzie mała, 

ale ich spożycie bardzo duże [Oleszczuk 2002, Teixeira i in. 2007]. 

Wartość nasion rzepaku, będących surowcem w przemyśle tłuszczowym, jest ściśle 

uzależniona zarówno od technologii zbioru (dojrzałość, ilość uszkodzeń), jak i warunków 

oraz sposobu obróbki pozbiorowej, szczególnie suszenia, czyszczenia, transportu i przechowywania. 

Proces dosuszania lub suszenia nasion rzepaku jest jednym z istotniejszych 

etapów obróbki pozbiorowej tej rośliny. Błędy popełniane w czasie suszenia mogą wynikać 

zarówno z niewłaściwego obchodzenia się z bardzo wrażliwym materiałem, jakim są 

nasiona rzepaku (bogate w tłuszcz, białko i węglowodany podatne na zmiany temperatury 

podczas suszenia), jak również ze stanu technicznego suszarń używanych przez producentów 

rzepaku. Niezmiernie ważne jest więc, aby do suszenia rzepaku stosować jedynie 

suszarnie spełniające bardzo zaostrzone rygory technologiczne (ustabilizowana temperatura, 

równomierność suszenia, brak dostępu spalin) [Bojanowska i Czerwiński 2010, Jędra 

i in. 2008]. 

Również stosowanie środków chemicznych, zwłaszcza w terminie tuż przed zbiorem 

i w dużych dawkach, niesie zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt. Szczególnie groźne są 

pozostałości na nasionach i w glebie. Obecne na rynku środki chemiczne, przyspieszające 

i wyrównujące dojrzewanie roślin, typu Reglone, Roundup, Basta mają bardzo wielu zwolenników. 

Określenie zagrożeń związanych ze stosowaniem tego typu środków w uprawie 

rzepaku jest zagadnieniem bardzo ważnym z uwagi na wciąż rosnącą powierzchnię upraw 

tej rośliny. Takie potencjalne zagrożenia mobilizują do gruntownego poznania zarówno niebezpieczeństw, 

jak i korzyści wynikających ze stosowania desykantów [Bojanowska 2009, 

Pits i in. 2008]. 

Celem pracy było określenie poziomu WWA i pozostałości środków chemicznych w olejach 

i margarynach, stanowiących główne tłuszcze roślinne spożywane w Polsce. 


Materiał badawczy stanowiły wybrane oleje i margaryny kostkowe dostępne w sklepach. 

Zawartość WWA w wybranych tłuszczach jadalnych oznaczono rozpuszczając 

0,5-1 g próbki w 2,5 cm 3 CH 2 

Cl 2 

i dodając wzorca znaczonego izotopowo, zawierającego 

deuterowane: Acenaften-d10, Fenantren-d10, Chryzen-d12 i BaP-d12. Ekstrakt oczyszczano 

metodą wysokorozdzielczej chromatografii wykluczania (HR-SEC) z wykorzystaniem 

chromatografu cieczowego Breeze 1525 (Waters – USA). Po odparowaniu oczyszczony 

ekstrakt dozowano na system GC/MS pracujący w trybie SIM. 

Pozostałości środków chemicznych w badanych tłuszczach oznaczano rozpuszczając 

0,5 g próbki w mieszaninie metanol/aceton. Ekstraktry oczyszczano i frakcjonowano 

metodą chromatografii wykluczania (SEC) na kolumnach Envirogel GPC cleanup 19x150 

mm i 9x300 mm oraz kolumienkach SPE C-18. Końcowe oznaczenie wykonywano z wy- 

454

Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne i pozostałości środków chemicznych... 

korzystaniem LC-MS Agilent 1200 sprzężonego z detektorem Q-Trap 4000. Detektor masowy 

pracował w tym przypadku w trybie MRM podczas analizy pozostałości niezmienionych 

form pestycydów oraz w trybie SIM podczas analizy produktów degradacji. 


Zbadano zawartość 16 WWA w próbkach 4 margaryn kostkowych, używanych do smażenia 

i pieczenia oraz w 4 olejach rzepakowych, a także - porównawczo - w oleju lnianym 

i kokosowym. Zawartości poszczególnych WWA w olejach i margarynach oraz wskaźniki 

kancerogenności WWA przedstawiono w tabeli 1. W badanych margarynach i olejach rzepakowych 

dominowały węglowodory lekkie, m.in. naftalen, fenantren, acenaftylen i piren, 

a najwyższymi wartościami sumy lekkich WWA (naftalenu, acenaftylenu, acenaftenu, fluoranu, 

fenantrenu, antracenu i fluorantenu) oznaczały się margaryna M1 i M2, odpowiednio 

0,893 i 1,289 μg·kg -1 (rys.1). Wyniki te potwierdzają badania Jankowskiego i Obiedzińskiego 

[2001], wg których zawartość naftalenu i fenantrenu stanowiła 58% wszystkich badanych 

WWA w próbkach analizowanych tłuszczów jadalnych. 

Tabela 1. Zawartość WWA w olejach i margarynach (μg·kg -1 ) oraz wartości wskaźnika kancerogenności 

A; O1-O4 - oleje rzepakowe, M1-M4 - margaryny kostkowe. 

Związek 

Table 1. The content of WWA in oils and margarines (μg·kg -1 ) and values of the index of carcinogenicity 

A; O1-O4 - rapeseed oils, M1-M4 - bar-packed margarines 

Próbka 

O1 O2 O3 O4 M1 M2 M3 M4 

Olej 

kokosowy 

Olej 

lniany 

WWK 

Naftalen 0,351 0,091 0,051 0,232 0,232 0,484 0,081 0,113 0,023 0,019 0,001 

Acenaftylen 0,227 0,042 0,027 0,048 0,214 0,300 0,054 0,076 0,041 0,016 0,001 

Acenaften 0,038 0,014


0,9 

1,289 

lekkie WWA 

cięzkie WWA 

μg/kg μg·kg -1 

0,6 

0,3 

0 

O1 O2 O3 O4 M1 M2 M3 M4 L K 

próbka 

Rys. 

1. Zawartość sumy lekkich i ciężkich WWA w olejach i margarynach (μg /kg); 

Rys. 1. Zawartość O1− O4 − oleje sumy rzepakowe, lekkich M1−M4 i ciężkich − margaryny WWA kostkowe, w olejach L− olej i margarynach lniany, K− olej kokosowy. (μg·kg -1 ); O1- O4 - oleje 

Fig.1. rzepakowe, The content M1-M4 of light and - heavy margaryny PAH in oils kostkowe, and margarines L- (μg/kg); olej lniany, O1− O4 K- − rapeseed olej kokosowy. oils, 

M1−M4 − bar-packed margarines, L− linseed oil, K− coconut oil 

Fig. 1. The content of light and heavy PAH in oils and margarines (μg·kg -1 ); O1- O4 - rapeseed oils, 

M1-M4 - bar-packed margarines, L- linseed oil, K- coconut oil 

Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne stanowią liczną grupę, a ich toksyczność 

jest bardzo zróżnicowana. Najlepiej przebadanym i znanym związkiem jest benzo(a) 

piren, który ze względu na powszechność występowania w środowisku może być traktowany 

jako marker substancji o działaniu rakotwórczym i mutagennym na organizmy żywe, 

w tym szczególnie człowieka. Zgodnie z rozporządzeniem Komisji WE nr 208/2005 zawartość 

benzo(a)pirenu w produktach spożywczych nie powinna przekraczać 2 μg·kg -1 . 

W Niemczech stężenie sumy WWA, takich jak benzo(a)piren, benzo(e)piren, benzo(b,j,k) 

fluoranten, dibenzo(a,h)antracen, indeno(1,2,3-cd)piren, benzo(a)fluoranten, benzo(g,h,j) 

perylen, powinno być mniejsze niż 5 μg·kg -1 , a samego benzo(a)pirenu - na poziomie 

1 μg·kg -1 w wybranych produktach spożywczych [Oleszczuk 2002, Srogi 2007]. 

W badanych margarynach zawartość benzo(a)pirenu wynosiła 0,019-0,034 μg·kg -1 . 

Największą zawartość zanotowano w margarynie M2. 

W pracy analizowano również oleje, w których ilości poszczególnych WWA były nieco 

mniejsze niż w margarynach. W olejach rzepakowych zawartości poszczególnych węglowodorów 

były większe niż w oleju lnianym i kokosowym. Zawartość benzo(a)pirenu w olejach 

wynosiła 0,010-0,027 μg·kg -1 , przy czym minimalne ilości zanotowano w przypadku 

oleju lnianego i kokosowego. Poza zanieczyszczeniem materiału służącego do wyrobu oleju 

pewne ilości WWA mogą się w nim znaleźć w wyniku procesów wytwórczych, m.in. suszenia 

materiału, czy zanieczyszczenia rozpuszczalnikami stosowanymi do ekstrakcji [Jankowski, 

Obiedziński 2001]. W próbkach przemysłowych poddanych wysokiej temperaturze 

456


zachodzi zarówno proces zanieczyszczenia B(a)P, jak i proces jego rozpadu, którego produkty 

mogą być bardziej toksyczne niż B(a)P [Tys i in. 2003]. 

Istnieją pewne procesy przetwarzania olejów, które przyczyniają się do zmniejszenia 

zawartych w nich WWA. Zmniejszeniu zawartości lotnych dwu-, trzypierścieniowych węglowodorów 

oraz istotnemu zmniejszeniu zawartości węglowodorów cztero- i pięciopierścieniowych 

szczególnie sprzyja stosowana w procesach rafinacji wysoka temperatura i próżnia 

[Bojanowska i in. 2008]. 

Ważnym wskaźnikiem może być wskaźnik kancerogenności wszystkich WWA obecnych 

w produktach. Założono, że związkiem wzorcowym jest B(a)P, a siła działania rakotwórczego 

(nazwana względnym wskaźnikiem kancerogenności – WWK) innych związków 

jest obliczana w stosunku do siły działania B(a)P, której nadano wartość 1. I tak np. tylko dibenzo(a,h)antracen 

ma wartość WWK większą od jedności - równą 5, co oznacza, że jest 

5 razy bardziej kancerogenny od benzo(a)pirenu [Nisbet, LaGoy 1992]. 

Wyznaczone współczynniki zastosowano do obliczenia oczekiwanej liczby przypadków 

nowotworów. Liczne badania epidemiologiczne wykonywane u pracowników narażonych 

na WWA, w tym również na benzo(a)piren, wykazały wyraźną zależność między ekspozycją 

na te mieszaniny, a wzrostem ryzyka powstawania nowotworów [Agency… 1995]. Na 

podstawie wartości WWK i rzeczywistej zawartości poszczególnych związków (C 1 

– C 9 

dla 

WWA o wartości WWK od 0,01 do 5) w tłuszczach roślinnych (tab. 1) określono wartość 

umownego wskaźnika A, który jest nazywany wskaźnikiem kancerogenności WWA [Sapota 

2002]: 

gdzie: 

zawartych w nich WWA. Zmniejszeniu zawartości lotnych dwu-trzy pierścienio 

węglowodorów oraz istotnemu zmniejszeniu zawartości węglowodorów cztero-i 

pięciopierścieniowych szczególnie sprzyja stosowana w procesach rafinacji wys 

temperatura i próżnia [Bojanowska i in. 2008]. 

Ważnym wskaźnikiem może być wskaźnik kancerogenności wszystkich W 

obecnych w produktach. Założono, że związkiem wzorcowym jest B(a)P, a siła 

rakotwórczego (nazwana względnym wskaźnikiem kancerogenności – WWK) i 

związków jest obliczana w stosunku do siły działania B(a)P, której nadano warto 

np. tylko dibenzo(a,h)antracen ma wartość WWK większą od jedności równą 5 

że jest 5 razy bardziej kancerogenny od benzo(a)pirenu [Nisbet, LaGoy 1992]. 

Wyznaczone współczynniki zastosowano do obliczenia oczekiwanej liczby 

nowotworów. Liczne badania epidemiologiczne wykonywane u pracowników na 

WWA, w tym również na benzo(a)piren wykazały wyraźną zależność między ek 

te mieszaniny, a wzrostem ryzyka powstawania nowotworów [Agency… 1995]. 

podstawie wartości WWK i rzeczywistej zawartości poszczególnych związków ( 

WWA o wartości WWK od 0,01 do 5) w tłuszczach roślinnych określono wartoś 

wskaźnika A, który jest nazywany wskaźnikiem kancerogenności WWA [Sapota 

4 

A = 

gdzie: 

A = k 1 C 1 + k 2 C 2 + k 3 

i 

1 

1i 

k 1 

- k 4 

– wartości WWK poszczególnych WWA 

6 

9 

C + k 

i 4 C i 

3 

7i 

k 1 - k 4 - wartości WWK poszczególnych WWA 

C 1 

- C 9 

– zawartość poszczególnych WWA w badanych tłuszczach. 

C 1 - C 9 - zawartość poszczególnych WWA w badanych tłuszczach 

Wartości tych wskaźników w analizowanych próbkach wynosiły 

Wartości tych wskaźników w analizowanych próbkach wynosiły 0,065–0,285, a wartości 

maksymalne uzyskano dla oleju O1 oraz margaryny M4. 

0,065- 0,285, a wartości maksymalne uzyskano dla oleju O1 oraz margaryny M4 

Z analizy przebadanych tłuszczów wynika, że w żadnym z nich zawartość WWA nie 

Z analizy przebadanych tłuszczów wynika, że w żadnym z nich zawartość 

przekroczyła obowiązujących norm (śladowe ilości WWA, w tym także B(a)P), jednak poszczególne 

próby różniły się pomiędzy sobą (dotyczy to oleju O1 i margaryny M4, których 

przekroczyła obowiązujących norm (śladowe ilości WWA, w tym także B(a)P), 

poszczególne próby różniły się pomiędzy sobą (dotyczy to oleju O1 i margaryny 

wskaźnik A jest znacznie większy niż pozostałych). Świadczy to o tym, że zanieczyszczenie 

badanych tłuszczów związkami WWA jest różne i nie wynika tylko z jakości surowca 

(mniejsza zawartość poszczególnych węglowodorów w próbach nasion w porównaniu 

z produktami spożywczymi [Bojanowska i in. 2008, Bojanowska i Czerwiński 2010]). Należałoby 

więc przeanalizować zarówno technologię ich powstawania, jak i jakość komponentów, 

które zawierają. 

457


Trudno jest obecnie jednoznacznie przesądzać o znaczeniu dla zdrowia człowieka pozostałości 

tych związków w produktach rolno-spożywczych, ze względu na złożoność ich 

składu chemicznego oraz powszechność występowania w otoczeniu człowieka. Nawet najmniejsza 

obecność WWA w produktach spożywczych nie jest bezpieczna, ponieważ związki 

te mają zdolność do gromadzenia się w organizmach zwierząt i człowieka. 

Glifosat, czyli N-fosfonometyloglicyna, jest substancją biologicznie czynną bardzo popularnego 

herbicydu Roundup 360 SL oraz wielu innych (Agrofosat 360 SL, Avans 330 SL, 

Glyfos 360 SL itp.). Glifosat i jego metabolit (kwas aminometylofosfonowy) są uważane za 

nietoksyczne dla ssaków, ptaków, ryb, owadów i większości bakterii. Nie ulegają również 

bioakumulacji w tkankach zwierzęcych i płodach rolnych. Glufosynat, czyli fosfinotrycyna, 

to składnik aktywny herbicydu uniwersalnego, występujący w wielu preparatach, np. Basta, 

Ignite, Challenge, Liberty. Główne metabolity to kwas 2-metylofosfinooctowy oraz kwas 

3-metylofosfinopropionowy [Royer i in. 2000]. W Polsce największe dopuszczalne stężenie 

pozostałości pestycydów w produktach spożywczych jest określone przez rozporządzenie 

Ministra Zdrowia z dnia 16.05.2007 i dla glifosatu w nasionach rzepaku wynosi 10 mg·kg -1 , 

a dla glufosynatu w owocach i warzywach - 0,2-3 mg·kg -1 . Niestety nie są dostępne dane 

odnoszące się do pozostałości glufosynatu w innych produktach rolnych, w tym nasionach 

rzepaku. 

Zawartość glifosatu w olejach wynosiła 3,6-7,9 μg·kg -1 , a w margarynach - 0,8-3,7 

μg·kg -1 , przy czym największą zanotowano w oleju O1 i margarynie M4 (tab. 2). Największą 

zawartość glufosynatu zanotowano w oleju O3 – 11,6 μg·kg -1 oraz margarynie M2 – 2,4 

μg·kg -1 , a najmniejszą w oleju O2 – 4,8 μg·kg -1 i margarynie M3 – 1,6 μg·kg -1 . W oleju kokosowym 

i lnianym ilość glifostu i glufosynatu była mniejsza niż limit detekcji. Pochodna glifosatu 

– AMPA występowała we wszystkich analizowanych próbkach w ilości większej niż 

substancja wyjściowa. Zawartość pochodnej glufosynatu 3-MPPA w większości analizowanych 

tłuszczów była mniejsza. Zarówno glifosat, jak i glufosynat są to związki charakteryzujące 

się wysoką polarnością, bardzo dobrą rozpuszczalnością w wodzie oraz właściwościami 

kompleksującymi, co powoduje, że analiza tych związków w próbkach środowiskowych 

jest problematyczna. Ponadto związki te mają strukturę wspólną z aminokwasami i charakteryzują 

się małą absorpcją w UV oraz małą fluorescencją, dlatego, w porównaniu z innymi 

herbicydami (np. atrazyną), stosunkowo mało jest badań dotyczących środowiskowego występowania 

glifosatu i glufosynatu, szczególnie biorąc pod uwagę ich intensywne zużycie 

w świecie [Hidalgo i in. 2004, Royer i in. 2000]. 

Dikwat, stosowany w uprawie rzepaku, jest aktywnym składnikiem preparatów stosowanych 

w postaci roztworów wodnych (dibromek) jako czynnik osuszający, herbicyd i regulator 

wzrostu. Określono dopuszczalne stężenia dikwatu w produktach żywnościowych, 

włączając warzywa, mięso, mleko i jaja. Normy te, po bezpośrednim użyciu dikwatu, wynoszą 

w mg·kg -1 dla: produktów mięsnych - 0,05, mleka - 0,02, ziemniaków - 0,1, nasion lucerny 

– 3, soji - 0,2. W Polsce wg rozporządzenia Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 

458


Tabela 2. Zawartość pozostałości środków chemicznych i ich pochodnych (μg·kg -1 ) w olejach i margarynach; O1-O4 - oleje rzepakowe, 

M1-M4 - margaryny kostkowe 

Table 2. The content of chemicals residues and their derivatives in oils and margarines (mg·kg -1 ); O1-O4 - rapeseed oils, M1-M4 - barpacked 

margarines 

Glifosat 

AMPA- kw. aminometylofosfonowy 

Glufosynat 

3-MPPA – kw. 3-metylofosfinopropionowy 

Dikwat 

Tlenek 

dikwatu 

Ditlenek 

dikwatu 

Próbka 

O1 7,9 13 6,2 4,8 ND 1,2 8,0 

O2 3,6 5 4,8 2,4 2,2 0,8 11 

O3 4,2 8 11,6 6,7 ND ND 7,2 

O4 5,8 16 7,1 3,3 ND 0,6 6,8 

kokosowy ND 19 ND 27 ND ND ND 

lniany ND ND ND ND ND ND ND 

M1 1,4 2,8 2,1 1,5 

M2 0,8 1,4 2,4 3,2 0,3 0,9 6,4 

M3 2,3 3,7 1,6 0,7 ND ND 5,2 

M4 3,7 2,8 1,8 0,9 ND ND ND 

Objaśnienia: 

ND< 0,2 dla glifosatu, glufosynatu i pochodnych 

ND< 0,32 dla dikwatu i jego pochodnych 

459


07.04.2004 (z późn. zm.) dopuszczalna zawartość dikwatu dla rzepaku w materiale paszowym 

wynosi 0,5 mg·kg -1 , natomiast w produktach spożywczych, wg rozporządzenia Ministra 

Zdrowia z dnia 16.05.2007 (z późn. zm.) - 2 mg·kg -1 . 

W badanych olejach i margarynach nie zanotowano pozostałości dikwatu, z wyjątkiem 

oleju O2 – 2,2 μg·kg -1 i margaryny M2 – 0,3 μg·kg -1 , natomiast produkty jego degradacji 

(w szczególności ditlenek dikwatu) występowały w znacznie większej ilości (tab. 2). Pozostałości 

pestycydów we wszystkich analizowanych olejach i margarynach nie przekraczały 

norm określonych dla produktów spożywczych. 

4. WNIOSKI 

Przeprowadzone badania wykazały, że zawartość WWA w próbkach tłuszczów jadalnych 

nie przekracza obowiązujących w krajach UE norm. 

Wskaźniki kancerogenności WWA w margarynach były na ogół większe niż w olejach, 

jednak największym wskaźnikiem charakteryzował się olej O1. 

Zawartość pozostałości środków chemicznych, tj. glifosatu, glufosynatu i dikwatu oraz 

ich pochodnych nie przekraczała dopuszczalnych ilości tych związków w produktach spożywczych. 


Agency for Toxic Substances and Disease, U.S. Department of Health and Human Services 

1995. Toxicological profile for polycyclic aromatic hydrocarbons. Atlanta. 

BOJANOWSKA M. 2009. Środki chemiczne w uprawie rzepaku - korzyści i potencjalne zagrożenia. 

W: J. Tys (red.) Postęp naukowo-techniczny w pozyskiwaniu, przetwarzaniu 

i wykorzystywaniu odnawialnych źródeł energii: Wykorzystanie surowców rolniczych 

w energetyce. Wieś Jutra, Warszawa: 32-39. 

BOJANOWSKA M., CZERWIŃSKI J. 2010. Polycylic aromatic hydrocarbons in rape seeds 

with relation to their growing site and thermal treatment. Journal of Toxicology and Environmental 

Health Part A, 73(17-18): 1250-1259. 

BOJANOWSKA M., CZERWIŃSKI J. TYS. J. 2008. PAH in vegetable fats. Polish Journal of 

Environmental Studies 17(1): 207-212. 

HIDALGO C., RIOS C., HIDALGO M., SALVADO V., SANCHO J. V., HERNANDEZ F. 2004. 

Improved coupled-column liquid chromatographic method for the determination of 

glyphosate and aminomethylophosphonic acid residue in environmental waters. Journal 

of Chromatography A 1035: 153-157. 

JANKOWSKI P. S., OBIEDZIŃSKI M. W. 2001. Badania nad występowaniem wielopierścieniowych 

węglowodorów aromatycznych (WWA) w tłuszczach roślinnych i zwierzęcych. 

Tłuszcze Jadalne 36(3-4): 111-124. 

460


JĘDRA M., STARSKI A., GAWARSKA H., SAWILSKA-RAUTENSTRAUCH D. 2008. Zanieczyszczenie 

olejów roślinnych benzo(a)pirenem. Roczn. PZH 59(2): 131-138. 

OLESZCZUK P. 2002. Zanieczyszczenie żywności przez wielopierścieniowe węglowodory 

aromatyczne. Arch. Environ. Protect. 28(1): 107-118. 

NISBET I. C. T., LaGOY P. K. 1992. Toxic (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons 

(PAHs). Reg. Toxicol. Pharmacol. 16: 290-300. 

PITS N., KUBACKI K., TYS J. 2008. Influence of application of plant growth regulators and 

desiccants on a yield and quality of winter oilseed rape. Int. Agrophysics 22: 67-70. 

ROYER A., BEGUIN S., SOCHOR H., COMMUNAL P. 2000. Determination of glufosinate 

ammonium and its metabolite (AE F064619 and AE F061517) residues in water by gas 

chromatography with tandem mass spectrometry after ion exchange cleanup and derivatization. 

Journal of Agricultural and Food Chemistry 48: 5184-5189. 

Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 7.04.2004 w sprawie dopuszczalnych 

zawartości pozostałości środków ochrony roślin w paszach (Dz. U. 

2004 Nr 83, poz. 771, Nr 285, poz. 2864, z 2005 r. Nr 88, poz. 749). 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 16.05.2007 w sprawie najwyższych dopuszczalnych 

poziomów pozostałości pestycydów, które mogą znajdować się w środkach 

spożywczych lub na ich powierzchni (Dz.U. 2007 Nr 119, poz. 817). 

Rozporządzenie Komisji (WE) NR 208/2005 z dnia 4 lutego 2005 r. zmieniające rozporządzenie 

(WE) nr 466/2001 w odniesieniu do wielopierścieniowych węglowodorów 

aromatycznych. Dz.Urz. WE L 34/3 z 8.02.2005 r. 

SAPOTA A. 2002. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne. Dokumentacja proponowanych 

wartości dopuszczalnych poziomów narażenia zawodowego. Podstawy i Metody 

Oceny Środowiska Pracy 2 (32): 179-208. 

SROGI K. 2007. Monitoring of environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons: 

a review. Environ. Chem. Lett. 5: 169-195. 

TEIXEIRA V.H., CASAL S., OLIVEIRA B.P.P. 2007. PAHs content in sunflower, soybean and 

virgin olive oils: Evaluation in commercial samples and during refining process. Food 

Chemistry 104: 106-112. 

TYS J., RYBACKI R., MALCZYK P. 2003. Sources of contamination of rapeseed with 

benzo(a)pyrene. Int. Agrophysics 17: 131-135. 

461


Renata Czeczko* 

ZASTOSOWANIE METOD CHROMATOGRAFICZNYCH DO 

OZNACZANIA POZOSTAŁOŚCI PESTYCYDÓW W OWOCACH 

I WARZYWACH 

APPLICATION OF CHROMATOGRAPHIC METHODS TO DETERMINATE 

FOR RESIDUES OF PESTICIDES IN FRUITS AND VEGETABLES 

Słowa kluczowe: pestycydy, metody chromatograficzne. 

Keywords: posticides, chromatographic methods. 

In the paper issues concerning pesticide accumulation in fruits and vegetables are discussed. 

A short characteristic of extraction methods used for pesticide isolation from fruits 

and vegetables is presented and difficulties encountered during sample preparation are 

enumerated and highlighted. The employment of various chromatographic techniques to 

pesticide residue analysis is discussed. 


Pestycydy wprowadzono do powszechnego użycia, by niszczyć lub unieszkodliwiać organizmy 

niebezpieczne dla człowieka lub jego otoczenia. Ich nazwa, pochodząca od łacińskich 

słów: pestis – szkodnik i cedeo – niszczyć, bardzo dobrze określa cel ich działania. 

Pestycydy można podzielić na wiele grup zarówno ze względu na ich zastosowanie (zoocydy, 

herbicydy, fungicydy, regulatory wzrostu, desykanty, defloranty), jak i strukturę chemiczną 

(np. związki chloroorganiczne, fosforoorganiczne, pochodne kwasów fenoksykarboksylowych, 

pochodne kwasu karbaminowego, pochodne triazynowe). 

Stosowanie różnych środków ochrony roślin przynosi wiele niewątpliwych korzyści, 

do których można zaliczyć m.in. zwiększenie plonów upraw rolniczych dzięki ograniczaniu 

chorób roślin oraz niszczeniu patogenów, czy chwastów oraz zmniejszenie strat żywności 

w trakcie magazynowania i transportu. Niestety ich stosowanie ma też negatywne skutki, 

* Dr Renata Czeczko – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 

20-950 Lublin; tel.: 81 445 67 49; e-mail: renata.czeczko@up.lublin.pl 

462

Zastosowanie metod chromatograficznych do oznaczania pozostałości pestycydów... 

ponieważ wykazują one trwałość, zdolność do biokumulacji, czy też mobilność w środowisku 

naturalnym człowieka. Pestycydy ulegają w środowisku różnym przemianom oraz przemieszczają 

się między jego elementami. Docierają one do roślin w wyniku bezpośredniego 

oprysku ich powierzchni oraz przez system korzeniowy, mogą być również dostarczane 

w celu zapobiegania stratom żywności podczas magazynowania i transportu. Kumulacja 

szkodliwych pozostałości po tych zabiegach zależy od gatunku rośliny, rodzaju pestycydu, 

wielkości dawki oraz sposobu aplikacji. 

Do organizmu człowieka pestycydy przenikają głównie przez przewód pokarmowy, 

a dostarczone jednorazowo dawki tych środków nie są na ogół szkodliwe, jednak nawet 

niewielka ich ilość przyjmowana stale kumuluje się w organizmie i staje się niebezpieczna. 

Dlatego tak ważna jest kontrola poziomu pozostałości pestycydów w żywności. Na szczególną 

uwagę zasługują tu owoce i warzywa, gdyż ich spożycie corocznie wzrasta w związku 

z promowaniem zdrowego stylu życia. Właściwe urzędy, jak również producenci żywności 

są zobowiązani do monitorowania poziomu pozostałości pestycydów w owocach i warzywach 

i porównywania ich z najwyższymi dopuszczalnymi poziomami, określonymi w odniesieniu 

do poszczególnych pestycydów. 

Wybór odpowiedniej metody analitycznej do oznaczania pozostałości pestycydów zależy 

głównie od rodzaju produktu spożywczego poddanego badaniu, tzw. matrycy, oraz od 

struktury chemicznej oznaczanego pestycydu. Przed przystąpieniem do oznaczania analitów, 

należy wykonać wiele czynności poprzedzających ten proces, do których należą: właściwe 

pobranie próbki, ekstrakcja pestycydów z próbki, oczyszczanie ekstraktu oraz jego 

odpowiednie przygotowanie i dopiero na końcu identyfikacja odpowiednio dobraną techniką 

badawczą [Bziuk 2001, Cajka i in. 2008]. Metodami chromatograficznymi, służącymi do 

oznaczania pestycydów mogą być zarówno chromatografia gazowa (GC), która jest stosowana 

najczęściej, jak i chromatografia cieczowa (HPLC), cienkowarstwowa (TLC) oraz 

chromatografia z płynem w stanie nadkrytycznym (SFC) [Bziuk 2001, Juszczak 2008]. 

2. Etapy przygotowania prób do analizy 

W przypadku analizy owoców i warzyw, jak również innych prób pochodzących z materiału 

biologicznego, mamy do czynienia z różnorodnością i złożonością matryc w jakich 

pestycydy są oznaczane. Podczas pobierania prób musimy zwrócić uwagę na to, by były 

one reprezentatywne i jednorodne. Ze względu na małe stężenie pozostałości pestycydów 

w owocach i warzywach etap przygotowania prób do analizy wymaga często nie tylko 

wyodrębnienia z matrycy, ale również zatężenia przed oznaczaniem. Podczas izolacji 

i wzbogacania zwiększa się stosunek ilości mikroskładników do makroskładników, co poprawia 

parametry analizy. Do najczęściej stosowanych metod ekstrakcji można zaliczyć 

ekstrakcję do fazy stałej SPE, polegającą na przepuszczaniu analizowanej próbki przez 

złoże umieszczonego w kolumnie sorbentu, na którym następuje zatrzymanie oznacza- 

463

Renata Czeczko 

nych związków. Zatrzymane cząsteczki wymywa się następnie niewielkimi porcjami odpowiednio 

dobranego rozpuszczalnika, którym najczęściej jest aceton, acetonitryl czy octan 

metylu. Do ekstrakcji można też zastosować zmodyfikowaną formę SPE, czyli SPME (mikroekstrakcja 

do fazy stałej). W metodzie tej anality są zatrzymywane na fazie stacjonarnej 

zamkniętej w mikrostrzykawce i bezpośrednio przenoszone do dozownika chromatografu 

bez etapu wymywania rozpuszczalnikami. Jedną z często stosowanych metod 

ekstrakcji jest ekstrakcja ciecz-ciecz, polegająca na wydzieleniu analitów za pomocą odpowiednio 

dobranego rozpuszczalnika. Najczęściej jest to aceton czy acetonitryl, dobrze 

mieszające się z wodą, której w przypadku warzyw i owoców jest w próbce bardzo dużo. 

W ten sposób wyizolowane pestycydy są następnie ekstrahowane do lotnych, niemieszających 

się z wodą rozpuszczalników, takich jak dichlorometan, eter naftowy lub inne, 

w zależności od polarności pestycydów. Kolejną metodą ekstrakcji pestycydów jest ekstrakcja 

z fazy stałej, która jest dość prostą i efektywną metodą, polegającą na rozdrobnieniu 

próby, a następnie wymieszaniu jej z sorbentem w stanie stałym, takim jak np. żel 

krzemionkowy czy Florisil, i umieszczeniu na kolumnie przemywanej rozpuszczalnikiem 

[Sadowska-Rociek i Cieślik 2008]. 

Ważnym elementem przygotowania prób do analizy jest oczyszczenie ekstraktów ze 

związków, które mogłyby przeszkodzić w dokładnym ilościowym i jakościowym przebiegu 

analizy. Oczyszczanie ekstraktów może być prowadzone jednocześnie z procesem 

ekstrakcji lub może to być niezależny proces (chromatografia żelowa, chromatografia adsorbcyjna). 

3. OZNACZANIE PESTYCYDÓW 

Końcowym etapem analizy jest identyfikacja i ilościowe oznaczanie związków właściwie 

dobraną metodą badawczą. Dobór metody w dużym stopniu jest uzależniony od struktury 

pestycydów. Można wymienić takie metody jak chromatografia gazowa, chromatografia 

cieczowa, chromatografia cienkowarstwowa z użyciem selektywnych i specyficznych detektorów, 

testy immunologiczne czy spektrometria UV [Juszczak 2008]. Najczęściej stosuje się 

metodę HPLC, w przypadku związków polarnych, niestabilnych chemicznie i nietrwałych, 

oraz GC w przypadku związków zarówno polarnych, jak i niepolarnych, co daje możliwość 

jednoczesnego oznaczenia pestycydów z różnych grup. 

Ważnym elementem analizy jest właściwa detekcja rozdzielanych związków. Najczęściej 

używanymi detektorami do oznaczania pozostałości pestycydów są: detektory spektrometru 

mas, wychwytu elektronów, płomieniowo-jonizacyjny, płomieniowo-fotometryczny 

czy termojonowy, czuły na związki azoto- i fosforoorganiczne. W ostatnich latach dużą popularnością 

cieszy się również metoda GCxGC, czyli dwuwymiarowa chromatografia gazowa, 

dająca większą czułość, lepszy rozdział pików oraz zmniejszenie wpływu matrycy na 

wyniki oznaczenia [Walorczyk 2008]. 

464

Zastosowanie metod chromatograficznych do oznaczania pozostałości pestycydów... 

Należy również wspomnieć o jednej z najnowszych metod oznaczania pozostałości 

pestycydów, która jest coraz bardziej rozpowszechniona w świecie, jaką jest technika Qu- 

EChERS, czyli szybka, prosta, tania, efektywna i bezpieczna. Niewątpliwą zaletą tej metody 

jest niewielkie zużycie próbki i odczynników, co znacznie zmniejsza koszt analiz. Jest to 

metoda mało pracochłonna, ponieważ stosuje się tu jedynie wirowanie i wytrząsanie próby 

[Sadowska-Rociek i Cieślik 2008, Juszczak 2008]. 

Szczegółowe procedury dotyczące ekstrakcji, oczyszczania oraz oznaczania pestycydów 

z zastosowaniem metod chtromatograficznych można znaleźć w normach, np. PN- 

-EN 15637:2008 „Żywność pochodzenia roślinnego. Oznaczanie pozostałości pestycydów 

z zastosowaniem technik LC-MS/MS, ekstrakcji metanolem i oczyszczaniem z ziemią 

okrzemkową” czy PN-EN 15662:2008 „Żywność pochodzenia roślinnego. Oznaczanie pozostałości 

pestycydów metodą GC-MS, po uprzedniej ekstrakcji i rozdziale acetonitrylem 

oraz oczyszczaniu metodą dyspersyjnej SPE. Metoda QuEChERS” [Sadowska-Rociek i 

Cieślik 2009]. 


Oznaczanie pozostałości pestycydów w owocach i warzywach jest utrudnione z powodu 

małego stężenia tych substancji w próbach. Jednak ze względu na to, że należą one do 

grupy bardzo toksycznych związków o długotrwałych skutkach działania, należy bardzo dokładnie 

monitorować ich ilość w produktach żywnościowych, z zastosowaniem jak najlepszych 

i właściwie dobranych metod badawczych. 


Bziuk M. 2001. Pestycydy występowanie, oznaczanie i unieszkodliwianie. Wydawnictwo 

Naukowo-Techniczne, Warszawa. 

Cajka T., Hajslowa J., Lacina O., Mastovska K., Lehota S. J. 2008. J. Chromatogr. 

1186: 281-294. 

Juszczak L. 2008. chemiczne zanieczyszczenia żywności i metody ich oznaczania. Laboratorium 

przemysłowe 3: 38-43. 

Sadowska-Rociek A., Cieślik E. 2009. Podstawy prawne dotyczace pozostałości 

pestycydów w Polsce – stan obecny. Bromat. Chem. Toksykol. XLII, 1: 104-110. 

Sadowska-Rociek A., Cieślik E. 2008. Stosowane techniki i najnowsze trendy 

w oznaczaniu pozostałości pestycydów w żywności metodą chromatografii gazowej. 

Chemia. Dydaktyka. Ekologia. Metrologia 13: 33-38. 

Walorczyk S. 2008. Application of gas chromatography/tandem quadropole mass 

spectrometry to the multi-residue analysis of pesticides in green leafy vegetables. Rapid 

Common Mass Spectrom 22: 3791-3801. 

465

Renata Czeczko 

Żywność pochodzenia roślinnego. Oznaczanie pozostałości pestycydów z zastosowaniem 

technik LC-MS/MS, ekstrakcji metanolem i oczyszczaniem z ziemią 

okrzemkową. PN-EN 15637:2008. 

Żywność pochodzenia roślinnego. Oznaczanie pozostałości pestycydów metodą 

GC-MS po uprzednie ekstrakcji i rozdziale acetonitrylem oraz oczyszczaniu metoda 

dyspersyjnej SPE. Metoda QuEChERS. PN-EN 15662:2008. 

466


Aneta Brodziak*, Anna Litwińczuk**, Monika Kędzierska-Matysek**, 

Jolanta Król** 

Zawartość wybranych makro- i mikroelementów w mleku 

krów różnych ras i serwatce podpuszczkowej 

Content of selected macro- and microelements in milk 

of different cows breeds and rennet whey 

Słowa kluczowe: pierwiastki, mleko krowie, serwatka podpuszczkowa. 

Key words: elements, cow milk, rennet whey. 

The aim of the work was the evaluation of selected macro- and microelements content in 

milk of three cows breeds and rennet whey obtained from its. The studies were conducted 

on 188 milk and whey samples, in that: 60 taken from cows of Polish Holstein-Friesian 

Black and White variety, 45 – Polish Holstein-Friesian Red and White variety, 47 – 

Simmental and 36 – Jersey. The content of selected elements, i.e. macroelements (K, 

Ca, Na i Mg) and microelements (Zn, Cu, Fe i Mn), was established by flameless technique 

of the atomic absorption spectrometry with SpectrAA280FZ spectrometer (Varian, 

USA) use. The obtained results were analyzed by the Statsoft Inc. Statistica ver.6 

(Statsoft Inc. 2003). The lowest content of analyzed macroelements, with the exception 

of Ca, as well as microelements, especially Zn and Cu, was stated in milk of Jersey 

cows. Regardless of cows breed, a high level of K and Na was noticed in rennet whey. 

The biggest differences in analyzed elements concentration, between milk and whey, 

was observed for Ca. 

* Dr Aneta Brodziak – Katedra Hodowli i Ochrony Zasobów Genetycznych Bydła, Uniwersytet 

Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 65 94; 

e-mail: aneta.brodziak@up.lublin.pl 

** Prof. dr hab. Anna Litwińczuk, dr inż. Monika Kędzierska-Matysek, dr inż. Jolanta Król 

– Katedra Towaroznawstwa i Przetwórstwa Surowców Zwierzęcych, Uniwersytet 

Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 67 84, 81 445 65 94, 

81 445 68 56. 

467

Aneta Brodziak i in. 


Mleko oraz jego produkty stanowią źródło składników mineralnych w codziennej diecie 

człowieka. Makro- i mikroelementy obecne w mleku uczestniczą w podtrzymywaniu przemian 

metabolicznych zachodzących w organizmie ludzkim oraz wpływają na chemiczne 

i funkcjonalne właściwości białek mleka. Zawartość pierwiastków w mleku może bezpośrednio 

wskazywać na jakość surowca i przetworów mlecznych, a pośrednio na stopień zanieczyszczenia 

środowiska. Produkcja mleka jest bowiem ściśle powiązana ze stanem środowiska, 

tj. powietrza, gleby i wody, poprzez paszę spożywaną przez krowy [Scherz, Kirchhoff 

2006; Malbe i in. 2010; Elsayed i in. 2011; Król i in. 2010]. 

Źródło pierwiastków stanowi również serwatka pozyskiwana z mleka, będąca ubocznym 

produktem w przemyśle mleczarskim przy produkcji serów. Rocznie w Polsce powstaje 

ponad milion ton serwatki. W roku 2009 produkcja serwatki wyniosła 1,1 mln ton, w tym 

160 tys. ton serwatki w postaci stałej, przy ogólnej produkcji mleka 12,4 mln ton od 2585 tys. 

krów mlecznych [PFHBiPM 2010, IERiGŻ-PIB 2010]. Dawniej serwatkę traktowano jako odpad 

zanieczyszczający środowisko i najczęściej pozbywano się jej w sposób kosztowny lub 

wykorzystywano ją jako relatywnie niskowartościowe artykuły żywnościowe, np. jako paszę 

dla zwierząt. W rzeczywistości serwatka stanowi cenne źródło niewykorzystanych w pełni 

składników, w tym niezbędnych pierwiastków. 

Dopiero od niedawna przemysł mleczarski dysponuje metodami umożliwiającymi pełniejsze 

zagospodarowanie serwatki lub poszczególnych białek z niej wyodrębnionych, stosując 

np. filtrację membranową. Optymalne zagospodarowanie tych składników w istotny 

sposób wpływa na zwiększenie opłacalności produkcji, a zarazem zmniejsza zagrożenie 

ekologiczne [Strohmaier 2004; Smithers 2008]. 

Celem podjętych badań była ocena zawartości wybranych makro- i mikroelementów 

w mleku krów trzech ras i w uzyskanej z niego serwatce podpuszczkowej. 

2. Materiał i metodyka badań 

Badania prowadzono w latach 2007–2009 w 17 gospodarstwach utrzymujących krowy 

trzech podstawowych ras mlecznych w Polsce: polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej, odmiany 

czarno- i czerwonobiałej; jersey oraz simentalskiej. 

Krowy wszystkich ras utrzymywano w systemie intensywnym, w oborach wolnostanowiskowych, 

tzn. w ciągu całego roku we wszystkich gospodarstwach żywienie krów prowadzono 

według pełnoporcjowego systemu TMR (ang. total mixed ration). 

Próbki mleka pobierano indywidualnie od każdej krowy w czasie próbnych udojów. 

Badaniami objęto łącznie 188 próbek mleka, z czego 60 pochodziło od krów rasy polskiej 

holsztyńsko-fryzyjskiej, odmiany czarnobiałej, 45 – od krów rasy polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej, 

odmiany czerwonobiałej, 47 – krów rasy simentalskiej oraz 36 – rasy jersey. 

468

Zawartość wybranych makro- i mikroelementów w mleku krów różnych ras... 

Próbki (50 cm 3 ) pobierano do jałowych pojemników z tworzywa sztucznego [AOAC 

2000a] i przewożono do laboratorium Katedry Towaroznawstwa i Przetwórstwa Surowców 

Zwierzęcych Uniwersytetu Przyrodniczego w Lublinie. Do momentu wykonania analiz próbki 

mleka przechowywano w temp. -24ºC. W celu wydzielenia serwatki, po rozmrożeniu oraz 

wymieszaniu, z każdej próbki odmierzano 30 cm 3 mleka i przeprowadzano enzymatyczną 

koagulację kazein za pomocą podpuszczki (Fromase ® 220TL Granulate, DSM Food Specialities, 

Francja). Następnie 0,5 g każdej próbki mleka i serwatki poddawano mineralizacji 

w 220ºC, przez 15 minut, w obecności mieszaniny kwasu HNO 3 

i HCl (POCh, Polska), 

zgodnie ze standardami AOAC [2000b] i PN-EN 14084:2004 [2004]. Uzyskane mineralizaty 

rozcieńczano wodą dejonizowaną do objętości 50 cm 3 i poddawano analizie, jednocześnie 

ze „ślepą próbką”. 

Zawartość wybranych składników mineralnych, tj. makroelementów (K, Ca, Na i Mg) 

oraz mikroelementów (Zn, Cu, Fe i Mn) oznaczono techniką płomieniową atomowej spektrometrii 

absorpcyjnej, z wykorzystaniem spektrometru SpectrAA280FZ (Varian, USA). Analizy 

zostały przeprowadzone w Centralnym Laboratorium Agroekologicznym Uniwersytetu 

Przyrodniczego w Lublinie. 

Uzyskane wyniki opracowano statystycznie stosując program StatSoft Inc. Statistica 

ver. 6 (Statsoft Inc. 2003), na podstawie jednoczynnikowej analizy wariancji. Istotne różnice 

pomiędzy średnimi w grupach określono stosując test Tukeya dla różnych liczebności, przy 

poziomie istotności p≤0,05 i p≤0,01. 


Na podstawie przeprowadzonych badań wykazano, że najmniejsza zawartość analizowanych 

makroelementów – z wyjątkiem Ca – charakteryzowało mleko pozyskane od 

krów rasy jersey. Najwyższy poziom K i Na stwierdzono w mleku krów rasy polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej, 

odmiany czarnobiałej – odpowiednio: 1310,5 mg/dm 3 (p≤0,05) i 413,9 

mg/dm 3 . Potwierdziły to badania Barłowskiej [2007], która oceniając mleko krów siedmiu 

ras wykazała najwyższe stężenie K w mleku krów rasy polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej, odmiany 

czarnobiałej (1258,6 mg/dm 3 ). Rodríguez i in. [2001] stwierdzili znacznie większą 

koncentrację K (o 113,5 mg/dm 3 ) i Na (o 120,1 mg/dm 3 ) w mleku krów rasy holsztyńskiej 

utrzymywanych na Wyspach Kanaryjskich niż koncentracja K w mleku krów rasy polskiej 

holsztyńsko-fryzyjskiej, odmiany czarnobiałej. Sola-Larrañaga i Navarro-Blasco [2009] natomiast 

wykazali, że mleko krów utrzymywanych w Hiszpanii zawierało 1344 mg/dm 3 K 

i 372 mg/dm 3 Na. 

Mleko pozyskane od krów rasy simentalskiej zawierało natomiast najwięcej Ca (1022,5 

mg/dm 3 przy p≤0,05) i Mg (134,0 mg/dm 3 ) (tab. 1). Potwierdzenie tego stanowią badania 

Gregi i in. [2000], którzy także wykazali, że mleko krów rasy simentalskiej stanowiło najcenniejsze 

źródło Ca (138,25 mg%). Król i in. [2010] odnotowali natomiast, że mleko krów tej 

469


Tabela 1. Zawartość wybranych makro- i mikroelementów, mg/dm 3 w mleku ocenianych ras krów (średnia±błąd standardowy średniej) 

Table 1. Macro- and microelements content, mg/dm 3 in milk of analyzed cows’ breeds (mean±mean standard error) 

Rasa n 

Polska holsztyńsko- 

-fryzyjska odmiany 

czarnobiałej 


-fryzyjska odmiany 

czerwonobiałej 

Makroelementy Mikroelementy 

K Ca Na Mg Zn Cu Fe Mn 

60 1310,5±40,3 b 919,0±14,4 a 413,9±20,9 127,9±3,0 3,46±0,17 A 0,058±0,004 B 0,063±0,004 A 0,100±0,007 B 

45 1257,0±50,4 ab 977,5±31,3 ab 383,4±14,5 128,3±3,7 6,59±0,66 B 0,040±0,002 A 0,102±0,009 B 0,083±0,013 AB 

Simentalska 47 1159,5±30,7 a 1022,5±26,6 b 394,2±17,8 134,0±3,0 7,63±0,40 B 0,042±0,002 A 0,233±0,015 C 0,051±0,006 A 

Jersey 36 1046,5±71,1 a 967,0±65,1 ab 328,7±20,5 124,3±7,4 7,99±0,34 B 0,056±0,005 AB 0,156±0,009 B 0,087±0,008 AB 

Ogółem 188 1233,4±23,5 965,4±13,6 393,3±10,4 129,3±1,8 5,76±0,25 0,048±0,002 0,126±0,007 0,082±0,005 

Objaśnienia: a, b, A, B, C – różnice pomiędzy rasami; a, b – różnice istotne przy p≤0,05; A, B, C – różnice istotne przy p≤0,01. 

Tabela 2. Zawartość makroelementów, mg/dm 3 w serwatce podpuszczkowej uzyskanej z mleka ocenianych ras krów (średnia±błąd standardowy 

średniej) 

Table 2. Macroelements content, mg/dm 3 in rennet whey obtained from milk of analyzed cows’ breeds (mean±mean standard error) 

Rasa n K Ca Na Mg 


-fryzyjska odmiany 60 1160,6±38,3 b 518,6±24,4 A 403,5±24,3 b 118,6±10,2 

czarnobiałej 


-fryzyjska odmiany 45 1121,0±24,3 b 581,4±26,0 AB 359,2±18,3 ab 104,8±15,2 

czerwonobiałej 

Simentalska 47 1003,8±30,5 ab 634,5±31,1 B 379,7±17,6 b 122,7±12,6 

Jersey 36 920,5±28,2 a 594,7±17,8 AB 315,1±20,1 a 119,2±11,0 

Ogółem 188 1045,5±27,2 597,5±23,9 362,7±25,8 115,2±14,0 

Objaśnienia: a, b, A, B – różnice pomiędzy rasami; a, b – różnice istotne przy p≤0,05; A, B – różnice istotne przy p≤0,01. 

470


rasy utrzymywanych systemem tradycyjnym zawierało, w porównaniu do mleka produkowanego 

systemem intensywnym, więcej Ca (średnio o 125,2 mg/dm 3 ) i Mg (średnio o 22,4 

mg/dm 3 ). Zdaniem Barłowskiej [2007] jednakże największa zawartość omawianych makroelementów 

charakteryzowała mleko pozyskane od krów rasy jersey. Martino i in. [2001] podają, 

że mleko krów utrzymywanych na terenie Hiszpanii zawierało średnio 112 mg/dm 3 Mg 

oraz 1187 mg/dm 3 Ca. W mleku ocenianym przez Rodrígueza i in. [2001] zawartość Ca wahała 

się od 1196 do 2236 mg/dm 3 , a Mg od 71,5 do 159,0 mg/dm 3 , w mleku analizowanym 

przez Sola-Larrañaga i Navarro-Blasco [2009] zaś wynosiła odpowiednio: od 760 do 1380 

mg/dm 3 oraz od 69,4 do 126,4 mg/dm 3 . 

Cennym źródłem mikroelementów, a zwłaszcza Zn i Cu, okazało się mleko pozyskane 

od krów rasy jersey (tab. 1). W porównaniu do mleka zwierząt rasy polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej, 

odmiany czarnobiałej zawierało zbliżoną ilość Cu (0,056 mg/dm 3 ), przy 

dwukrotnie większej zawartości Zn (7,99 mg/dm 3 przy p≤0,01). Dużą zawartość Zn w mleku 

krów rasy jersey (6,25 mg/dm 3 ) i rasy simentalskiej (6,71 mg/dm 3 ) potwierdzają wyniki 

badań Barłowskiej [2007]. Zawartość miedzi natomiast kształtowała się w granicach od 

0,041 mg/dm 3 (rasa simentalska) do 0,064 mg/dm 3 (rasa jersey). Dobrzański i in. [2005] 

wykazali, że mleko krów utrzymywanych na terenie Dolnego Śląska zawierało średnio 

3163,68 μg/dm 3 Zn i 89,85 μg/dm 3 Cu, zaś krów z terenu Górnego Śląska odpowiednio: 

3085,42 i 65,37 μg/dm 3 . Elsayed i in. [2011] wykazali natomiast, że zawartość Cu w mleku 

krów utrzymywanych w różnych regionach Egiptu wahała się od 0,614 do 1,234 mg/kg. 

Naccari i in. [2006] podają, że mleko pochodzące od krów z różnych sycylijskich farm zawierało 

przeciętnie 6,1 mg/kg Zn i 61,7 μg/kg Cu. Krowy natomiast utrzymywane na Wyspach 

Kanaryjskiech produkowały mleko zawierające średnio 4,41 mg/dm 3 Zn i 0,08 mg/ 

dm 3 Cu [Rodríguez i in. 2001], we Włoszech odpowiednio: 2016 μg/kg i 1,98 μg/kg [Licata 

i in. 2004] a w Hiszpanii – 4631 μg/dm 3 i 51,8 μg/dm 3 [Sola-Larrañaga i Navarro-Blasco 

2009]. Scherz i Kirchhoff [2006] wskazali na różnice w zawartości Zn w mleku, które wahały 

się od 310 do 445 µg/100 g mleka. 

W mleku analizowanych ras krów stwierdzono istotne różnice (p≤0,01) w zawartości Fe 

i Mn. Mleko krów rasy polskiej holsztyńsko-fryzyjskiej zawierało największą ilość Mn (0,100 

mg/dm 3 ), a jednocześnie najmniejszą ilość Fe (0,063 mg/dm 3 ). Identyczną zależność (istotną 

przy p≤0,05) stwierdziła Barłowska [2007]. 

W mleku pozostałych ras krów zanotowano dwukrotnie, a u krów rasy simentalskiej nawet 

czterokrotnie więcej Fe. Istotne różnice (p≤0,01) w zawartości Mn w mleku krów uzyskano 

w odniesieniu do ras simentalskiej i polskiej holsztyńsko-fryzyjską odmiany czarnobiałej 

(o 0,049 mg/dm 3 więcej w mleku krów odmiany czarnobiałej). 

Według Rodrígueza i in. [2001] zawartość Fe w mleku wahała się od 0,19 do 1,00 

mg/dm 3 (średnio 0,515 mg/dm 3 ), według Malbe i in. [2010] zaś – od 0,670 (system ekologiczny) 

do 0,778 mg/dm 3 (system tradycyjny). Zawartości Fe i Mn uzyskane przez Sola- 

Larrañaga i Navarro-Blasco [2009] były większe, tj. wynosiły Fe – 290,0 μg/dm 3 i Mn – 29,1 

471


μg/dm 3 . Wyniki badań własnych autorów tego opracowania dotyczące zawartości Fe i Mn 

w mleku krów simentalskich okazały się zbliżone do przedstawionych przez Martino i in. 

[2001] oraz Król i in. [2010]. Dobrzański i in. [2005] stwierdzili zaś większą zawartość Mn 

w mleku pozyskanym na terenie Śląska, a Ataro i in. [2008] – w mleku krów utrzymywanych 

w okolicy kopalń w Południowej Afryce. 

Wyniki uzyskane przez autorów niniejszego opracowania dowodzą, że tendencje w zawartości 

analizowanych makroelementów w serwatce podpuszczkowej były analogiczne do 

wyników dotyczących mleka (tab. 2). Istotne różnice stężenia analizowanych makroelementów 

w serwatce uzyskano w odniesieniu do Ca (p≤0,01), a także K (p≤0,05) i Na (p≤0,05). 

Niezależnie od rasy krów, oceniana serwatka zawierała niemalże dwukrotnie mniej Ca 

(68% Ca w mleku). Najbogatszym źródłem tego pierwiastka okazała się serwatka pozyskana 

z mleka krów rasy simentalskiej (634,5 mg/dm 3 ). Warto zaznaczyć, że w trakcie zakwaszania 

mleka – kiedy pH=4,6 – tylko część jonów Ca dysocjuje z miceli kazeinowych i przemieszcza 

się do serwatki lub permeatu. Pozostała znaczna ilość tego pierwiastka występuje 

w postaci koloidalnego fosforanu wapnia we frakcji kazeinowej [Siemianowski, Szpendowski 

2010]. Zawartość Mg w serwatce trzech ras krów była z kolei na zbliżonym poziomie, 

kształtując się od 104,8 (polska holsztyńsko-fryzyjska odmiany czerwonobiałej) do 122,7 

mg/dm 3 (simentalska). Z mleka do serwatki przechodziło natomiast najwięcej jonów jednowartościowych, 

tj. około 90% Na i 85% K, niezależnie od rasy krów. Zdaniem Deca i Chojnowskiego 

[2003] znaczna demineralizacja serwatki podpuszczkowej następuje w procesie 

nanofiltracji, w trakcie której redukcja zawartości Na i K wynosi około 70%. Ostojić i in. 

[2005] w permeacie po ultrafiltracji serwatki uzyskali w suchej masie 1,182% Na, 4,234% 

K, 0,195% Ca oraz 0,156% Mg. Siemianowski i Szpendowski [2010] potwierdzają mniejszą 

zawartość Ca, zarówno w odniesieniu do permeatu, jak i mleka. 


1. Stwierdzono, że najmniejsza zawartość analizowanych makroelementów, z wyjątkiem 

Ca, oraz mikroelementów, a zwłaszcza Zn i Cu, charakteryzowała mleko pozyskane od 

krów rasy jersey. 

2. Zauważono, niezależnie od rasy krów, wysoką zawartość K i Na w uzyskanej serwatce. 

3. Największe różnice pomiędzy stężeniem uwzględnionych pierwiastków w mleku a stężeniem 

tych pierwiastków w serwatce zanotowano w odniesieniu do Ca. 


Artykuły żywnościowe – Oznaczanie pierwiastków śladowych – Oznaczanie zawartości 

ołowiu, kadmu, cynku, miedzi, żelaza i chromu metodą atomowej spektrometrii 

absorpcyjnej (AAS) po mineralizacji mikrofalowej. 2004. PN-EN 14084:2004. 

472


ATARO A., MCCRINDLE R.I., BOTHA B.M., MCCRINDLE C.M.E., NDIBEWU P.P. 2008. 

Quantification of trace elements in raw cows milk by inductively coupled plasma mass 

spectrometry (ICP-MS). Food Chemistry 111: 243–248. 

BARŁOWSKA J. 2007. Wartość odżywcza i przydatność technologiczna mleka krów 7 ras 

użytkowanych w Polsce. Rozprawy habilitacyjne 321. Wydawnictwo AR, Lublin. 

DEC B., CHOJNOWSKI W. 2003. Zastosowanie procesu nanofiltracji w przetwórstwie serwatki. 

Przegląd Mleczarski 4: 134–136. 

DOBRZAŃSKI Z., KOŁACZ R., GÓRECKA H., CHOJNACKA K., BARTKOWIAK A. 2005. 

The content of microelements and trace elements in raw milk from cows in the Silesian 

region. Polish Journal of Environmental Studies 14, 5: 685–689. 

ELSAYED E.M., HAMED A.M., BADRAN S.M., MOSTAFA A.A. 2011. A survey of selected 

essential and toxic metals in milk in different regions of Egypt using ICP-AES. International 

Journal of Dairy Sciences 6, 2: 158–164. 

GREGA T., SADY M., FAROT A., PUSTKOWIAK H. 2000. Poziom wapnia, fosforu, laktozy 

oraz kwasu cytrynowego w mleku krów różnych ras. Roczniki Naukowe Zootechniki, 

Suppl. 5: 27–30. 

KRÓL J., BRODZIAK A., WOLANCIUK A., WÓJCIK M. 2010. Zawartość składników mineralnych 

w mleku krów simentalskich w zależności od systemu żywienia. Roczniki Naukowe 

PTZ 6, 4: 321–328. 

LICATA P., TROMBETTA D., CRISTANI M., GIOFRE F., MARTINO D., CALO M. 2004. Levels 

of ‘‘toxic’’ and ‘‘essential’’ metals in samples of bovine milk from various dairy farms 

in Calabria, Italy. Environment International 30: 1–6. 

MALBE M., OTSTAVEL T., KODIS I., VIITAK A. 2010. Content of selected micro and macro 

elements in dairy cows’ milk in Estonia. Agronomy Research 8: 323–326. 

MARTINO F.A.R., SÁNCHEZ M.L.F., SANZ-MEDEL A. 2001. The potential of double focusing-ICP-MS 

for studying elemental distribution patterns in whole milk, skimmed milk and 

milk whey of different milks. Analytica Chimica Acta 442: 191–200. 

NACCARI F., MARTINO D., TROMBETTA D., CRISTANI M., LICATA P., NACCARI C., RI- 

CHETTI A. 2006. Trace elements in bovine milk from dairy farms in Sicily. Italian Journal 

of Food Sciences 18, 2: 227–234. 

Official Methods of Analysis. Collection of Milk Laboratory Sample. AOAC. 2000a. 

925.20. 17 th Ed. Arlington – Virginia, USA. 

Official Methods of Analysis. Multielement metod. AOAC. 2000b. 986.15. 17 th Ed. Arlington 

– Virginia, USA. 

OSTOJIĆ S., PAVLOVIĆ M., ŽIVIĆ M., FILIPOVIĆ Z., GORJANOVIĆ S., HRANISAVLJEVIĆ 

S., DOJČINOVIĆ M. 2005. Processing of whey from dairy industry waste. Environmental 

Chemical Letters 3: 29–32. 

RODRÍGUEZ E.M., SANZ ALAEJOS M., DIAZ ROMERO C. 2001. Mineral concentrations in 

cows milk from the Canary Island. Journal of Food Composition and Analysis 14: 419–430. 

473


SCHERZ H., KIRCHHOFF E. 2006. Trace elements in foods: Zinc contents of raw foods – 

A comparison of date originating from different geographical regions of the world. Journal 

of Food Composition and Analysis 19: 420–433. 

SIEMIANOWSKI K., SZPENDOWSKI J. 2010. Charakterystyka serwatki i permeatów otrzymywanych 

w czasie produkcji serów twarogowych. Przegląd Mleczarski 2: 14–17. 

SMITHERS G.W. 2008. Whey and whey proteins – From ‘gutter to gold’. International Dairy 

Journal 18: 695–704. 

SOLA-LARRAÑAGA C., NAVARRO-BLASCO I. 2009. Chemometric analysis of minerals 

and trace elements in raw cow milk from the community of Navarra, Spain. Food Chemistry 

112: 189–196. 

STROHMAIER W. 2004. Chromatographic fractionation of whey proteins. Bulletin of the International 

Dairy Federation 389. 

Wyniki oceny wartości użytkowej bydła ras mlecznych. 2010. Raport: Sytuacja na rynku 

mleka. PFHBiPM. 

474


Józef Szkoda*, Agnieszka Nawrocka*, Mirosława Kmiecik*, 

Jan Żmudzki* 

BADANIA KONTROLNE PIERWIASTKÓW TOKSYCZNYCH 

W ŻYWNOŚCI POCHODZENIA ZWIERZĘCEGO 

MONITORING STUDY OF TOXIC ELEMENTS IN FOOD OF ANIMAL 

ORIGIN 

Słowa kluczowe: pierwiastki toksyczne, badania urzędowe, żywność zwierzęcego pochodzenia. 

Key words: toxic elements, monitoring study, food of animal origin. 

The determination of toxic elements in food of animal origin is very significant element of 

food safety strategy and of public health. The residue control programme for toxic elements 

as a part of the National Residue Control Plan covers all food producing animals, milk, eggs, 

and honey. The range of the monitoring studies is annually considered to food safety standards, 

requirements of international organizations and food importers. Determination of lead, 

cadmium, mercury and arsenic was carried out using several techniques of atomic absorption 

spectrometry. The procedures used in the metal determinations were elaborated and 

validated and are regularly checked in intralaboratory and interlaboratory comparisons. 

In 2010 year about 3250 samples of food of animal origin were analyzed for toxic elements 

and indicated, that mean value of lead, cadmium, mercury and arsenic were low. Only 33 

samples (1.0%) were noncompliant, particularly lead and cadmium. The low percentage of 

noncompliant samples indicated that food of animal origin is safe for consumers. Additionally 

provisional tolerable intake (PTWI) for examined elements (Pb, Cd, Hg, As) in the level 

of few percentage support above statement. 

* Dr hab. Józef Szkoda, prof. nadzw., mgr inż. Agnieszka Nawrocka, mgr inż. Mirosława 

Kmiecik, prof. dr hab. Jan Żmudzki – Zakład Farmakologii i Toksykologii, Państwowy 

Instytut Weterynaryjny - Państwowy Instytut Badawczy, Al. Partyzantów 57, 24-100 Puławy; 

tel.: 81 889 31 46; e-mail: szkoda@piwet.pulawy.pl 

475

Józef Szkoda i in. 


W grupie pierwiastków toksycznych zanieczyszczających środowisko czołowe miejsce 

zajmują takie pierwiastki jak: ołów, kadm, rtęć czy arsen. Zanieczyszczenie żywności 

związkami tych metali jest związane w dużej mierze z działalnością gospodarczą człowieka, 

zastosowaniem w wielu gałęziach przemysłu, co jednocześnie związane jest z emisją 

i nagromadzaniem się pierwiastków toksycznych w środowisku [Farmer i Farmer 2000, Korénekowá 

i in. 2002, Ng i in. 2003]. 

Aktualnie głównym źródłem narażenia ludzi i zwierząt na pierwiastki toksyczne jest 

spożywanie zanieczyszczonej żywności i pasz [Alonso i in. 2000, Innis i in. 2006, Sedki 

i in. 2003, Swarup i in. 2005]. Badanie zawartości pierwiastków toksycznych w żywności 

zwierzęcego pochodzenia jest niezwykle ważnym elementem w aspekcie ochrony 

zdrowia człowieka. Zgodnie z obowiązującymi przepisami (Rozporządzenie (WE) Nr 

882/2004 Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 29 kwietna 2004 r. oraz Dyrektywa 

Rady 96/23/WE z dnia 28 kwietnia 1996 r., a także Rozporządzenie Ministra Rolnictwa 

i Rozwoju Wsi z dnia z dnia 28 lipca 2006 r.) kompleksowym programem badań kontrolnych 

pozostałości chemicznych i biologicznych w tym pierwiastków toksycznych, są 

objęte wszystkie gatunki zwierząt rzeźnych oraz mleko, jaja i miód. Zakres tych badań 

każdego roku dostosowywany jest do aktualnych standardów bezpieczeństwa żywnościowego 

konsumenta oraz wymagań organizacji międzynarodowych i importerów naszej 

żywności [Żmudzki 2008]. 


Badaniami w zakresie zanieczyszczeń pierwiastkami toksycznymi (ołów, kadm, rtęć 

i arsen) w Polsce w 2010 roku, objęto tkanki (mięśnie, wątroba) wszystkich gatunków zwierząt 

rzeźnych oraz mleko, jaja i miód. Badano tkanki pobrane od 271 sztuk bydła, 510 świń, 

150 koni (mięśnie), 122 zwierząt łownych, 367 sztuk drobiu (kurczęta, indyki, gęsi i kaczki), 

30 królików, 92 ryb (karp, pstrąg – mięśnie). 

Pierwiastki toksyczne oznaczono także w 150 próbkach mleka surowego przeznaczonego 

do skupu, 100 próbkach jaj kurzych (1 próbka stanowi 12 jaj) oraz 40 próbkach miodu. 

Materiał do badań pobierali wyznaczeni lekarze Inspekcji Weterynaryjnej zgodnie 

z obowiązującą instrukcją Głównego Lekarza Weterynarii. Badania realizowane były w Zakładzie 

Farmakologii i Toksykologii Państwowego Instytutu Weterynaryjnego-Państwowego 

Instytutu Badawczego (PIWet-PIB) w Puławach oraz w zakładach higieny weterynaryjnej 

(ZHW) w Białymstoku, Poznaniu, Gdańsku, Katowicach, Warszawie i Wrocławiu. 

Ołów i kadm oznaczono metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej z atomizacją 

w piecu grafitowym po mineralizacji próbek na sucho w piecu elektrycznym w temp. 450°C 

[Szkoda, Żmudzki 2005]. Arsen oznaczano metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej 

476

Badania kontrolne pierwiastków toksycznych w żywności pochodzenia zwierzęcego 

z wykorzystaniem techniki generacji wodorków, po mineralizacji próbek z azotanem magnezu 

w piecu elektrycznym w temp. 550°C [Szkoda, Żmudzki 2006]. Analizę rtęci wykonywano 

metodą bezpłomieniowej absorpcyjnej spektrometrii atomowej w analizatorze rtęci AMA 

254 [Szkoda i in. 2006]. 

Wiarygodność uzyskanych wyników badań jest zapewniana przez wdrożenie i realizowanie 

w laboratorium programów sterowania jakością badań, na które składają się: 

1) analiza próbek kontrolnych, 

2) analiza certyfikowanych materiałów referencyjnych, 

a także 

3) regularny udział w porównaniach międzylaboratoryjnych krajowych i międzynarodowych. 

Krajowe Laboratorium Referencyjne Zakładu Farmakologii i Toksykologii (ZFT) mieszczące 

się w PIWet-PIB w Puławach w zakresie analityki pierwiastków toksycznych w żywności 

i paszach (Pb, Cd, Hg, As), powołane przez Mininisterstwo Rolnictwa i Rozwoju Wsi 

[Rozporządzenie… 2010], od kilku lat uczestniczy w badaniach biegłości organizowanych 

przez laboratoria referencyjne Unii Europejskiej (UE) ds. pasz i żywności: European Union 

Reference Laboratory for Chemical Elements in Food of Animal Origin (EURL-CEFAO), 

Rzym, Włochy oraz European Union Reference Laboratory for Heaavy Metals in Feed and 

Food (EURL), Geel, Belgia. Każdego roku laboratorium ZFT uczestniczy w 4–6 badaniach, 

prowadząc oznaczanie Pb, Cd, Hg As, Cu i Zn, w różnorodnych matrycach (mleko, tkanki 

zwierzęce mrożone, liofilizowane, konserwy, pasze i dodatki paszowe) organizowanych 

przez laboratoria referencyjne Unii Europejskiej. 

W podobnym zakresie badania biegłości organizuje Krajowe Laboratorium Referencyjne 

w Puławach dla laboratoriów ZHW uczestniczących w badaniach kontrolnych pierwiastków 

toksycznych w żywności pochodzenia zwierzęcego. 

3. WYNIKI BADAŃ I OMÓWIENIE 

Badania przeprowadzone w 2010 roku w 3250 próbkach wykazały, że stężenia pierwiastków 

toksycznych w tkankach zwierząt, mleku, jajach i miodzie układały się na niskim 

poziomie i nie budziły zastrzeżeń higieniczno-toksykologicznych (tab. 1 i 2). 

Analiza uzyskanych wyników badań wykazała, że średnie zawartości pierwiastków, 

a zwłaszcza ołowiu i kadmu w mięśniach i wątrobach bydła, świń i drobiu pochodzących 

z terenu południowo-wschodniej Polski są znacznie wyższe w porównaniu z zawartością 

tych pierwiastków w pozostałych regionach kraju (rys. 1–4). Nie przekraczają one jednak limitów 

obowiązujących w krajach Unii Europejskiej. 

477


Tabela 1. Zawartość ołowiu, kadmu, rtęci i arsenu w tkankach zwierząt w mg/kg św.m. 

Table 1. Content of lead, cadmium, mercury, and arsenic in food of animal origin in mg/kg wet 

Badane 

parametry 

Pb 

Cd 

Hg 

As 

weight 

Badane tkanki zwierząt 

zwierzęta 

bydło świnie 

drób owce króliki 

łowne 

M* W** M W M W M W M W M W 

n 271 262 510 497 122 87 367 364 18 18 30 30 

X 0,015 0,084 0,013 0,053 0,273 0,067 0,010 0,032 0,033 0,190 0,033 0,174 

SD 0,023 0,098 0,028 0,092 1,821 0,067 0,020 0,069 0,027 0,129 0,030 0,144 

maks. 0,090 0,423 0,458 0,557 19,578 0,512 0,095 0,465 0,084 0,439 0,081 0,406 

n 271 262 510 498 122 87 367 364 18 18 30 30 

X 0,002 0,110 0,001 0,045 0,002 0,170 0,001 0,047 0,004 0,202 0,002 0,044 

SD 0,005 0,085 0,005 0,107 0,006 0,181 0,003 0,062 0,004 0,147 0,003 0,032 

maks. 0,041 0,480 0,070 2,040 0,051 0,980 0,034 0,354 0,011 0,623 0,012 0,145 

n 271 262 510 497 122 87 367 364 18 18 30 30 

X


mg/kg mg/kg 

0,075 

0,075 

0,05 

0,05 

0,025 

0,025 

0,015 

0,015 

0,03 9 

0,03 9 

0,035 

0,035 

0,045 0,045 

0,009 0,009 

0,013 

0,013 

0,045 

0,045 

0,051 

0,051 

0,044 

0,044 

0,011 0,011 

kraj 

woj. małop. 

woj. kraj podkarp. 

woj. śląskie małop. 

woj. pozostałe podkarp. 

woj. śląskie 

woj. pozostałe 

0,01 0,01 

0,039 

0,039 

0,049 0,049 

0,04 5 0,04 5 

0,011 

0,011 

0 

0 

Bydło Świnie Drób 


Rys. 1. Stężenia Rys. 1. ołowiu Stężenia w mięśniach ołowiu w mięśniach zwierząt zwierząt 

Fig. 1. Concentrations Rys. 

Fig.. 

1. 

1. 

Stężenia 

Concentrations 

of lead ołowiu in muscle 

of 

w 

lead 

mięśniach 

in 

animals 

muscle 

zwierząt 

animals 

Fig.. 1. Concentrations of lead in muscle animals 

0,35 

kraj 

0,35 

woj. małop. 

0,3 

woj. kraj podkarp. 

woj. śląskie małop. 

0,3 

0,25 

woj. pozostałe podkarp. 


0,25 

0,2 


mg/kg mg/kg 

0,2 

0,15 

0,15 

0,1 

0,05 0,1 

0,0 84 

0,002 

0,185 

0,00 5 

0,273 

0,00 3 

0,226 

0,00 5 

0,033 

0,002 

0,053 

0,001 

0,232 

0,05 

0 


0 


Rys. 2. Stężenia ołowiu w wątrobach zwierząt 

Fig. 2. Concentrations of lead in liver animals 

Rys. 2. Stężenia Rys. 2. ołowiu Stężenia w wątrobach ołowiu w wątrobach zwierząt zwierząt 

Fig. 2. Concentrations Fig. 2. Concentrations of lead in of liver lead animals in liver animals 

0,01 

kraj 

0,009 

woj. małop. 

Oceny 0,01 wyników zawartości ołowiu, kadmu i rtęci w woj. kraj żywności podkarp. dokonuje się zgodnie 

0,008 

śląskie 

0,009 

woj. małop. 

z rozporządzeniem Komisji (WE) NR 1881/2006 z dnia woj. 19 grudnia pozostałe podkarp. 2006 r. wraz z późniejszymi 

zmianami, 0,008 0,007 ustalającym najwyższe dopuszczalne poziomy woj. śląskie niektórych zanieczyszczeń 


w środkach 0,007 0,006 spożywczych. Z rozporządzenia tego wynika, że obecnie w krajach Unii Europejskiej 

limitowaniem 0,006 0,005 maksymalnych zawartości ołowiu, kadmu i rtęci objęte są tylko wybrane 

produkty 

0,005 

0,004 żywnościowe [Rozporządzenie… 2006, 2008, 2011]. 

0,004 0,003 

0,002 

0,003 

479 

0,002 

0,001 


mg/kg 

mg/kg 

0,0 84 

0,002 

0,185 

0,00 5 

0,273 

0,00 3 

0,226 

0,00 5 

0,033 

0,002 

0,053 

0,001 

0,232 

0,004 

0,004 

0,177 

0,177 

0,003 

0,003 

0 ,209 

0 ,209 

0,003 

0,003 

0,027 

0,027 

0,001 

0,001 

0,032 

0,032 

0,001 

0,001 

0,141 

0,141 

0,003 

0,003 

0,2 

0,2 

0,003 

0,003 

0,171 

0,171 

0,00 3 

0,00 3 

0,017 

0,017 

0,001 

0,001

0,05 

0 

0 

0 

0,0 

0 

Bydło Józef Szkoda Świnie i in. 

Drób 

Rys. 2. Stężenia ołowiu w wątrobach zwierząt 

Fig. 2. Concentrations of lead in liver animals 

0,01 

0,009 

0,008 

0,007 

kraj 

woj. małop. 

woj. podkarp. 



mg/kg 

0,006 

0,005 

0,004 

0,003 

0,002 

0,002 

0,00 5 

0,00 3 

0,00 5 

0,002 

0,001 

0,004 

0,003 

0,003 

0,001 

0,001 

0,003 

0,003 

0,00 3 

0,001 

0,001 


Rys. 3. Stężenia Rys. 3. kadmu Stężenia w mięśniach kadmu w mięśniach zwierząt zwierząt 

Fig. 3. Concentrations Fig. 3. Concentrations of cadmium of cadmium in muscle in animals muscle animals 

mg/kg 

0,25 

0,2 

0,15 

0,1 

0,05 

0,11 

0,147 

0,168 

0,118 

0,0 91 

0,045 

0, 08 

0,061 

0,142 

0,045 

kraj 

woj. małop. 

woj. podkarp. 



0,047 

0,054 

0,03 

0,046 

0,043 

0 


Rys. 4. Stężenia Rys. kadmu 4. Stężenia w wątrobach kadmu w wątrobach zwierząt zwierząt 

Fig. 4. Concentrations Fig. 4. Concentrations of cadmium of in cadmium liver animals in liver animals 

Oceny wyników zawartości ołowiu, kadmu i rtęci w żywności dokonuje się zgodnie 

Uwzględniając wysoką toksyczność ołowiu, kadmu i rtęci, a także brak limitów w odniesieniu 

do arsenu Komisji wiele (WE) państw NR członkowskich 1881/2006 z Unii dnia Europejskiej 19 grudnia 2006 ustaliło wraz tzw. z krajowe późniejszymi po- 

z rozporządzeniem 

zmianami, ziomy działania ustalającym dla tych najwyższe pierwiastków dopuszczalne w wielu produktach poziomy żywnościowych, niektórych które zanieczyszczeń 

są objęte 

wyżej wspomnianym rozporządzeniem. Również w Polsce Główny Lekarz Weterynarii 

w środkach spożywczych. Z rozporządzenia tego wynika, że obecnie w krajach Unii 

podjął decyzję, by przy interpretacji wyników badań kontrolnych pozostałości chemicznych 

Europejskiej 

w żywności 

limitowaniem 

zwierzęcego 

maksymalnych 

pochodzenia stosować 

zawartości 

poziomy 

ołowiu, 

działania 

kadmu 

zamieszczone 

i rtęci objęte 

w Krajo- 

są tylko 

wybrane produkty żywnościowe [Rozporządzenie…2006, 2008, 2011]. 

Uwzględniając 480 wysoką toksyczność ołowiu, kadmu i rtęci, a także brak limitów 

w odniesieniu do arsenu wiele państw członkowskich Unii Europejskiej ustaliło tzw. krajowe


wym programie badań kontrolnych obecności substancji niedozwolonych oraz pozostałości 

chemicznych, biologicznych i produktów leczniczych u zwierząt i w żywności pochodzenia 

zwierzęcego (tab. 3), który corocznie jest zatwierdzany przez Głównego Lekarza Weterynarii 

i Komisję Europejską, stając się obowiązującym prawem. 

Tabela 3. Poziomy działania dla zanieczyszczeń pierwiastkami toksycznymi żywności pochodzenia 

zwierzęcego (mg/kg św. m.), przyjęte dla urzędowych badań kontrolnych 

Table 3. Maximum levels for certain contaminants of toxic elements in food of animal origin 

(mg/kg wet weight) establishment for national residue control plan 

Produkt Ołów Kadm Rtęć Arsen 

Mięso 0,10 0,05* 0,02 0,20 

Wątroba 0,50 0,50 0,05 0,50 

Nerki 0,50 1,00 0,05 0,50 

Ryby 0,30 0,05 0,50 4,00 

Mleko 0,02 0,01 0,01 0,10 

Jaja 0,30 0,05 0,02 0,20 

Miód 0,30 0,03 0,01 0,20 

Objaśnienia: *Mięso koni – 0,20 mg/kg. 

W badaniach prowadzonych w roku 2010 (tab. 4), w 33 próbkach (1,0 % badanych 

próbek) stwierdzono przekroczenia najwyższych dopuszczalnych zawartości oznaczanych 

pierwiastków, a szczególnie ołowiu i kadmu, które dotyczyły zarówno mięśni, jak i wątrób 

pobranych od ubijanych zwierząt, a głównie świń, koni i zwierząt łownych. 

Tabela 4. Liczba próbek z przekroczeniami najwyższych dopuszczalnych poziomów i wartości 

maksymalne 

Table 4. Number of samples above maximum levels and maximum value 

Gatunek Rodzaj tkanki Pierwiastek 

Liczba próbek 

> NDP*** 

Wartość maks., 

mg/kg 

Bydło mleko (147)** ołów (Pb) 1 0,19 

Świnie (510)* 

mięśnie 

wątroba 

wątroba 

ołów (Pb) 

ołów (Pb) 

kadm (Cd) 

1 

1 

2 

0,46 

0,56 

0,50 

Konie (151)* mięśnie kadm (Cd) 9 0,50 

Zwierzęta łowne (122)* 

mięśnie 

wątroba 

wątroba 

mięśnie 

ołów (Pb) 

ołów (Pb) 

kadm (Cd) 

rtęć (Hg) 

12 

1 

3 

2 

19,58 

0,51 

0,98 

0,04 

Objaśnienia: 

* Liczba badanych zwierząt. 

** Liczba badanych próbek. 

*** Rozporządzenie Komisji (WE) nr 1881/2006 z 19 grudnia 2006 r. (Dz.U L 364/5 z 20.12.2006 r. 

z późniejszymi zmianami). 

481


W wieloletnich badaniach nad skażeniem żywności pochodzenia zwierzęcego wykazywano, 

że w grupie metali toksycznych (ołów, kadm, rtęć i arsen) kluczowe miejsce zajmował 

ołów i kadm, zarówno pod względem liczby przekroczeń dopuszczalnych zawartości jak 

i skali zagrożenia [Szkoda, Żmudzki 2006]. 

W aktualnych unormowaniach prawnych [Rozporządzenie… 2006, 2008, 2011] dopuszczalna 

zawartość ołowiu w mięsie zwierząt rzeźnych określona została na poziomie 

0,10 mg/kg, a zawartość kadmu (z wyjątkiem koniny) na poziomie 0,05 mg/kg. Zawartości 

maksymalne obydwu tych pierwiastków w wątrobie określono na poziomie 0,50 mg/kg. 

Korzystna pod względem zawartości badanych pierwiastków w wątrobie ocena mięsa 

(pojedyncze przekroczenia dopuszczalnych limitów) oraz mleka (brak próbek z wartościami 

powyżej dopuszczalnego limitu) wskazuje, że produkty te nie stanowią zagrożenia dla 

zdrowia konsumenta. Opinię taką potwierdzają autorzy również na podstawie swoich wcześniejszych 

badań [Szkoda 2009; Żmudzki i in. 2001]. Obserwowane na przestrzeni ostatnich 

lat w Ameryce Północnej i w Europie obniżające się stężenia kadmu w żywności dały 

podstawę Komitetowi Naukowemu Europejskiego Urzędu ds. Bezpieczeństwa Żywności 

(European Foood Safety Authority, EFSA) do obniżenia dopuszczalnego tygodniowego pobrania 

(PTWI) kadmu do wartości 2,5 µg/kg masy ciała [EFSA… 2009]. Dopuszczalna wartość 

PTWI dla ołowiu (25 µg/kg masy ciała) pozostaje w dalszym ciągu na niezmiennym 

poziomie. 

Zgodnie z zaleceniami Komitetu Ekspertów FAO/WHO tymczasowe tolerowane tygodniowe 

pobranie (PTWI) arsenu przez dorosłego człowieka nie powinno przekraczać 

15 µg/kg masy ciała. Wartość PTWI dotycząca rtęci całkowitej określona została na poziomie 

5 µg/kg masy ciała, a rtęci organicznej (metylortęci) – 1,6 µg/kg masy ciała [EFSA… 

2004]. 

Przeprowadzone badania wykazały, że zawartość badanych pierwiastków, tj. ołowiu, 

kadmu, rtęci i arsenu, w żywności pochodzenia zwierzęcego stanowi zaledwie kilka procent 

tolerowanego tygodniowego pobrania. 

4. WNIOSKI 

1. W badaniach prowadzonych w 2010 roku w 33 próbkach (1,0% badanych) stwierdzono 

przekroczenia najwyższych dopuszczalnych zawartości oznaczanych pierwiastków, 

a szczególnie ołowiu i kadmu. 

2. Wyższe stężenia ołowiu i kadmu stwierdzono w próbkach pobranych od świń, bydła 

i drobiu pochodzących z terenu południowo-wschodniej Polski. 

3. Wieloletnie badania zawartości pierwiastków toksycznych (Pb, Cd, Hg, As) w żywności 

pochodzenia zwierzęcego, pozwalają ocenić ją jako bezpieczną dla konsumenta. 

4. Pobranie ołowiu, kadmu, rtęci i arsenu z żywnością stanowi zaledwie kilka procent wartości 

dopuszczalnego tygodniowego pobrania (PTWI). 



Badania zostały wykonane przy współudziale: mgr Marka Kossakowskiego – ZHW 

Białystok, mgr Agnieszki Jelińskiej – ZHW Gdańsk, mgr Aliny Żak-Sobotowskiej – 

ZHW Katowice, mgr Beaty Derlatki – ZHW Poznań, mgr Katarzyny Just – ZHW Warszawa, 

mgr Anny Pietrzak-Kawy – ZWH Wrocław. 


ALONSO M.L., BENEDITO J.L., MIRANDA M., CASTILLO C., HERNANDEZ J., SHORE 

R.F. 2000. Arsenic, cadmium, lead, copper and zinc in cattle from Galicia, NW Spain. 

Sci. Total Environ. 246: 237–248. 

EFSA (European Food Safety Authority). 2004. Opinion of the Scientific Panel on 

Contaminants in the Food Chain on a request from the Commission related to 

mercury and methylmercury in food. The EFSA Journal 34: 1–14. 

EFSA (European Food Safety Authority). 2009. Cadmium in food. Scientific Opinion 

of the Panel on Contaminants in the Food Chain. The EFSA Journal 980: 

1–139. 

FARMER A.A., FARMER A.M. 2000. Concentrations of cadmium, lead and zinc in livestock 

feed and organs around a metal production centre in eastern Kazakhstan. Sci. 

Total Environ. 257: 53–60. 

INNIS S.M., PALATY J., VAGHRI Z., LOCKITH G. 2006. Increased levels of mercury associated 

with high fish intake among children from Vancouver, Canada. J. Pediatr. 148: 

759–763. 

KORÉNEKOWÁ B., SKALICKÁ M., NAD P. 2002. Concentration of some heavy metals in 

cattle rearded in the vicinity of metallurgic industry. Veterinarski Arhiv. 72: 259–267. 

NG J.C., WANG J., SHRAIM A. 2003. A global health problem caused by arsenic from natural 

sources. Chemosphere 52: 1353–1359. 

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

dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych 

(Dz. U. UE, L 364/5 z 20.12.2006). 

Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 28 lipca 2006 r. w sprawie 

sposobu postępowania z substancjami niedozwolonymi, pozostałościami chemicznymi, 

biologicznymi, produktami leczniczymi i skażeniami promieniotwórczymi 

u zwierząt i w produktach pochodzenia zwierzęcego (Dz. U. RP Nr 1147, 

poz. 1067, 2006). 

Rozporządzenie Komisji (WE) NR 629/2008 z dnia 2 lipca 2008 r. ustalające najwyższe 

dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych 

(Dz. U. UE, L 173/6 z 3.07.2008 r.). 

Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 22 grudnia 2010 r. w sprawie 

krajowych laboratoriów referencyjnych (Dz. U. RP Nr 112, poz. 744, 2010 r.). 



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

rozporządzenie (WE) nr 1881/2006 ustalające najwyższe dopuszczalne poziomy 

niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych (Dz.U. UE, L 111 

z 30.04.2011 r.). 

SEDKI A., LEKOUCH N., GAMON S., PINEAU A. 2003. Toxic and essential trace metals 

in muscle, liver and kidney of bovines from a polluted area Morocco. Sci. Total Environ. 

317: 201–205. 

SWARUP D., PATRA R.C., NARESH R., KUMAR P., SHEKHAR P. 2005. Blood lead in lactating 

cows reared around polluted localities; transfer of lead into milk. Sci. Total Environ. 

347: 106–110. 

SZKODA J., ŻMUDZKI J. 2001. Pierwiastki toksyczne w tkankach zwierząt łownych. Medycyna 

Wet. 57: 883–886. 

SZKODA J., ŻMUDZKI J. 2005. Determination of lead and cadmium in biological material 

by graphite furnace atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 

49: 89–92. 

SZKODA J., ŻMUDZKI J. 2006. Determination of arsenic in biological material by hydride 

generation atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 4: 89–92. 

SZKODA J., ŻMUDZKI J., GRZEBALSKA A. 2006. Determination of total mercury in biological 

material by atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 50: 

363–366. 

SZKODA J., ŻMUDZKI J. 2006. Distribution of lead and cadmium concentrations in pigs 

and bovine tissues in the last 30 years. Polish J. Environ. Stud. 15: 185–188. 

SZKODA J. 2009. Pierwiastki toksyczne w żywności pochodzenia zwierzęcego i paszach. 

Magazyn Weterynaryjny 18: 108–110. 

ŻMUDZKI J., NIEWIADOWSKA A., SZKODA J., SEMENIUK S. 2001. Toksyczne zanieczyszczenia 

żywności pochodzenia zwierzęcego w Polsce. Med. Pr. 52; Supl. 14: 35– 

40. 

ŻMUDZKI J. 2008. Kontrola pozostałości chemicznych w tkankach zwierząt i żywności – 

ważny element w ochronie zdrowia publicznego, Postępy Nauk Rolniczych, Zeszyty 

Naukowe PAN 2; 333: 49–59. 



Katarzyna Czepiel-Mil*, Danuta Kowalczyk-Pecka* 

Próba oceny wpływu polutantów w urbicenozach 

na podstawie obecności wciornastków (Insecta: 

Thysanoptera) zebranych w Lublinie 

Attempt to assess the impact of pollutants in the urban 

environment on the basis of the presence of thrips 

(Insecta: Thysanoptera) collected in Lublin 

Słowa kluczowe: wciornastki, środowisko miejskie, biowskaźniki. 

Key words: Thysanoptera, thrips, urban environment, bioindicators. 

In the years 2001–2003 research on thrips (Thysanoptera) was conducted in the city of Lublin 

(south-eastern Poland). Thysanoptera were collected from April to October. The insects 

were collected by shaking from plants and using an entomological net. As a result, 92 thrips 

species were recorded. Selected positions are grouped according to the Sukoppa scale, including 

varying degrees of anthropogenic pressure. Positions located on the outskirts of the 

city were characterized by a greater species diversity and abundance of Thysanoptera. In 

the city center thrips species were less diversified. 


Wciornastki (Thysanoptera) jest to rząd bardzo drobnych owadów o wielkości zaledwie 

0,5–5 mm. Większość z nich to polifagi, żerujące zarówno na roślinach dziko rosnących, 

jak i uprawnych [Zawirska 1988]. Podczas badań monitoringowych środowiska owady te są 

często pomijane, właśnie ze względu na ich małe rozmiary. Dotychczas próbowano ocenić 

przydatność wciornastków jako gatunków wskaźnikowych w badaniach na terenie Puszczy 

Białowieskiej [Kucharczyk 2004a]. 

W ciągu kilku ostatnich dziesięcioleci nastąpił rozwój badań nad fauną miejską. Mają 

one często charakter ogólnych badań ekologicznych ekosystemów miejskich [Zapparoli 

* Dr Katarzyna Czepiel-Mil, dr Danuta Kowalczyk-Pecka – Katedra Zoologii, Uniwersytet 

Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 69 62; 

e-mail: kasiamil.mil@gmail.com; danakp@wp.pl 


Katarzyna Czepiel-Mil, Danuta Kowalczyk-Pecka 

1997]. Należy przy tym pamiętać, że ten ekosystem ma ograniczone możliwości samoregulacji 

[Zimny 1990]. Środowisko miejskie jest nieustannie przekształcane przez człowieka. 

Ten wpływ antropopresji stale się powiększa [Winiarska 2000]. Zmiany te powodują 

ograniczenie powierzchni występowania licznych gatunków owadów, w tym także 

wciornastków. Ponadto, degradują środowisko ich rozwoju i powodują wypieranie wielu 

z nich przez gatunki, które potrafią przystosować się do zmieniających się warunków 

środowiska. 


Badania prowadzono od kwietnia do października w latach 2001–2003 w Lublinie. 

Miasto jest położone na Wyżynie Lubelskiej. Głównym elementem szaty roślinnej jest 

tu zieleń pochodzenia antropogenicznego. Jedynie na obrzeżach miasta znajdują się fragmenty 

półnaturalnych zbiorowisk roślinnych [Stochlak 1993]. 

Owady zbierano z miejsc o różnym stopniu antropopresji, z ograniczonym dostępem 

polutantów środowiskowych i z miejsc o dużym natężeniu ruchu samochodowego. 

Zastosowano zróżnicowane metody połowu owadów: czerpak entomologiczny, otrząsanie 

roślin kwiatowych rosnących na badanych powierzchniach oraz pułapki Moerickego 

zawieszone w koronach drzew. 

Wśród badanych stanowisk wyróżniono łąki świeże, suche i wilgotne, zbiorowiska kserotermiczne 

i ruderalne, a także zieleń parkową. 

Wybrane stanowiska pogrupowano według skali hemerobii Sukoppa („hemeros” z gr. 

oznacza „oswojenie” lub „przekształcenie”). Skala ta obejmuje sześć stopni hemerobii. Oceny 

przekształcenia dokonuje się biorąc pod uwagę: skład florystyczny, strukturę i dynamikę 

roślinności oraz charakter i właściwości podłoża [Jackowiak 1990]. 

Stosując ten system, wyróżniono w Lublinie cztery rodzaje biotopów na 17 stanowiskach 

badań. Były to biotopy: mezohemerobowe z roślinnością o charakterze półnaturalnym 

oraz euhemerobowe z roślinnością ruderalną i segetalną. Ponadto, wśród biotopów 

euhemerobowych wyróżniono alfa-euhemerobowe (pobocza dróg), beta-euhemerobowe 

(przychacia i przypłocia) i gamma-euhemerobowe (tereny polne) [Chmiel 1993]. 

Do identyfikacji gatunków Thysanoptera wykorzystano klucze Schliephake i Klimta 

[1979] oraz Strassena [2003]. Zastosowana nomenklatura jest zgodna z wykazem wciornastków 

Polski [Kucharczyk 2004b]. 


Podczas badań nad zgrupowaniem Thysanoptera Lublina zebrano 92 gatunki, co stanowi 

ok. 43% fauny wciornastków Polski. Największą liczbę gatunków wciornastków (79 

gat.) zebrano za pomocą czerpaka entomologicznego (tab. 1). 


Próba oceny wpływu polutantów w urbicenozach na podstawie obecności wciornastków... 

Tabela 1. Thysanoptera zebrane za pomocą czerpaka entomologicznego na wybranych stanowiskach 

miasta Lublin w latach 2001–2003; x – obecność gatunku; e – eurytop; p – politop; 

o – oligotop; s – stenotop 

Table 1. Thysanoptera collected using entomological nets at selected sites of the city of Lublin in 2001– 

2003; x – presence of the species; e – eurytopic; p – politopic; o – oligotopic; s – stenotopic 

L.p. 

Gatunek 

mezohemerobowy 

Stopień hemerobii 

euhemerobowy 

α β γ 

Grupy 

siedliskowe 

Aeolothripidae 

1. Aeolothrips albicinctus x x x x p 

2. Aeolothrips intermedius x x x x e 

3. Aeolothrips melaleucus x x o 

4. Aeolothrips versicolor x o 

Thripidae 

5. Anaphothrips badius x s 

6. Anaphothrips euphorbiae x x o 

7. Anaphothrips gracillimus x x o 

8. Anaphothrips obscurus x x x x e 

9. Aptinothrips elegans x x x x s 

10. Aptinothrips rufus x x x x p 

11. Aptinothrips stylifer x x x x e 

12. Baliothrips dispar x o 

13. Bolacothrips jordani x x x x p 

14. Chirothrips ambulans x x x x p 

15. Chirothrips hamatus x x x x p 

16. Chirothrips manicatus x x x x p 

17. Chirothrips pallidicornis x x x x o 

18. Dendrothrips degeeri x x o 

19. Dendrothrips saltatrix x o 

20. Euchaetothrips kroli x x o 

21. Firmothrips firmus x x x o 

22. Frankliniella intonsa x x x x e 

23. Frankliniella tenuicornis x x x x e 

24. Hemianaphothrips articulosus x x x o 

25. Kakothrips robustus x e 

26. Limothrips consimilis x x x x p 

27. Limothrips denticornis x x x x e 

28. Mycterothrips albidicornis x o 

29. Mycterothrips annulicornis x x o 

30. Mycterothrips consociatus x x e 

31. Mycterothrips salicis x o 

32. Neohydatothrips abnormis x o 

33. Neohydatothrips gracilicornis x x x x p 

34. Odontothrips biuncus x x x x p 

35. Odontothrips confusus x x x x o 

36. Odontothrips loti x x x x e 



c.d. tab. 1 

37. Odontothrips phaleratus x x e 

38. Oxythrips ajugae x x x o 

39. Oxythrips bicolor x x o 

40. Platythrips tunicatus x x x x o 

41. Rubiothrips ferrugineus x s 

42. Riubiothrips silvarum x x o 

43. Riubiothrips sordidus x x x o 

44. Sericothrips bicornis x x x x o 

45. Sminyothrips biuncinatus x s 

46. Stenothrips graminum x x x x e 

47. Taeniothrips inconsequens x x o 

48. Taeniothrips picipes x o 

49. Tenothrips frici x e 

50. Theilopedothrips pilosus x e 

51. Thrips albopilosus x o 

52. Thrips angusticeps x e 

53. Thrips atratus x x x x e 

54. Thrips conferticornis x x o 

55. Thrips dilatatus x x o 

56. Thrips discolor x o 

57. Thrips flavus x x x x e 

58. Thrips fuscipennis x x x x e 

59. Thrips major x x x x e 

60. Thrips minutissimus x x o 

61. Thrips nigropilosus x x x x e 

62. Thrips origani x s 

63. Thrips physapus x x x x e 

64. Thrips pillichi x x x p 

65. Thrips tabaci x x x x e 

66. Thrips trehernei x x x x e 

67. Thrips validus x x x x e 

68. Thrips viminalis x s 

69. Tmetothrips subapterus x s 

Phlaeothripidae 

70. Haplothrips aculeatus x x x x e 

71. Haplothrips kurdjumovi x x x p 

72. Haplothrips leucanthemi x x o 

73. Haplothrips niger x x x x e 

74. Haplothrips setiger x x x e 

75. Haplothrips subtilissimus x x p 

76. Hoplandrothrips bidens x x o 

77. Hoplandrothrips williamsianus x o 

78. Megalothrips bonanni x x s 

79. Poecilothrips albopictus x x o 

Liczba gatunków 62 71 40 38 



Na czterech stanowiskach o charakterze mezohemerobowym zebrano 62 gatunki. Stanowiska 

te, położone na obrzeżach miasta, miały charakter zbliżony do biotopów półnaturalnych 

o niskim wpływie antropopresji. Najwięcej gatunków Thysanoptera stwierdzono 

na stanowiskach najbogatszych pod względem florystycznym. Stanowiska te są położone 

w południowo-zachodniej części miasta, stanowią tereny rekreacyjne z mało przekształconą 

roślinnością. Badania Jensera [1990] potwierdzają, że dostępność i wybiórczość odpowiedniej 

bazy pokarmowej wpływa na skład gatunkowy wciornastków. 

Na pozostałych 13 stanowiskach o charakterze euhemerobowym złowiono 73 gatunki, 

w tym najwięcej w alfa- (71 gat.), mniej w beta- (40 gat.), a najmniej w gamma-euhemerobowym 

(38 gat.). Stanowiska te są położone w północno-wschodniej i południowo-wschodniej 

części miasta, gdzie głównie skupia się przemysł. 

Wśród biotopów alfa-euhemerobowych znalazły się łąka sucha, zdegradowana łąka 

świeża i zieleń parkowa w niedalekiej odległości od trasy natężonego ruchu drogowego. 

Najliczniejsze były tu pospolite gatunki trawolubne Anaphothrips obscurus, Chirothrips manicatus 

oraz roślinolubny Frankliniella intonsa. Dla takich gatunków, o szerokim zasięgu występowania, 

rośliny przydrożne stanowią odpowiednią bazę pokarmową [Jenser i in. 1994]. 

W mieście takie eurytopowe gatunki wybierają miejsca nasłonecznione i suche [Winiarska 

2000]. Najuboższa była fauna wciornastków w parku miejskim. Baza pokarmowa jest tu zubożała, 

gdyż trawniki są często koszone, grabione, deptane i zanieczyszczane. 

Do biotopów beta-euhemerobowych należały silnie przekształcone zbiorowiska roślinne 

położone w pobliżu zabudowań i gospodarstw domowych. Dominowała tu roślinność 

ruderalna. W badanych biotopach, w zależności od ich charakteru ekologicznego, łowiono 

gatunki o różnych wymaganiach siedliskowych. Były to gatunki ciepłolubne (Aptinothrips 

elegans, Limothrips consimilis, Odontothrips confusus) i wilgociolubne (Anaphothrips gracillimus, 

Chirothrips hamatus, Neohydatothrips gracillicornis). 

W biotopach gamma-euhemerobowych (bogatych w wapń) znalazły się zdegradowane siedliska 

z roślinnością ruderalną, a na nich gatunki wciornastków związane z nimi pokarmowo. Nasłonecznione 

stanowiska zwabiały gatunki ciepłolubne żyjące na roślinach kwiatowych i trawach. 

Górska [1980] wykazała, że występowanie różnych grup owadów w mieście zależy od 

rodzaju środowiska miejskiego. Inne gatunki występują na terenie zieleni miejskiej, inne na 

terenach zabudowanych. W obrębie tych gatunków można wyróżnić zależności pokarmowe. 

Zmiany w składzie gatunkowym owadów zachodzą nie tylko pod wpływem czynników 

naturalnych, na które nie mamy wpływu ale także pod wpływem czynników antropogenicznych 

(np. rodzaj i intensywność użytkowania). Zmiana fitocenozy pociąga za sobą zmiany 

w strukturach zoocenoz [Grosser i Schnitter 1992]. 

Najbardziej widoczną reakcją owadów na zmiany w środowisku przyrodniczym jest 

m.in. zmiana w ich składzie gatunkowym [Zimny 2006]. Związki toksyczne zawarte w spalinach 

zakłócają przebieg procesów fizjologicznych roślin, niszczą więc rośliny żywicielskie 

[Winiarska 2000]. 



Otrząsając rośliny zielne na badanych stanowiskach zebrano 61 gatunków wciornastków. 

W zebranym materiale znaleziono 8 gatunków, których nie złowiono za pomocą czerpaka. 

Poza polifagiem Haplothrips distinquendus, były to monofagi zbierane z ich roślin żywicielskich: 

Ceratothrips ericae, Iridothrips iridis, Odontothrips meliloti, Pezothrips dianthi, 

Thrips sambuci, T. simplex i T. urticae. 

Metodą pułapek Moerickego zebrano 48 gatunków, wśród nich 5 gatunków nie odnotowano 

w czerpaku: Mycterothrips latus, Thrips calcaratus, Xylaplothrips fuliginosus, Hoplothrips 

corticis i H. ulmi. Jest to dobra metoda by zebrać gatunki żyjące pod korą drzew lub 

żerujące na ich liściach. 

Wśród wszystkich zebranych gatunków, 9 należało do uznanych za rzadkie w Polsce. 

Były to: Anaphothrips badius, Mycterothrips albidicornis, Neohydatothrips abnormis, Sminyothrips 

biuncinatus, Theilopedothrips pilosus, Thrips dilatatus, T. discolor, Megalothrips 

bonanni i Poecilothrips albopictus. Wymieniony tu Neohydatothrips abnormis jest uważany 

w Niemczech za gatunek zagrożony [Schliephake, zur Strassen 1998] a Sminyothrips biuncinatus, 

związany z Euphorbia sp., ostatni raz został złowiony w latach 40. ubiegłego wieku 

[Kucharczyk, Zawirska 2001]. 

4. WNIOSKI 

W zebranym materiale stwierdzono 92 gatunki Thysanoptera. Świadczy to o tolerancji 

tych owadów na niekorzystne warunki panujące w większości badanych biotopów. 

Większe zróżnicowanie gatunkowe charakteryzowało biotopy półnaturalne – mezohemerobowe, 

położone na obrzeżach miasta. Wpłynęło na to duże zróżnicowanie florystyczne 

zespołów roślinnych oraz mniejsze oddziaływanie antropogeniczne w tych biotopach. 

Mniejsze bogactwo gatunkowe zgrupowań wciornastków stwierdzono w biotopach euhemerobowych, 

położonych w centrum miasta. Przyczyną było tu zubożenie szaty roślinnej. 

Udział ilościowy gatunków eury-, poli-, oligo- i stenotopowych ukazuje w pewnym stopniu 

przekształcenie środowiska. Gatunków o wąskich wymaganiach siedliskowych (oligotopowych 

i stenotopowych) było znacznie więcej w biotopach mezo- i alfa-euhemerobowych. 

Oprócz biotopów pozostających pod silną antropopresją, na terenie miasta występowały 

też siedliska przekształcone w niewielkim stopniu, w których łowiono gatunki rzadkie w Polsce. 

Pozwala to na wyróżnienie na terenie miasta biotopów o dużych walorach przyrodniczych, 

których ochrona umożliwi przetrwanie rzadko łowionych gatunków wciornastków. 


CHMIEL J. 1993. Flora roślin naczyniowych wschodniej części Pojezierza Gnieźnieńskiego 

i jej antropogeniczne przeobrażenia w wieku XIX i XX. Część I. Prace Zakładu Taksonomii 

Roślin UAM w Poznaniu, Wyd. Sorus, Poznań. 

490


GÓRSKA D. 1980. Synantropie flies as bioindicators of habitat condition. W: J. Spálený 

(red.) Proceedings of the III rd Bird International Conference Bioindicatores Deteriorisationis 

Regionis, 12-16 th September 1977, Liblice near Prague, Czechoslovakia, Praha. 

GROSSEM. N, SCHNITTER P. 1992. Possibilities of bioindication on level of zoocenoses 

(Insecta). In: J. Boháč (Ed.) VI th Int. Conf. Bioindicatores Deteriorisationis Regionis. 

Inst. Of Landsc. Ecology CAS, Českè Budĕjovice: 24–34. 

JACKOWIAK B. 1990. Antropogeniczne przemiany flory roślin naczyniowych Poznania. 

Wyd. Naukowe UAM, Poznań. 

JENSER G. 1990. Host preferencje of some Thysanoptera species living In Fabaceae flowers. 

W: The third international symposium on Thysanoptera, Proceedings of Symposium 

Kazimierz Dolny in Poland June 11–16. Wyd. SGGW, Warszawa: 83–89. 

JENSER G., TERPO A., EL GHARIANI I. 1994. Thysanoptera species living on the roadside 

verges vegetation in Hungary. 19 th International Congress of Entomology, Beijing, 

China, 1992. CFS 178: 65–67. 

KUCHARCZYK H. 2004a. Wciornastki (Insekta: Thysanoptera) jako element monitoringu 

ekologicznego w Puszczy Białowieskiej. Leśne Prace Badawcze 3: 85–94. 

KUCHARCZYK H. 2004b. Wciornastki (Thysanoptera) Polski. W: W. Bogdanowicz (red.) 

Fauna Polski. Wyd. IZ PAN, Warszawa. 

KUCHARCZYK H., ZAWIRSKA I. 2001. On the occurrence of Thysanoptera in Poland. W: 

Marullo R., Mound L. (ed.) Thrips and tospoviruses: Proceedings of the 7 th International 

Symposium on Thysanoptera, e-book: www.ento.csiro.au/thysanoptera/Symposium/ 

Section9/50Kucharczyk-Zawirska.pdf.: 341– 344. 

SCHLIEPHAKE G., KLIMT K. 1979. Thysanoptera Fransenflügler. Gustav Fischer Verlag, 

Jena. 

SCHLIEPHAKE G., STRASSEN ZUR R. 1998. Rote Liste der Fransenflügler (Thysanoptera). 

Schr.-R. Landsch.-Pflege und Naturschutz 55: 250–251. 

STOCHLAK J. (red.). 1993. Raport o stanie środowiska miasta Lublina. ZKW, Laser Graf, 

Lublin. 

STRASSEN ZUR R. 2003. Die terebranten Thysanopteren Europas. Goecke & Evers, Keltern. 

WINIARSKA G. 2000. Owady w mieście – wybrane zagadnienia dotyczące zagrożenia 

i ochrony entomofauny w ekosystemie miejskim. Wiadomości Entomologiczne 18 

(supl.) 2: 121–128. 

ZAPPAROLI M. 1997. Urban development and insect biodiversity of the Rome area, Italy. 

Landscape and Urban Planning 38: 77–86. 

ZAWIRSKA I. 1988. Thysanoptera collected in Poland. Fragm. Faun. 31 (13): 361–410. 

ZIMNY H. 1990. Funkcjonowanie układów ekologicznych w warunkach zurbanizowanych. 

SGGW-AR, Warszawa. 

ZIMNY H. 2006. Ekologiczna ocena stanu środowiska. Bioindykacja i biomonitoring. Agencja 

Rreklamowo-Wydawnicza A. Grzegorczyk, Warszawa. 

491


Aleksandra Bielicka-Giełdoń*, Ewa Ryłko*, Irena Bojanowska* 

OCENA ZAWARTOŚCI PIERWIASTKÓW METALICZNYCH W ZIOŁACH 

I PRZYPRAWACH DOSTĘPNYCH NA POLSKIM RYNKU 

EVALUATION OF METALS CONTENT IN HERBS AND SPICES 

AVAILABLE ON THE POLISH MARKET 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, zioła, przyprawy. 

Key words: heavy metals, herbs, spices. 

Herbs and spices have been known from the ancient times and now they are very popular in 

most cuisine of the world. Although herbs and spices have no nutritive properties but can improve 

taste and smell of food. More over they are supposed to have medical properties like 

antioxidant and antimicrobial action or antidiabetic potential. On the other hand, herbs and 

spices can contain some harmful component like pesticides, micotoxines and heavy metals. 

The aim of this study was estimate of heavy metals content in herbs and spices available on 

the Polish market. Content of Cu, Ni, Fe, Zn, Mn were determined using FAAS after samples 

mineralisation with 65 % nitric acid and 30 % hydrogen peroxide. 


Niektóre spośród pierwiastków metalicznych są nieodzowne do prawidłowego wzrostu 

i funkcjonowania żywych organizmów, jednak tylko w niewielkich stężeniach. Katalizują 

one wiele reakcji biochemicznych, zachodzących w organizmach, uczestniczą w tworzeniu 

czerwonych krwinek, hormonów i witamin, a także biorą udział w procesach fotosyntezy, 

oddychania, utleniania i redukcji oraz tworzenia pigmentów. Część z tych pierwiastków 

odgrywa ważną rolę w przemianie materii, wchodzi w skład układu kostnego 

i tkanek organizmów żywych oraz uczestniczy w funkcjonowaniu systemów nerwowych 

[Bojanowska i in. 2009]. 

* Dr Aleksandra Bielicka-Giełdoń, mgr Ewa Ryłko, dr Irena Bojanowska – Zakład Inżynierii 

Środowiska, Wydział Chemii, Uniwersytet Gdański, ul. Sobieskiego 18/19, 80-952 Gdańsk; 

tel.: 58 523 53 07; e-mail: rylko@chem.univ.gda.pl 

492

Ocena zawartości pierwiastków metalicznych w ziołach i przyprawach... 

W zbyt dużych dawkach metale mogą okazać się toksyczne. Do pierwiastków śladowych 

niezbędnych, czyli takich, których brak może powodować schorzenia roślin i zwierząt 

w normalnych warunkach ich życia, należą: miedź, mangan, żelazo i cynk; roślin: bor i molibden 

oraz zwierząt: kobalt, chrom, selen i jod [Alloway i Ayres 1999]. 

Szkodliwość pierwiastków śladowych zanieczyszczających środowisko wynika 

w dużym stopniu z ich biochemicznych i biologicznych właściwości, od których zależą następujące 

zjawiska [Bojanowska i in. 2009, Kabata-Pendias i Pendias 1999]: 

1) podatność na bioakumulację: 

● ze środowiska wodnego, np. Hg, Cd, Pb, Cu, Zn, Sr, 

● z gleby, np. Cd, Zn, B, Sn, Cs, Rb; 

2) koncentracja w biolitach w wyniku procesów geologicznych, np. Ba, Be, Se, B, Sr) łatwa 

absorpcja z przewodu pokarmowego, np. Hg, Cd, I, Zn, B; 

4) przenikanie przez łożysko do zarodka, np. Cd, Hg, Pb, Zn; 

5) przenikanie przez barierę biologiczną krew-mózg, np. Hg, Pb, B, Al; 

6) tworzenie połączeń z białkami, np. Hg, Pb, Se, Cd; 

7) uszkadzanie łańcucha kwasów nukleinowych, np. Cu, Zn, Cd, Hg, Ni. 

Mając na uwadze maksymę Paracelsusa z 1525 roku Sola dosis facit venenum, można 

stwierdzić, że w zasadzie wszystkie lub prawie wszystkie znane substancje chemiczne 

mogą wywołać objawy zatrucia, a tylko dawka decyduje o tym czy jakaś substancja jest, 

czy nie jest trucizną. Ze względu na ważną rolę jaką odgrywają metale śladowe, a także 

w związku z toksycznością powodowaną przez nadmierne ich spożycie, Światowa Organizacja 

Zdrowia (WHO) opracowała normy zalecanego dziennego spożycia tych pierwiastków 

przez człowieka o masie 70 kg. Dawki te wynoszą: 

1) miedzi (Cu) – 1,5–4 mg 

2) niklu (Ni) – 25–35 μg 

3) żelaza (Fe) – 10–15 mg 

4) cynku (Zn) – 15 mg 

5) manganu (Mn) – 2,5–6 mg [Bielicka i in. 2009, Kabata-Pendias i Pendias 1999]. 

Zioła i przyprawy cieszą się zainteresowaniem już od czasów antycznych i są powszechnie 

wykorzystywane do celów kulinarnych. Nie mają wprawdzie wartości odżywczej, 

jednak obok walorów smakowych i zapachowych, mają właściwości przeciwutleniające, 

przeciwbakteryjne oraz korzystnie wpływają na procesy trawienne, a dodatkowo konserwują 

żywność. Według doniesień literaturowych cechują się również właściwościami przeciwzapalnymi 

i przeciwcukrzycowymi [Krejpcio i in. 2007]. 

Z drugiej strony, obok właściwości prozdrowotnych, zioła i przyprawy mogą zawierać 

wiele związków szkodliwych i potencjalnie niebezpiecznych. Do tych substancji należą 

mikotoksyny, pozostałości pestycydów i policyklicznych wodorowęglanów oraz metale 

ciężkie [Krejpcio i in. 2007]. Aktualnie w polskim prawie nie ma określonych dopuszczalnych 

stężeń metali ciężkich w artykułach spożywczych tego typu. Do 2001 roku dopusz- 

493

Aleksandra Bielicka-Giełdoń, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska 

czalne stężenie miedzi i cynku w „pozostałych środkach spożywczych i używkach, zawierających 

powyżej 50% suchej masy” wynosiło odpowiednio: 20,0 i 50 mg·kg -1 [Zarządzenie... 

1993]. 

W pracy zaprezentowano wyniki badań zawartości wybranych pierwiastków metalicznych 

w ziołach i przyprawach dostępnych na polskim rynku jako źródła tych metali w codziennej 

diecie. 


Przedmiotem badań prezentowanych w pracy były herbatki ziołowe firmy Herbapol 

i przyprawy trzech wiodących marek: Prymat, Kamis i Galeo dostępne na polskim rynku, 

zakupione na terenie województwa pomorskiego. Materiał do badań stanowiły przyprawy 

powszechnie wykorzystywane w gospodarstwach domowych: czarny pieprz, czosnek, 

majeranek, papryka, cynamon, bazylia, oregano, zioła prowansalskie, natka pietruszki 

oraz herbatki ziołowe: koper włoski, szałwia, kora dębowa, ziele dziurawca, kwiatostan 

lipy, mięta. 

Opakowania z materiałem do badań były otwierane bezpośrednio przed analizą. Próby 

niejednorodne, w celu homogenizacji, rozcierano w moździerzu. 

Analizę ilościową pierwiastków metalicznych: Cu, Ni, Fe, Zn, Mn poprzedzono mineralizacją 

na mokro pod chłodnicami zwrotnymi z zastosowaniem stężonego kwasu azotowego(V) 

oraz 30% nadtlenku wodoru. Zawartość wyżej wymienionych pierwiastków oznaczono 

metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej z atomizacją w płomieniu acetylen-powietrze 

(FAAS), przy długości fal odpowiednio: Cu – 324,8 nm; Ni – 232,0 nm; Fe –248,3 nm; 

Zn – 213,9 nm; Mn – 279,5 nm [Bielicka i in. 2009]. 

Dokładność i precyzję zastosowanych metod potwierdzono przez równoległe oznaczenie 

certyfikowanego materiału odniesienia INCT-TL-1 (liście czarnej herbaty). 

3. WYNIKI BADAŃ 

Średnie zawartości poszczególnych metali ciężkich w badanych herbatkach ziołowych 

i przyprawach wynoszą (tab. 1): 

1) miedzi – od 3,37 do 16,4 mgCu·kg -1 s.m.; 

2) niklu – od 0,84 do 26,5 mgNi·kg -1 s.m.; 

3) żelaza – od 20,0 do 1120 mgFe·kg -1 s.m.; 

4) cynku – od 14,4 do 86,0 mgZn·kg -1 s.m.; 

5) manganu – od 10,2 do 802 mgMn·kg -1 s.m. 

Najmniejszą zawartość miedzi w badanych ziołach i przyprawach odnotowano w herbatce 

z kory dębowej oraz w czosnku granulowanym, największą natomiast w majeranku. 

Najmniejsze stężenie niklu zmierzono w herbatce ziołowej z kwiatostanu lipy, największe 

494


Tabela 1. Zawartość Cu, Ni, Fe, Zn i Mn w badanych ziołach i przyprawach 

Table 1. Content of Cu, Ni, Fe, Zn and Mn in ivestigated herbs and spices 

Nazwa 

Cu 

mgCu·kg -1 s.m. 

Ni 

mgNi·kg -1 s.m. 

Fe 

mgFe·kg -1 s.m. 

Zn 

mgZn·kg -1 s.m. 

Mn 

mgMn·kg -1 s.m. 

zakres średnia zakres średnia zakres średnia zakres średnia zakres średnia 

Koper włoski 11,4-11,6 11,5 26,2-26,8 26,5 78,0-79,8 78,9 55,4-57,2 56,3 185-191 188 

Szałwia 8,96-9,06 9,01 6,66-7,08 6,87 19,5-20,5 20,0 34,6-35,0 34,8 237-243 240 

Kora dębowa 3,77-3,87 3,82 2,00-2,08 2,04 28,6-29,8 29,2 21,3-21,5 21,4 791-813 802 

Ziele dziurawca 9,66-9,70 9,68 1,71-2,23 1,97 53,3-54,3 53,8 85,6-86,4 86,0 126-128 127 

Kwiatostan lipy 5,99-6,19 6,09 

0,687- 

1,003 

0,845 55,4-55,6 55,5 24,7-25,3 25,0 38,6-39,0 38,8 

Mięta 6,64-6,78 6,71 3,14-3,66 3,40 292-294 293 28,7-28,9 28,8 78,1-79,1 78,6 

Czarny pieprz 9,58-15,0 11,7 6,87-23,0 12,7 200-984 598 9,26-18,0 14,4 189-197 192 

Czosnek 2,70-4,24 3,37 0,10-0,12 2,08 54,6-69,3 61,1 22,0-24,7 23,5 9,41-11,0 10,2 

Majeranek 15,6-17,1 16,4 0,06-0,30 3,68 934-1280 1121 32,8-37,3 34,7 57,1-62,8 59,7 

Papryka 3,52-24,2 13,4 0,08-0,27 1,32 39-659 341 14,1-29,3 23,6 17,8-206 131 

Cynamon 6,58-8,87 7,43 0,20-0,39 4,99 118-336 202 25,6-28,2 26,8 5,50-19,0 14,4 

Bazylia 13,4-14,1 13,7 0,10-0,25 2,87 552-625 585 36,1-38,3 36,9 67,6-72,0 69,6 

Oregano 8,74-13,7 11,2 0,15-0,40 9,79 459-619 539 20,0-26,6 23,3 43,6-54,7 49,2 

Zioła prowansalskie 12,2-13,8 13,0 0,06-0,29 3,25 473-530 502 32,9-33,6 33,2 59,2-63,5 61,3 

Natka pietruszki 4,83-7,42 6,12 0,19-2,21 1,20 189-381 285 25,2-31,9 28,5 34,7-62,8 48,7 

495

Aleksandra Bielicka-Giełdoń, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska 

zaś w herbatce ziołowej z kopru włoskiego. Najmniejszą ilość żelaza oznaczono w herbatce 

ziołowej z szałwii, największą natomiast – w majeranku. Najmniejsze stężenie cynku 

zmierzono w czarnym pieprzu, największe natomiast w herbatce ziołowej z dziurawca. 

Najmniejszą zawartość manganu odnotowano w czosnku granulowanym i cynamonie, 

największą zaś w herbatce ziołowej z kory dębowej. 

W celu sprawdzenia poprawności analizy oznaczono zawartość analizowanych 

pierwiastków metalicznych w certyfikowanym materiale odniesienia, który przygotowano 

i atestowano w Zakładzie Chemii Analitycznej Instytutu Chemii i Techniki Jądrowej 

(tab. 2). Materiał certyfikowany INCT-TL-1 stanowiły liście herbaty pochodzenia argentyńskiego. 

Tabela 2. Zawartość Cu, Ni, Fe, Zn i Mn w certfikowanym materiale odniesienia 

Table 2. Content of Cu, Ni, Fe, Zn and Mn in certified reference material 

Pierwiastek 

Wartość zmierzona 

[mgMe·kg -1 s.m.] 

Wartość certyfikowana 

[mgMe·kg -1 s.m.] 

Cu 22,2 20,4 ± 1,5 

Ni 8,30 6,12 ± 0,52 

Fe 451 432* 

Zn 39,0 34,7 ± 2,7 

Mn 63,8 60,4 ± 2,6 

*wartość informacyjna 

Wyniki analizy materiału odniesienia zbliżone do wartości certyfikowanych świadczą 

o poprawności i wiarygodności przeprowadzonych badań. 


W pracy podjęto próbę oceny zawartości pięciu metali ciężkich w dostępnych na polskim 

rynku wybranych ziołach i przyprawach wiodących producentów. 

Przeprowadzone badania pozwalają na sformułowanie następujących wniosków: 

1. Z wyjątkiem cynku, w dwóch rodzajach herbatek ziołowych – z kopru włoskiego i ziela 

dziurawca – nie odnotowano przekroczenia dopuszczalnych zawartości podanych w literaturze 

[Krejpcio i in. 2007]. 

2. Stężenie metali w badanych ziołach i przyprawach można uznać za małe [Krejpcio i in. 

2007]. 

3. Największe stężenie analizowanych pierwiastków oznaczono w herbatce z kopru włoskiego 

oraz w przyprawach: majeranku i oregano. 

Zioła i przyprawy mogą stanowić uzupełnienie diety, jednak w związku z małymi 

stężeniami występujących w nich metali oraz ilością używanych przypraw nie mogą 

stanowić źródła pierwiastków śladowych w codziennej diecie człowieka. 

496


Praca finansowana z DS/8270-4-0093-1 oraz BNSRMN/538-8270-0516-1 


Alloway B. J., Ayres D. C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczania środowiska. 


Bielicka A., Ryłko E., Bojanowska I. 2009. Zawartość pierwiastków metalicznych 

w glebach i warzywach z ogrodów działkowych Gdańska i okolic. Ochrona Środowiska 

i Zasobów Naturalnych 40: 209–216. 

Bojanowska I., Bielicka A., Ryłko E. 2009. Pierwiastki niezbędne i toksyczne. W: 

Chemia żywi i ubiera. Materiały konferencyjne. Wydział Chemiczny, Politechnika Gdańska, 

Gdańsk. 

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo 

Naukowe PWN, Warszawa. 

Krejpcio Z., Król E., Sionkowski S. 2007. Evaluation of heavy metals contents in 

spices and herbs available on the Polish market. Polish J. Environ. Stud. 16(1): 97–100. 

Zarządzenie Ministra Zdrowia i Opieki Społecznej z dnia 31 marca 1993 r. w sprawie 

wykazu substancji dodatkowych dozwolonych i zanieczyszczeń technicznych 

w środkach spożywczych i używkach. M. P. Nr 22, poz. 233, zał. 4. 

497


Wojciech Kwasowski*, Lidia Oktaba* 

OCENA ZAWARTOŚCI OŁOWIU I CYNKU W WYBRANYCH ORGANACH 

PSZENICY (Triticum aestivum) UPRAWIANEJ 

PRZY TRASIE SZYBKIEGO RUCHU WARSZAWA–POZNAŃ 

EVALUATION OF ZINC AND LEAD CONTENT IN SELECTED ORGANS 

OF WHEAT GROWING IN VICINITY OF THE MAIN ROAD 

WARSZAWA–POZNAŃ 

Słowa kluczowe: trasa szybkiego ruchu, formy ołowiu i cynku, zawartość ołowiu i cynku 

w pszenicy. 

Key words: speedway, forms of zinc and lead in soils, zinc and lead in wheat. 

The paper is focused on the analysis of the content of zinc and lead in organs of wheat 

growing in the vicinity of a busy traffic route. The total content of zinc and lead in soils as 

well as the content of the particular fractions of these elements were analyzed. Increased 

total content and high value of the mobility index for Zn and Pb was observed in soils within 

a distance of 10 m from the traffic route. Content of the analyzed metals in wheat was distinctly 

higher in closest vicinity of the route, whereas natural quantities were observed in 

plants growing at larger distances in relation to the speedway (50 and 100 m). Contents of 

lead hampering the consumption usability of wheat were observed only in plants growing in 

closest vicinity (25 m) of the speedway. 


Jednym ze źródeł antropogenicznego zanieczyszczenia gleb, a w konsekwencji kolejnych 

ogniw łańcucha pokarmowego, jest motoryzacja. Ten niekorzystny wpływ dotyczy 

głównie terenów wzdłuż szlaków komunikacyjnych o dużym nasileniu ruchu. Liczne prace 

* Dr Wojciech Kwasowski, dr Lidia Oktawa – Zakład Gleboznawstwa, Katedra Nauk 

o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, 

ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; e-mail: wojciech_kwasowski@sggw.pl; 

lidia_oktaba@sggw.pl 

498

Ocena zawartości ołowiu i cynku w wybranych organach pszenicy (Triticum aestivum)... 

wskazują, że nadmierna kumulacja pierwiastków śladowych dotyczy głównie gleb położonych 

w 100, 150-metrowym pasie od drogi, a po przekroczeniu tej odległości przyjmuje wartości 

typowe dla terenów niezanieczyszczonych [Buczek i Jasiewicz 2000; Klimowicz i Melke 

2000; Gworek i Kwasowski 2001; Viard i in. 2004]. 

Badania dotyczące bioakumulacji pierwiastków śladowych w różnych gatunkach roślin 

uprawianych w pobliżu dróg wskazują, że duże ich nagromadzenie występuje głównie 

w warzywach liściowych (sałata, kapusta, seler, pietruszka), nieco mniejsze ilości w częściach 

podziemnych roślin warzywnych i pastewnych (marchew, ziemniaki, buraki), a najmniejsze 

w częściach generatywnych roślin, np. w ziarnach zbóż, nasionach maku czy 

rzepaku [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Jednakże ze względu na duży udział pieczywa 

w diecie ważna wydaje się ocena przydatności konsumpcyjnej zbóż. 

Celem pracy była analiza oddziaływania emisji komunikacyjnych na akumulację Pb i Zn 

w wybranych organach pszenicy. Badano również udział form ołowiu i cynku w glebach i ich 

wpływ na zawartość tych mikroelementów w analizowanych roślinach. 


Badania zlokalizowano w gminie Zduny i Łowicz (powiat łowicki) przy trasie komunikacyjnej 

Warszawa–Poznań E-30. W odległości 10, 25, 50 i 100 metrów od jezdni pobrano 

po dwadzieścia pięć prób mieszanych gleb z powierzchniowej warstwy 0–20 cm 

oraz materiał roślinny. Roślinny po umyciu i podzieleniu na poszczególne organy suszono 

w temp 70 o C do stałej masy, następnie zmielono i spopielono w temperaturze 

500 o C. Popiół rozpuszczono w 6M HCl na gorąco. W uzyskanych przesączach oznaczono 

Pb i Zn techniką AAS, przy użyciu aparatu Perkin-Elmer 2100. W powietrznie suchym 

materiale glebowym oznaczono: pH w 1M KCl, skład granulometryczny metodą 

Casagrande , a w modyfikacji Prószyńskiego oraz zawartość węgla organicznego metodą 

katalitycznego spalania do CO 2 

. Ogólną zawartość metali oznaczono metodą GF-A- 

AS, po mineralizacji w mieszaninie kwasów HNO 3 

i HCl w roztwarzaczu mikrofalowym 

Ethos Plus firmy Milsotone. Udział wybranych frakcji metali określono wykorzystując 

metodę ekstrakcji sekwencyjnej według Tessiera [1979] w modyfikacji Salbui in. [1998], 

co pozwoliło wydzielić frakcje zdefiniowane operacyjnie jako: F1–formy rozpuszczalne 

w wodzie, F2–wymienne, F3–zasorbowane specyficznie i związane z węglanami, F4– 

redukowalne – związane z tlenkami żelaza i manganu, F5–skompensowane organicznie, 

F6–rezydualne. Wskaźnik mobilności ołowiu i cynku w glebach obliczono jako procentowy 

udział sumy form rozpuszczalnych w wodzie (F1), form wymiennych (F2) oraz 

form związanych z węglanami (F3) w zawartości ogólnej. Wyniki analiz zawartości metali 

w glebach i roślinach zweryfikowano przy zastosowaniu materiałów referencyjnych 

SRM1515 i SS-2140-025-002. 

499

Wojciech Kwasowski, Lidia Oktaba 


Badane gleby reprezentowały piaski gliniaste mocne i gliny piaszczyste. Na badanym 

terenie dominowały gleby kwaśne, a zawartość węgla organicznego wyniosła średnio 

1,39% (tab. 1). 

Tabela 1. Wybrane właściwości fizykochemiczne badanych gleb 

Table 1. Some physical and chemical properties of tested soils 

pH KCl C org., g . kg -1 Frakcja


Zawartość ogólna metali w glebie nie zawsze skorelowana jest istotnie z ich bioprzyswajalnością. 

Jak podaje wielu badaczy [Chłopecka 1993; Dudka i Chłopecka 1990; Ge 

i Murray 2004; Gworek i in. 2004], znacznie lepszym wskaźnikiem ich biodostępności jest 

ocena udziału form mobilnych, wydzielonych metodami ekstrakcji sekwencyjnej, potencjalnie 

łatwo pobieranych przez rośliny. 

Oceniając udział form ołowiu w zawartości ogólnej na badanym terenie należy zwrócić 

uwagę, że niezależnie od odległości od trasy szybkiego ruchu najwięcej tego metalu gromadziło 

się we frakcji rezydualnej, od 39,9 do 63,7% zawartości ogólnej (rys. 1). 

Rys. 1. Procentowa zawartość frakcji ołowiu w badanych glebach w zależności od odległości od 

drogi 

Fig. 1. Percentage content of lead fractions in the studied soils with regard to distance from 

speedway 

Ołów rozpuszczalny w wodzie (F1) i związany w glebie wymiennie (F2) stanowił w badanych 

glebach od 2,8 do 2,1% zawartości ogólnej. W pozostałych frakcjach zawartość tego 

pierwiastka wahała się w szerokich granicach, co było silnie skorelowane z odległością 

od drogi. Udział form związanych z węglanami wynosił od 19,3% w odległości 10m od drogi 

do 10,4% w odległości 100 m od jezdni (rys.1). W próbkach gleb pobranych 50 i 100 metrów 

od jezdni zarówno suma frakcji, jak i poszczególny ich udział, nie różniły się istotnie, co 

świadczy o niewielkim wpływie komunikacji na te tereny (rys. 1). 

Proporcje poszczególnych frakcji cynku w badanych glebach wskazują na wyraźny 

wpływ motoryzacji na gleby oddalone 10 metrów od jezdni. Świadczy o tym duży udział 

w zawartości ogólnej frakcji cynku wymiennego (F2) – 5,8%, rozpuszczalnego w wodzie 

(F1) – 0,5% i związanego z węglanami (F3) – 18,8% (rys. 2). 

501


Rys. 2. Procentowa zawartość frakcji cynku w badanych glebach w zależności od odległości od 

drogi 

Fig. 2. Percentage content of zinc fractions in the studied soils with regard to distance from 

speedway 

Podobnie jak udział form ołowiu również udział form cynku w zawartości ogólnej w glebach 

oddalonych 50 i 100 m od drogi nie różnił się znacząco i był typowy dla gleb niezanieczyszczonych. 

Analizując zawartość frakcji metali ciężkich w glebach, zwłaszcza tych użytkowanych 

rolniczo, ważna jest ocena ich mobilności w glebie, co w znaczącym stopniu wpływa na ich 

biodostępność. Liczni autorzy [Kabała i Singh 2006; Kalembasa i Pakuła 2006] ilość mobilnych 

metali w glebach oceniają na podstawie wskaźnika mobilności (F1+F2+F3), uznając tę 

ilość metali za łatwo dostępną dla roślin. W przeprowadzonych badaniach wskaźnik mobilności 

ołowiu największą wartość, śr. 22,1%, przyjmuje w glebach odległych 10 metrów od 

krawędzi jezdni, co świadczy o dużej bioprzyswajalności ołowiu. Podobne wyniki uzyskała 

Gworek i in. [2004] analizując gleby słabo i średnio zanieczyszczone ołowiem w rejonie Legnicy. 

W analizowanych glebach w mniejszym stopniu narażonych na wpływ zanieczyszczeń 

komunikacyjnych (50 i 100 m od trasy szybkiego ruchu) wskaźnik mobilności jest znacznie 

mniejszy i wynosi odpowiednio 12,4% i 12,6%. Są to wartości typowe dla gleb niezanieczyszczonych. 

Niesiobędzka [2001] analizując frakcje ołowiu w glebach o naturalnej zawartości 

ołowiu stwierdziła zbliżoną wartość wskaźnika mobilności, wynoszącą ok. 10%. Szereg 

procentowego udziału frakcji ołowiu w analizowanych glebach przedstawia się następująco: 

1) 10m od drogi: F6(39,9)>F4(23,8)>F3(19,3)>F5(14,2)>F2(2,4)>F1(0,4), 



4) 100m od drogi: F6(63,7)>F4(13,2)>F5(10,5)>F3(10,4)>F2(2,1)>F1(0,1). 

502


Biodostępność cynku w badanych glebach oceniana na podstawie udziału frakcji mobilnych 

w glebach kształtowała się w szerokim zakresie. Wskaźnik mobilności był największy 

w glebach położonych 10 metrów od drogi i wynosił średnio 25,1%. Jeszcze większe 

wartości tego wskaźnika dla cynku, sięgające 34%, odnotowali Dąbkowska-Naskręt i Bartkowiak 

[2000] w glebach użytkowanych rolniczo w pobliżu dróg. Wraz z oddalaniem się od 

trasy szybkiego ruchu Warszawa-Poznań wskaźnik mobilności cynku zmniejszał się, osiągając 

wartości 13,6% w odległości 50 m i 14,1% w odległości 100 metrów od drogi. Kalembasa 

i Pakuła [2006] w płowych glebach leśnych Podlasia odnotowali wskaźnik mobilności 

13,7%, a Małuszyński [2003] w niezanieczyszczonych glebach Polski północnej – 11,8%. 

Procentowy udział analizowanych form cynku w omawianych glebach jest następujący: 




4) 100m od drogi: F6(62,0)>F4(12,2)>F5(11,7)>F3(11,2)>F2(2,6)>F1(0,3). 

Nagromadzenie ołowiu w badanych roślinach pszenicy było zróżnicowane zarówno 

w zależności od odległości od drogi, jak i pomiędzy analizowanymi organami. Wraz ze 

wzrostem odległości od trasy komunikacyjnej ilość ołowiu zmniejszała się w liściach i ziarniakach 

pszenicy. Zarówno w elementach kłosa (plewy, plewki i dokłosie), jak i w źdźbłach 

analizowanych roślin, rosnących w odległości 100 m od drogi, nastąpiło wyraźne zwiększenie 

zawartości tego mikroelementu (tab. 3). 

Tabela 3. Zawartość ogólna (zakresy, średnia i odchylenie standartowe – SD) ołowiu i cynku 

w organach pszenicy w zależności od odległości od drogi w mg . kg -1 s.m. 

Table 3. Total lead and zinc content (ranges, mean and standard deviation – SD) in vegetative 

organs of wheat in mg . kg -1 d.w. with regard to distance from speedway 

Pb 

Odległość od drogi, m 

Zawartość ogólna 

10 25 50 100 

zakres 1,42–1,98 1,20–1,86 1,07–1,42 1,06–1,52 

Liście 

średnia 1,81 1,42 1,28 1,31 

SD 0,215 0,176 0,143 0,197 

zakres 0,57–0,84 0,55–0,83 0,42–0,59 0,46–0,68 

Źdźbło 

średnia 0,75 0,81 0,50 0,63 

SD 0,102 0,104 0,053 0,062 

zakres 0,45–0,65 0,29–0,46 0,17–0,29 0,18–0,32 

Ziarno 

średnia 0,58 0,41 0,25 0,26 

SD 0,063 0,054 0,025 0,031 

Elementy 

kłosa 

zakres 1,14–1,35 0,92–1,12 0,37–0,59 0,52–0,70 

średnia 1,21 1,07 0,52 0,67 

SD 0,145 0,112 0,068 0,049 

cd. tabeli na stronie 504 

503


Zn 

liście 

źdźbło 

ziarno 

elementy kłosa 

cd. tabeli ze strony 503 

zakres 14,52–24,12 14,47–20,24 12,23–17,73 13,89–17,23 

średnia 18,51 16,92 14,53 15,24 

SD 2,689 2,458 1,763 1,345 

zakres 14,28–18,23 14,21–18,52 14,12–18,32 13,42–17,48 

średnia 16,42 16,24 16,92 14,58 

SD 1,753 1,873 1,986 1,324 

zakres 30,21–38,85 30,68–37,52 24,28–27,21 25,63–30,11 

średnia 34,75 34,12 26,91 28,32 

SD 3,521 3,498 2,254 2,249 

zakres 24,24–29,86 21,01–24,21 17,34–21,86 18,34–24,16 

średnia 26,92 22,12 19,91 21,97 

SD 2,873 2,298 1,997 2,653 

We wszystkich analizowanych organach największą kumulację ołowiu stwierdzono 

w roślinach rosnących w najbliższym sąsiedztwie drogi. W ziarnie pszenicy, rosnącej w odległości 

do 25 m od trasy komunikacyjnej, odnotowano szkodliwe z punktu widzenia toksykologicznego 

zawartości ołowiu od 0,58 mg . kg -1 s.m. do 0,41 mg . kg -1 s.m. Tak duża koncentracja 

ołowiu ogranicza wartość konsumpcyjną badanych roślin, ponieważ przekracza 

ilości dopuszczalne podane w rozporządzeniu Ministerstwa Zdrowia [2003] – < 0,20 

mgPb . kg -1 s.m. 

W ziarniakach roślin rosnących w dalszej odległości od drogi zawartość ołowiu była 

znacznie mniejsza, ok. 0,25 mg . kg -1 s.m. i już tylko nieznacznie przekraczała zawartości naturalne. 

Jeszcze większe zawartości ołowiu, przekraczające 1,0 mg . kg -1 s.m., odnotowali Buczek 

i Jasiewicz [2000] w ziarnie pszenicy rosnącej w odległości do 100 m od trasy szybkiego 

ruchu E4, Tarnów–Rzeszów–Przemyśl. 

Cynk jest pierwiastkiem niezbędnym do prawidłowego rozwoju roślin. Przeciętna zawartość 

cynku w ziarnie pszenicy z terenów nieobjętych wpływem zanieczyszczeń, jak podają 

Kabata-Pendias i Pendias [1999] kształtuje się w zakresie 23–38 mg . kg -1 s.m. Określone 

więc w badaniach zakresy zawartości cynku w ziarniakach pszenicy mieszczą się 

w przedziałach wartości najczęściej stwierdzanych w ziarnie zbóż w Polsce. Niemniej największą 

ilość cynku – zarówno w liściach, jak i ziarniakach – stwierdzono w roślinach rosnących 

w odległości do 25 m od drogi (tab. 3). 

Analiza statystyczna wykazała istotną korelację między zawartością Pb i Zn w glebach 

a ich bioakumulacją w liściach i ziarnie pszenicy. Jeszcze większe wartości współczynnika 

korelacji odnotowano między wskaźnikami mobilności tych metali w glebach a ich nagromadzeniem 

w ziarnach i liściach (tab. 4). 

504


Tabela 4. Współczynniki korelacji między zawartością ogólną metali w glebach, wskaźnikiem 

mobilności a ich bioakumulacją w organach pszenicy 

Table 4. Coefficiens of corelation between the total content of trace elements, mobility index in 

soils and bioaccumulation in organs of wheat 

Zawartość i wskaźnik mobilności Liście Źdźbła Ziarno Elementy kłosa 

Pb zawartość ogólna 0,6649 * 0,3021 0,5994 * 0,3072 

Pb wskaźnik mobilności 0,6831 * 0,4017 0,6341 * 0,3045 

Zn zawartość ogólna 0,6928 * 0,2431 0,6773 * 0,3311 

Zn wskaźnik mobilności 0,7162 * 0,4034 0,6935 * 0,3012 

Objaśnienie: *p = 0,01. 

Wysokie korelacje pomiędzy wskaźnikiem mobilności metali w glebach a pobraniem 

przez rośliny wskazują na możliwości przewidywania gromadzenia tych mikroelementów 

w roślinach na podstawie oceny ilości frakcji mobilnych w glebach. Jednak jest to 

tylko ocena jakościowa, wskazująca na możliwość pobrania, ponieważ każda zmiana 

właściwości gleby, np. pH, zawartości węgla organicznego czy wielkości pojemności 

sorpcyjnej, powoduje zmiany form metali w glebie, co ostatecznie prowadzi do ograniczenia 

lub zwiększenia pobrania przez rośliny. Podobne wnioski przedstawiają inni badacze. 

Chłopecka [1993] stwierdza, że ta prawidłowość dotyczy głównie kadmu i cynku, 

a w znacznie mniejszym stopniu miedzi i ołowiu. Tack i Verloo [1995] wskazują na 

istniejące korelacje pomiędzy ilością form mobilnych metali w glebach a ich pobraniem 

przez rośliny, jednak oszacowanie pobrania na tej podstawie jest bardzo trudne bądź 

wręcz niemożliwe. 

4. WNIOSKI 

1. Wpływ trasy szybkiego ruchu Warszawa-Poznań na zawartość ołowiu i cynku w glebach 

i w pszenicy stwierdzono w pasie do 50 metrów od drogi. 

2. Wskaźniki mobilności zarówno ołowiu, jak i cynku, wykazywały największe wartość 

w glebach położonych najbliżej drogi, co w istotny sposób zwiększało ich pobieranie 

przez pszenicę. 

3. Zawartość ołowiu ograniczającą przydatność konsumpcyjną pszenicy stwierdzono 

w roślinach rosnących w sąsiedztwie trasy komunikacyjnej (do 25 m). 


BUCZEK J., JASIEWICZ C. 2000. Występowanie ołowiu, kadmu i cynku w zbożach uprawianych 

w sąsiedztwie drogi E4 Tarnów-Rzeszów-Przemyśl. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Rol. 471: 865–872. 

505


CURZYDŁO J. 1995. Skażenia motoryzacyjne wzdłuż dróg i autostrad oraz sposoby przeciwdziałania 

ujemnym skutkom motoryzacji w środowisku. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln., z. 418: 265–269. 

CHŁOPECKA A. 1993. Forms of trace metals from inorganic sources in soils and amounts 

found in spring barley. Water Air and Soil Pollut. 69: 127–134. 

DĄBKOWSKA-NASKRĘT H., BARTKOWIAK A. 2000. Analiza specjacyjna cynku w glebach 

użytkowanych rolniczo w pobliżu dróg. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., z. 471: 

229–235. 

DUDKA S., CHLOPECKA A. 1990. Effect of solid-phase speciation on metal mobility and 

phytoavailability in sludge-amended soil. Water Air and Soil Pollut. 51: 153–160. 

DĘBSKA-KALINOWSKA Z., LEWICKA E., KWASOWSKI W. 1999. Zawartość metali ciężkich 

w glebie i w roślinach łąkowych rosnących w różnej odległości od arterii komunikacyjnych. 

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 18: 357–363. 

GE Y., MURRAY P., HENDERSHOT W.H. 2000. Trace metal speciacion and bioavailability 

in urban soils. Environmental Pollut. 107: 137–144. 

GWOREK B., KWASOWSKI W. 2001. Wpływ motoryzacji na środowisko. Obieg pierwiastków 

w przyrodzie. Instytut Ochrony Środowiska Monografia T. 1: 39–48. 

GWOREK B., KWAPISZ J., JESKE K. 2004. Przydatność metody ekstrakcji sekwencyjnej 

do oceny efektywności fitoremediacji gleb zanieczyszczonych miedzią i ołowiem Rocz. 

Glebozn. LV(1): 135–143. 

KABAŁA C., SINHG B.R. 2006. Distribution and Forms of Cadmium in Soils Near a Copper 

Smelter. Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, No. 2a: 90–97. 

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

Warszawa: 398. 

KALEMBASA D., PAKUŁA K. 2006. Fractions of Zinc and Copper in the Forest Luvisols of 

South Podlasie Lowland. Polish J. Environ. Stud. Vol 15, No. 2a, 98–103. 

KLIMOWICZ Z., MELKE J. 2000: Zawartość metali ciężkich w glebach w sąsiedztwie szlaków 

komunikacyjnych na przykładzie wybranych tras. Roczniki Gleboznawcze T. LI, nr 

¾, 37–46. 

MAŁUSZYŃSKI M.J. 2003. Zinc distribution and mobility in contaminated and unconaminated 

sites in Poland. Obieg pierwiastków w przyrodzie. IOŚ Monografia T. 2, 145–149. 

NIESIOBĘDZKA K. 2001. Specjacja metali ciężkich w aspekcie właściwości gleb. Obieg 

pierwiastków w przyrodzie. IOŚ Monografia T. 1, 55–61. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. w sprawie maksymalnych 

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować 

się w żywności, składnikach żywnościowych, substancjach powstających 

w przetwarzaniu lub na powierzchni żywności (Dz.U. nr 37, poz. 326). 

SALBU B., KREKLING T., OUGHTON D.H. 1998: Characterization of radioactive particles 

in environment. Analyst 123: 843–849. 

506


TACK F.M., VERLOO M.G. 1995. Chemical speciacion and fractionation in soil and sediment 

heavy metal analysis: a review. Int. J. Environ. Anal. Chem. 59: 225–238. 

TESSIER A., CAMBELL P.G.C., BISSON M. 1979: Sequential extraction procedure for the 

speciacion of particular trace metals. Anal. Chem. 51: 844–850. 

VIARD B., PIHAN F., PROMEYRAT S., and PIHAN J.C. 2004. Integrated assessement of 

heavy metal (Pb, Zn, Cd) highway pollution: bioaccumulation in soil, Graminaceae and 

land snails. Chemosphera 55: 1349–1359. 

507


Joanna Szyszlak-Bargłowicz*, Izabela Mijalska-Szewczak* 

ZAWARTOŚĆ MANGANU I ŻELAZA W PASIE ZIELENI PRZYDROŻNEJ 

CONCENTRATION OF MANGANESE AND IRON 

IN THE GREEN BELT ROADSIDE 

Słowa kluczowe: zanieczyszczenia motoryzacyjne, ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita 

Rusby). 

Key words: motoring pollution, Virginia mallow (Sida hermaphrodita Rusby). 

Heavy metals, of automotive origin are present in the particles of solid PM (particulate matter) 

that come from the products of engine wear, the impurities contained in the fuel and lubricating 

oil. The remains of residual fuel catalysts are especially dangerous. The paper presents 

the content of manganese and iron in the green belt, which was planted with Virginia mallow 

(Sida hermaphrodita Rusby). The testing samples of various plant parts leaves, stems and 

roots at different distances from the road: 7 m, 15 m and 22 m were taken. The highest content 

of manganese and iron was found in the leaves of Virginia mallow, which are most vulnerable 

to automobile pollution. Moreover, it was observed that the content of the analyzed elements 

in the leaves decreased when the point of sampling was moved away from the road. 


Metale ciężkie pochodzenia motoryzacyjnego są obecne w cząstkach stałych PM (particulate 

matter), jako produkty ścierania elementów silnika, z zanieczyszczeń zawartych 

w paliwie oraz z oleju smarującego. Szczególnie niebezpieczne są pozostałości katalizatorów 

procesu przeróbki paliwa [Merkisz, Piekarski, Słowik 2005]. 

Zaprzestanie emisji zanieczyszczeń nie eliminuje jednak zagrożenia łańcucha pokarmowego 

metalami ciężkimi, gdyż w tym wypadku skażenie ma charakter trwały [Grzebisz, 

Diatta, Barłóg 1998]. 

* Dr inż. Joanna Szyszlak-Bargłowicz, mgr inż. Izabela Mijalska-Szewczak – Katedra 

Energetyki i Pojazdów, Wydział Inżynierii Produkcji, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, 

ul. Poniatowskiego 1, 20-060 Lublin: tel.: 81 445 83 15 

508

Zawartość manganu i żelaza w pasie zieleni przydrożnej 

W geochemicznym obiegu manganu ważną rolę spełnia jego duża bioakumulacja. Podlega 

on nagromadzeniu w pokładach węgla (śr.

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Izabela Mijalska-Szewczak 

mineralnych, w mg/100 g gleby, wynosiła odpowiednio: P – 13,6; K – 22,2; Mg – 8,4 

i pH 7,4. 

Doświadczenie w pierwszym roku uprawy nawożono saletrą amonową (N 34%), superfosfatem 

pojedynczym (P 19%) i siarczanem potasu (K 50%) w proporcji N:P:K = 158: 

88:116 = 1,8:1:1,3. Azot wprowadzano w dwóch dawkach. 

Próbki gleby pobrano z głębokości 0–20 cm, z działek doświadczalnych I i II. Na każdą 

próbkę ogólną składało się 0,5 kg gleby. Próbki pobierano według instrukcji pobierania próbek 

glebowych z gruntów ornych i użytków zielonych, opracowanej przez Stację Chemiczno-Rolniczą 

zgodnie z PN – R – 04031:1997. 

Z każdej z działek doświadczalnych po zakończeniu wegetacji roślin, jesienią każdego 

roku prowadzenia badań, pobrano również próbki poszczególnych części roślin ślazowca 

pensylwańskiego (liście, łodygi, korzenie). Próbki pobrano z części pasa zieleni najbliżej 

położonego od krawędzi drogi (ok. 7 m), ze środka pasa (ok. 15 m) i części położonej najdalej 

od krawędzi jezdni (22 m). Korzenie dokładnie umyto, wszystkie pobrane próbki glebowe 

i roślinne wysuszono i przekazano do Okręgowej Stacji Chemiczno-Rolniczej w Lublinie, 

akredytowanej przez Polskie Centrum Akredytacji (Certyfikat Akredytacji o nr AB 312 

wydano 16 października 2006 r.). W badaniach zastosowano takie metody analityczne, jak: 

1) analiza próbek gleby mineralnej: pH PN – ISO 10390:1997; fosfor PN – R 040231996 

(gleby mineralne); potas PN – R – 4022:1996 (gleby mineralne); magnez PN – R – 

04020: 1994 (gleby mineralne); żelazo, mangan (ogólne) PN–SO 11047:2001, PB– 

17 – metoda ASA; mangan przyswajalny PB–06–PN–R–04019–metoda ASA; żelazo 

przyswajalne PB–06–PN–R–0402 – metoda ASA; skład granulometryczny PN R 

– 04062:1998, PB – 33* – metoda areometryczna; oznaczenie próchnicy PB – 34* – 

metoda Tiurina (*metoda nieakredytowana); 

2) analiza próbek materiału roślinnego: żelazo, mangan PB–16 – metoda ASA. 


W tabeli 1 przedstawiono wyniki badań zawartości manganu i żelaza w glebie, na której 

rósł ślazowiec pensylwański. 

Tabela 1. Zawartość Mn i Fe w glebie, na której rósł ślazowiec pensylwański [Badania własne] 

Table 1. Mn and Fe concentration in soil on which Virginia mallow was grown [Author’s own research] 

Działka 

I 

II 

Cykle badań 

Zawartość, mg·kg -1 

Mn ogólny Mn przyswajalny Fe ogólne Fe przyswajalne 

Wiosna 1 rok 564 258,1 13686 2000 

Jesień 1 rok 561 285,5 13520 2120 

Jesień 2 rok 493 301,6 12154 2395 

Wiosna 1 rok 612 315,6 14402 2605 

Jesień 1 rok 607 325,6 14486 2655 

Jesień 2 rok 544 368,6 14053 3370 

510

Zawartość manganu i żelaza w pasie zieleni przydrożnej 

Analizując podaną przez Kabatę-Pendias i Pendiasa [1999] zawartość, manganu i żelaza 

w powierzchniowych poziomach gleb gliniastych w Polsce i dopuszczalne ich zawartości 

w glebach użytkowanych rolniczo stwierdzono, że w analizowanych próbkach gleby zawartość 

tych pierwiastków nie przekroczyła średniej naturalnej zawartości w tym typie gleby, 

jak również dopuszczalnej zawartości w glebach użytkowanych rolniczo. 

W tabelach 2 i 3 przedstawiono zawartość manganu i żelaza w poszczególnych częściach 

roślin ślazowca pensylwańskiego. 

Tabela 2. Zawartość Mn w poszczególnych częściach ślazowca pensylwańskiego [Badania własne] 

Table 2. Mn concentration in the particular parts of Virginia mallow [Author’s own research] 

Działka 

Zawartość 

Mn, 

mg·kg -1 

I 

II 

Części rośliny Liście Łodygi Korzenie 

Odległość 

od drogi, m 

7 15 22 7 15 22 7 15 22 

Pierwszy rok 44,85 32,95 38,2 3,45 2,71 3,55 19,14 10,56 11,61 

Drugi rok 44,90 36,4 29,3 3,60 2,99 3,17 10,17 8,98 19,80 

Pierwszy rok 37,65 27,30 23,15 4,43 3,30 2,60 11,93 12,46 11,27 

Drugi rok 31,30 20,80 18,90 6,38 2,79 2,58 8,12 9,42 6,65 

Tabela 3. Zawartość Fe w poszczególnych częściach ślazowca pensylwańskiego [Badania własne] 

Table 3. Fe concentration in the particular parts of Virginia mallow [Author’s own research] 

Działka 

Zawartość 

Fe, 

mg·kg -1 

I 

II 

Części rośliny Liście Łodygi Korzenie 

Odległość 

od drogi, m 

7 15 22 7 15 22 7 15 22 

Pierwszy rok 44,85 32,95 38,2 3,45 2,71 3,55 19,14 10,56 11,61 

Drugi rok 44,90 36,4 29,3 3,60 2,99 3,17 10,17 8,98 19,80 

Pierwszy rok 37,65 27,30 23,15 4,43 3,30 2,60 11,93 12,46 11,27 

Drugi rok 31,30 20,80 18,90 6,38 2,79 2,58 8,12 9,42 6,65 

Zawartość manganu w liściach, łodygach i korzeniach ślazowca pensylwańskiego nie 

była nadmierna (toksyczna) – występowała w granicach zawartości tego pierwiastka w różnych 

roślinach o umiarkowanej wrażliwości na jego nadmiar oraz w granicach zawartości 

w roślinach uprawnych Polski [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. 

Najwyższą zawartość manganu i żelaza stwierdzono w liściach badanej rośliny. 

Ponadto zaobserwowano, że zwartość badanych pierwiastków metali ciężkich w liściach 

zmniejszyła się wraz oddaleniem od drogi punktu pobierania próbki. Natomiast 

najniższą zawartość manganu i żelaza stwierdzono w łodygach ślazowca pensylwańskiego. 

Biorąc pod uwagę, że jest to roślina energetyczna i głównym kierunkiem energetycznego 

wykorzystania jest biomasa łodyg, jest to istotna informacja w aspekcie 

związanym z jej użytkowaniem. Jak podaje Rybak [2006] w czasie spalania biopaliw 

ważną rolę odgrywają metale śladowe, wpływając na emisje, wykorzystanie popiołów 

i tworzenie aerozli. 

511

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Izabela Mijalska-Szewczak 

Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że rozmieszczenie manganu w roślinach wykazuje, 

że nadziemne części roślin są najbogatsze w ten pierwiastek, co wiąże się z koncentracją 

w chloroplastach. Współzależność działania manganu od innych pierwiastków 

ma zarówno podłoże geochemiczne, jak i biochemiczne. Nadmierne ilości metali ciężkich, 

miedzy innymi manganu, ogranicza pobieranie i przemieszczanie żelaza. Ten antagonizm 

może też działać w kierunku odwrotnym, tzn. duże stężenie żelaza zmniejsza pobieranie 

i aktywność innych metali. Interakcje te zachodzą zarówno w środowisku glebowym, jak 

i w tkankach roślin. 

4. Wnioski 

1. Najwyższą koncentrację manganu i żelaza stwierdzono w liściach ślazowca pensylwańskiego 

– są to części roślin najbardziej narażone na zanieczyszczenia motoryzacyjne, 

a bioakumulacja w nich pierwiastków metali ciężkich może służyć jako wskaźnik 

zanieczyszczenia środowiska. 

2. Wyraźne oddziaływanie spalin samochodowych obserwuje się tylko w odniesieniu do 

koncentracji manganu i żelaza w liściach ślazowca pensylwańskiego. 

3. Ślazowiec pensylwański, nasadzony pasowo wzdłuż dróg, może w pełni spełniać rolę 

ekranu biologicznego chroniącego przed zanieczyszczeniami motoryzacyjnymi. 


BN – 78/9180 – 11 Gleby i utwory mineralne. Podział na frakcje i grupy granulometryczne. 

Eichler W. 1989. Trucizny w naszym pożywieniu. PZWL, Warszawa. 

Grzebisz W., Diatta J.B., Barłóg P. 1998. Ekstrakcja metali ciężkich z gleb zanieczyszczonych 

emisjami hut miedzi. Część I. Konopie siewne. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln., 460: 685–695. 

Merkisz J., Piekarski W., Słowik T. 2005. Motoryzacyjne zanieczyszczenia środowiska. 

WAR, Lublin. 

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, 

Warszawa. 

PN – R – 04031:1997 Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Pobieranie próbek. 


jakości gleb oraz standardów jakości ziemi. (Dz.U. z 2002 r. Nr 165, poz. 1359). 

Rybak W. 2006. Spalanie i współspalanie biopaliw stałych. Oficyna Wydawnicza Politechniki 

Wrocławskiej, Wrocław. 

512


Barbara Poniedziałek*, Piotr Rzymski*, Mikołaj Kokociński**, 

Lubomira Burchardt**, Krzysztof Wiktorowicz* 

ZMIANY FLUORESCENCJI CHLOROFILU CYLINDROSPERMOPSIS 

RACIBORSKII I APHANIZOMENON FLOS-AQUAE POD WPŁYWEM 

SOLI OŁOWIU 

CHANGES OF CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII AND 

APHANIZOMENON FLOS-AQUAE CHLOROPHYLL FLUORESCENCE 

UNDER THE INFLUENCE OF LEAD 

Słowa kluczowe: sinice, fluorescencja, metale ciężkie, cytometria przepływowa. 

Key words: cyanobacteria, fluorescence, heavy metals, flow cytometry. 

Impact of heavy metals on environment including living organism is still an object of studies. 

Blue-green algae (Cyanobacteria) are considered as the evolutionally oldest organisms 

living on Earth and probably had developed several mechanisms of adverse environmental 

conditions. Latest reports indicate that selected Cyanobacteria species are capable of high 

heavy metals accumulation. Different tolerance is observed depending on species of Cyanobacteria. 

Using flow cytometry method we analyzed impact of lead salt (Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O) 

in three concentrations 1uM, 10uM, 100uM on chlorophyll fluorescence of two Cyanobacteria: 

Cylindrospermopsis raciborskii and Aphanizomenon flos-aquae. Samples were incubated 

for 24h. Fluorescence measurement was conducted in 4 time intervals. Time-dependent 

and concentration-dependent fluorescence inhibition was observed. Higher inhibition concerned 

Cylindrospermopsis raciborskii. Most likely destruction of tylakoids and degradation 

of chlorophyll occurred in cells of Cyanobacteria. Fluorescence measurement using flow cytometry 

can be an effective tool in analyzing a heavy metals impact on cells. 

* Dr Barbara Poniedziałek, mgr Piotr Rzymski, prof. dr hab. Krzysztof Wiktorowicz – Katedra 

Biologii i Ochrony Środowiska, Wydział Nauk o Zdrowiu, Uniwersytet Medyczny im. Karola 

Marcinkowskiego w Poznaniu, ul. Długa 1/2, 61-848 Poznań; tel.: 61 853 05 71; e-mail: 

wnozbiol@ump.edu.pl 

** Dr Mikołaj Kokociński, prof. dr hab. Lubomira Burchardt – Zakład Hydrobiologii, Wydział 

Biologii, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, ul. Umultowska 89, 61-614 

Poznań; tel.: 61 829 57 65; e-mail: hydro@amu.edu.pl 

513

Barbara Poniedziałek i in. 


Sinice (Cyanobacteria) to prokariotyczne mikroorganizmy zdolne do fotosyntezy w obecności 

chlorofilu a i fikocyjaniny. Są to organizmy kosmopolityczne, występując w różnych 

warunkach klimatycznych. Większość z poznanych dotychczas 2,5 tys. gatunków sinic jest 

związana z różnorodnym środowiskiem wodnym, niektóre gatunki mogą występować również 

w wodach silnie zanieczyszczonych metalami ciężkimi [Seckbach 2007, Oren, 2011]. 

Przy odpowiednich poziomach azotu i fosforu oraz temperatury organizmy te mogą tworzyć 

tzw. zakwity. Pośród kwitnących sinic występują gatunki zdolne do produkcji toksycznych 

dla człowieka alkaloidów i cyklicznych peptydów o różnorodnym działaniu, głownie hepato-, 

dermato- lub neurotoksycznym [Apeldoorn i in. 2007]. Do gatunków toksycznych zalicza się 

m.in. niektóre szczepy Cylindrospermopsis raciborskii oraz Aphanizomenon flos-aquae [Lagos 

1999, Ballot 2010], które wykorzystaliśmy w naszych badaniach. 

Sinice uznaje się za jedne z najstarszych ewolucyjnie organizmów. Ich liczące około 

3,5 mld lat prekambryjskie szczątki zachowały się w postaci tzw. stromatolitów [Stal 2000]. 

Jest to prawdopodobna przyczyna przystosowania się niektórych gatunków czy szczepów 

do ekstremalnych warunków egzystencji, w tym również do skażenia środowiska przyrodniczego. 

Ewolucyjne mechanizmy adaptacji sinic do różnorodnych pod względem parametrów 

fizyczno-chemicznych i biologicznych środowisk były powodem podjęcia badań nad 

tolerancją wybranych gatunków na różne stężenia metali ciężkich. 

Metale ciężkie występują naturalnie w skorupie ziemskiej, glebach i wodach gruntowych, 

jednakże ich emisja ze źródeł antropogenicznych, takich jak rolnictwo czy przemysł, 

stanowi poważny problem środowiskowy. Ołów (Pb) jest jednym z metali ciężkich występujących 

powszechnie w środowisku wodnym, wykazującym toksyczne działanie zarówno 

w stosunku do roślin, zwierząt, jak i w stosunku do człowieka [Ruangsomboon i in. 2006, 

Pinchasov i in. 2006, Chakraborty i in. 2011]. 

Celem badań prezentowanych w niniejszej pracy była ocena wpływu soli ołowiu na fluorescencję 

chlorofilu a dwóch gatunków sinic (Cylindrospermopsis raciborskii oraz Aphanizomenon 

flos-aquae), w zależności od stężenia metalu oraz czasu inkubacji. Ocenę oparto 

na pomiarach fluorescencji chlorofilu a za pomocą cytometrii przepływowej – techniki powszechnie 

wykorzystywanej w diagnostyce medycznej, aczkolwiek o rosnącym znaczeniu 

także w innych dziedzinach nauki, m.in. w analizach komórek fitoplanktonu. Metoda ta pozwala 

na szybkie, automatyczne pomiary takich parametrów jak ziarnistość, wielkość czy 

fluorescencja komórek obecnych w niewielkich objętościowo próbach. Analiza zmian autofluorescencji 

chlorofilu a jest metodą pozwalającą na oszacowanie dynamiki rozwoju sinic 

pod wpływem wybranych czynników środowiskowych. 

514

Zmiany fluorescencji chlorofilu Cylindrospermopsis raciborskii i Aphanizomenon flos-aquae... 


Przedmiotem badań były dwa gatunki sinic: Cylindrospermopsis raciborskii oraz Aphanizomenon 

flos-aquae (rząd: Nostocales), wyizolowane z próbek środowiskowych pochodzących 

z jeziora Bityńskiego i należące do stałej kolekcji kultur Zakładu Hydrobiologii Uniwersytetu 

A. Mickiewicza w Poznaniu. 

Hodowle sinic prowadzono w 500 ml zlewkach wypełnionych pożywką (200 ml) BG 11 

[Rippka i in. 1979], zakorkowanych korkami wykonanymi z gazy i płótna. Tak przygotowane 

hodowle umieszczono w komorach termostatycznych, gdzie panowała temperatura 25 o C, 

przy oświetleniu 16-35μEm -2 s -1 dostarczanym za pomocą świetlówek OSRAM limilux w cyklu 

16:8 (światło/ciemność). 

Do hodowli dodawano octanu ołowiu II (Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O) (POCH SA), uzyskując 

w pożywce stężenia 1 μM, 10 μM i 100 μM. Badania wykonano w 10 powtórzeniach. 

Intensywność pomiarów fluorescencji mierzono cytometrem przepływowym FACScan 

(Becton Dickinson), wyposażonym w 15 mW laser argonowy, emitujący światło o długości 

488 nm. 

Komórki wybrakowano na podstawie rozproszenia światła lasera, będącego wykładnikiem 

wielkości (FSC) i ziarnistości (SSC) komórek. 

Fluorescencja chlorofilu a była rejestrowana w kanale detekcji fluorescencji FL3 rejestrującym 

światło o długości >670 nm. Analizy danych dokonano za pomocą programu CellQuest 

(Becton Dickinson). 

3. Wyniki 

W przypadku obu badanych gatunków sinic zaobserwowano inhibicyjny wpływ soli ołowiu 

na autofluorescencję chlorofilu a (rys. 1 i 2). Najniższe wartości fluorescencji obserwowano 

po 24 godzinach inkubacji. Różnice zaobserwowano również ze względu na stężenie 

soli – najsilniejsze hamowanie fluorescencji obserwowano przy najwyższym zastosowanym 

stężeniu – 100µM. Oba czynniki – czas i stężenie, wynoszącym oddziaływały na autofluorescencję 

w sposób liniowy. 

Z porównania obu gatunków wynika, że silniejsze hamowanie fluorescencji występowało 

u Cylindrospermopsis raciborskii. Nawet przy najniższym stężeniu badanej soli ołowiu 

(1µM) i najkrótszym czasie inkubacji (3-godz.) zaobserwowano ponad 15% spadek fluorescencji 

względem kontroli, podczas gdy dla Aphanizomenon flos-aquae spadek ten wynosił 

jedynie 2%. Porównanie zmian fluorescencji przy najwyższym badanym stężeniu (100 µM) 

po upływie 24 godzin inkubacji wskazało na ponad 80-procentowe wygaszenie fluorescencji 

dla Cylindrospermopsis raciborskii, dla Aphanizomenon flos-aguae natomiast wygaszenie 

było rzędu 60%. 

515


Rys. 1. Procentowe (%) zmiany fluorescencji Aphanizomenon flos-aquae w stosunku do kontroli 

w zależności od stężenia Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O (µM ) i czasu inkubacji 

Fig. 1. Concentration and time dependent percentage (%) fluorescence changes of Aphanizomenon 

flos-aquae fluorescence compared to control depending on Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O concentration 

(µM ) and incubation time 

Rys. 2. Procentowe (%) zmiany fluorescencji Cylindrospermopsis raciborskii w stosunku do kontroli 

w zależności od stężenia Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O (µM ) i czasu inkubacji 

Fig. 2. Concentration and time dependent percentage (%) fluorescence changes of Cylindrospermopsis 

raciborskii fluorescence compared to control depending on Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O 

concentration (µM ) and incubation time 

516


4. Dyskusja wyników 

Toksyczny wpływ ołowiu na organizmy żywe stwierdzono już ponad 2 tysiące lat temu 

[Lewis 1985]. Powszechnie znany jest również fakt jego bioakumulacji, zwłaszcza w środowisku 

wodnym, oraz biomagnifikacji w łańcuchach troficznych – od komórek fitoplanktonu 

aż do człowieka, który korzysta z zasobów wodnych jako źródła pokarmu [Vymazal 1990, 

Carpentier 2001]. Dokładny proces toksycznego wpływu ołowiu na poszczególne struktury 

organizmów, w tym pojedyncze komórki, jest wciąż obiektem badań [Pawlik-Skowrońska, 

Skowroński 1996]. 

W niniejszej pracy wykazano za pomocą cytometrii przepływowej hamowanie fluorescencji 

chlorofilu a dwóch gatunków sinic pod wpływem soli ołowiu. Metoda ta, stosowana powszechnie 

w naukach medycznych, znajduje coraz szersze zastosowanie w innych dziedzinach 

nauki. Jej niewątpliwą zaletą jest szybki i zautomatyzowany pomiar, jak również niewielka 

objętość badanych prób – wystarczającą ilością do wielokrotnej analizy jest objętość 1 ml. 

Sinice są interesującym obiektem badawczym, ze względu na wykształcenie wielu 

przystosowań do egzystencji w środowisku wodnym, niekiedy o skrajnym charakterze 

[Seckbach 2007]. Istnieją doniesienia o występowaniu sinic w wodach skażonych metalami 

ciężkimi. Odnotowano przypadki zakwitów sinic w takich środowiskach, czyli masowego 

namnażania się komórek określonych gatunków przez okres kilkunastu dni, w tym również 

z udziałem analizowanego gatunku Aphanizomenon flos-aquae [Burchardt i in. 2007]. 

Fluorescencja chlorofilu a odzwierciedla aktywność fotosyntetyczną aparatu asymilacyjnego. 

Intensywność fluorescencji zależy od ilości cząsteczek chlorofilu znajdujących 

się w danym momencie w stanie wzbudzenia. Im więcej wzbudzonych cząstek chlorofilu, 

tym intensywniejsza fluorescencja [Garstka 2007]. Obserwowane w naszych badaniach jej 

wygaszanie jest prawdopodobnie skutkiem uszkodzeń plastydów i degradacją chlorofilu. 

Podobny efekt zaobserwował Pinchasov [Pinchasov i in. 2006], wykazując spadek stężenia 

chlorofilu w komórkach sinicy Synechococcus leopoliensis w wyniku jej inkubacji z solami 

ołowiu. 

Należy nadmienić, że pośród sinic obserwuje się zróżnicowanie gatunkowe w tolerancji 

na obecność metali ciężkich w środowisku. Sikora [Sikora i in. 2009] wykazał wzmacnianie 

fluorescencji pod wpływem soli ołowiu dla Synechocystis aqualitis, z kolei Rzymski [Rzymski 

i in. 2011] poczynił podobne obserwacje dla Microcystis aeruginosa dla niskich stężeń 

kadmu i rtęci. W naszych badaniach obserwowano inhibicyjny wpływ soli ołowiu na oba badane 

gatunki, jednak silniejszy wpływ stwierdzono dla Cylindrospermopsis raciborskii. 


Zaobserwowany w pracy hamujący wpływ soli ołowiu na fluorescencję chlorofilu 

a wzrastał liniowo wraz ze stężeniem soli i czasem inkubacji. Odnotowano róznice w reakcji 

517


na inkubację z Pb(CH 3 

COO) 2·3H 2 

O pomiędzy badanymi gatunkami sinic. Inhibicja fluorescencji 

chlorofilu a była najprawdopodobniej spowodowana destrukcją tylakoidów i degradacją 

chlorofilu. 

Badanie fluroescencji przy pomocy cytometru przepływowego wydaje się być obiecującą 

techniką w analizie zmian zachodzących w komórkach fitoplanktonu pod wpływem metali 

ciężkich. 


APELDOORN M.E., EGMOND H.P., SPEIJERS G.A., BAKKER G.I. 2007. Toxins of cyanobacteria. 

Mol Nutr. Food Res. (51): 7–60. 

BALLOT A., FASTNER J., WIEDNER C. 2010. Paralytic shellfish poisoning toxin-producing 

cyanobacterium Aphanizomenon gracile in northeast Germany. Appl. Environ. Microbiol. 

(4): 1173–1180. 

BURCHARDT L., MARSHALL H.G., KOKOCIŃSKI M., OWSIANNY P.M. 2007. Blooms 

of Aphanizomenon flos-aquae associated with historical trophic changes occurring in 

Lake Świetokrzyskie, Poland. Ocean. Hydrobiol. Studies (36, Suppl. 1): 261–266. 

CARPENTIER R. 2001. The negative action of toxic divalent cations on the photosynthetic 

apparatus. W: Handbook of plant and crop stress. Marcel Dekker, New York. 

CHAKRABORTY N, BANERJEE A, PAL R. 2011. Accumulation of lead by free and immobilized 

cyanobacteria with special reference to accumulation factor and recovery. Bioresour. 

Technol 102(5): 4191–4195. 

GARSTKA M. 2007. Strukturalne podstawy reakcji świetlnych fotosyntezy. Postępy Biol. 

Kom. 34(3): 445–476. 

LAGOS N., ONODERA H., ZAGATTO P.A., ANDRINOLO D., AZEVEDO S.M., OSHIMA Y. 

1999. The first evidence of paralytic shellfish toxins in the fresh water cyanobacterium 

Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from Brazil. Toxicon (37): 1259–1373. 

LEWIS J. 1985. Lead poisoning: A historical perspective. EPA J. (11): 15–18. 

OREN A. 2011. Cyanobacterial systematic and nomenclature as featured in the International 

Bulletin of Bacteriological Nomenclature and Taxonomy. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 

(61): 10–15. 

PAWLIK-SKWOROŃSKA B., SKOWROŃSKI T. 1996. Sinice i ich interakcje z metalami 

ciężkimi. Wiadom. Bot. 40(3–4): 17–30. 

PINCHASOV Y., BERNER T., DUBINSKY Z. 2006. The effect of lead on photosynthesis, 

as determined by photoacoustics in Synechococcus leopoliensis (Cyanobacteria).Water, 

Air, Soil Pollut. 175( 1–4): 117–125. 

RIPPKA R., DERUELLES J., WATERBURY J., HERDMAN M., STANIER R. 1979. Generic 

assignments, strains histories and properties of pure cultures of cyanobacteria. J. Gen. 

Microbiol. (111): 1–61. 

518


RUANGSOMBOON S., CHIDTHAISONG A., BUNNAG B., INTHORN D., HARVEY N.W. 

2006. Lead (Pb2+) Removal from Wastewater by the Cyanobacterium Calothrix marchica. 

Kasetsart J. Nat. Sci. (40): 784–794. 

RZYMSKI P., PONIEDZIAŁEK B., KARCZEWSKI J., KOKOCIŃSKI M., BURCHARDT L., 

WIKTOROWICZ K. 2011. Evaluation of cadmium and mercury impact on cyanobacteria 

fluorescence emission using flow cytometry – preliminary studies. J. Environ. Sci. 

Eng. 9(5); w druku. 

SECKBACH J. 2007. Algae and cyanobacteria in extreme environments. Springer, Dordrecht. 

SIKORA J., ŻURAWSKI K., RUTKOWSKA J., PONIEDZIAŁEK B., WIKTOROWICZ K, 

DUDKOWIAK A. 2009. Wpływ metali ciężkich na fluorescencję chlorofilu Synechocystis 

aquatilis. Ochr. Środ. Zas. Nat. (41): 293–301. 

STAL L.J. 2000. Cyanobacterial mats and stromatolites. W: The Ecology of Cyanobacteria. 

Kluwer AP, Dordrecht. 

VYMAZAL J. 1990. Toxicity and accumulation of lead with respect to algae and Cyanobacteria: 

a review. Acta Hydroch. Hydrob. (18): 513–533. 

519


Grzegorz Zając*, Joanna Szyszlak-Bargłowicz* 

OCENA ZAWARTOŚCI WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH 

W MĄKACH CHLEBOWYCH 

ESTIMATION OF SELECTED HEAVY METALS CONTENT 

IN BREAD FLOURS 

Słowa kluczowe: zanieczyszczenia żywności, metale ciężkie. 

Key words: food contaminants, heavy metals. 

Cereal products including flour and bread are some of the main sources of heavy metals in 

human’s food. Due to the above, certain attempts of assessing their contamination level in 

food are taken. In studies were examined the content of cadmium, lead and copper in wheat 

and rye flours of different types. The elements were determined, after a prior dry digestion 

by inversion voltammetry. The results presents that the tested products contain a low, not 

dangerous for health, the concentration of mentioned metals. 


Metale ciężkie są szeroko rozpowszechnione w środowisku. W grupie metali ciężkich 

występują zarówno pierwiastki niezbędne do prawidłowego funkcjonowania ludzkiego organizmu, 

jak i metale zbędne dla procesów życiowych człowieka. Do pierwszej grupy w 

postaci tzw. mikroelementów zaliczamy m.in.. cynk, miedź, żelazo. Druga grupa to przede 

wszystkim kadm, ołów i rtęć. Zarówno niedobór, jak i nadmiar mikroelementów jest niekorzystny 

dla zdrowia, dlatego powinny one występować w ściśle określonych ilościach. Natomiast 

dostanie się do organizmu człowieka takich metali, jak kadm, rtęć czy ołów może 

stanowić poważne zagrożenie dla zdrowia i życia. 

Toksyczność związków metali ciężkich wynika głównie z ich trwałości w środowisku, 

kumulacji w organizmie żywym, trudności w ich wydalaniu z organizmu oraz wybiórczego 

* Dr inż. Grzegorz Zając, dr inż. Joanna Szyszlak-Bargłowicz – Katedra Energetyki i Pojazdów, 

Wydział Inżynierii Produkcji, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Poniatowskiego 1, 

20-060 Lublin; tel.: 81 538 83 14; e-mail: grzegorz.zajac@up.lublin.pl 

520

Ocena zawartości wybranych metali ciężkich w mąkach chlebowych 

działania na niektóre układy [Warchlewski 1993, Walker i in. 2002], jaka może być zmetabolizowana 

w organizmie ludzkim, jest uzależniona nie tylko od podaży żywności, ale także 

od diety, gdyż prawidłowy stan odżywiania, poza działaniem w kierunku normalizacji przemiany 

materii, ma działanie ochronne w narażeniach na metale ciężkie. Określenie dopuszczalnych 

bezpiecznych dawek metali ciężkich w żywności jest jednak dużym problemem, 

bowiem granica między ilością niezbędną a szkodliwą jest niekiedy bardzo wąska, a o adsorpcji, 

wydalaniu, metabolizmie decydują często wzajemne interakcje między pierwiastkami 

[Smoczyński 1988, Smoczyński i in. 1986, Śmiechowska 2002]. 

W świetle obecnego stanu wiedzy kadm uważany jest za jeden z najbardziej szkodliwych 

pierwiastków dla zdrowia człowieka. Nie wykazuje on żadnej pożytecznej funkcji biologicznej, 

a jego obecność w tkankach odzwierciedla kontakt organizmu ze środowiskiem. 

Do organizmu ludzkiego kadm dociera przez układ oddechowy i pokarmowy wraz z zanieczyszczonym 

powietrzem i żywnością. 

Ołów jako mikroelement znajduje się we wszystkich materiałach biologicznych: glebie, 

roślinach, wodzie i organizmach żywych. W organizmie człowieka ołów z pożywieniem 

przenika najpierw do organów wewnętrznych, po czym kumuluje się w tkance kostnej, najczęściej 

w stawach, zębach, we włosach oraz w wątrobie [Nikonorow 1987]. 

Występowanie w tkankach ołowiu niezwiązanego powoduje poważne zakłócenia metaboliczne, 

a mianowicie: ograniczenie aktywności niektórych enzymów, zaburzenia syntezy 

białek oraz gospodarki innymi pierwiastkami metalicznymi. Wątroba i nerki są głównymi organami, 

w których ołów, występując w komórkach, powoduje zaburzenia funkcji biologicznych. 

Miedź jest bardzo rozpowszechniona w przyrodzie – należy do pierwiastków biogennych. 

W organizmie człowieka występuje przede wszystkim w postaci związków organicznych. 

Odgrywa istotną rolę w procesach krwiotwórczych, pobudzając powstawanie hemoglobiny. 

Jako koenzym reguluje metabolizm kolagenu i transport żelaza. Miedź występująca 

w nadmiarze w diecie człowieka wywołuje niekorzystne zmiany metaboliczne. Może kumulować 

się w wątrobie, nerkach i mięśniu sercowym, prowadząc do zmian patologicznych. 

Do surowców spożywczych miedź przenika za pośrednictwem powietrza atmosferycznego, 

wody oraz gleby [Smoczyński i in. 1986]. 

Produkty zbożowe, w tym mąka i pieczywo, odgrywają istotną rolę w żywieniu człowieka, 

gdyż stanowią podstawę codziennej diety, ale są także jednym z głównych źródeł pobrania 

kadmu i ołowiu (31 i 33% dziennej dawki tego pierwiastka). Z tych względów podejmowane 

są próby oceny stopnia zanieczyszczenia tych produktów. Opierają się one w dużej 

mierze na wynikach badań monitorowych przeprowadzanych w różnych krajach w tym, 

w Polsce oraz przez organizacje międzynarodowe. Dostarczają one informacji o poziomie 

metali w żywności i ich zmianach w czasie. 

Celem pracy było zbadanie poziomu zanieczyszczeń metalami ciężkimi – kadmem, ołowiem 

i miedzią – wybranych grup mąk wykorzystywanych w zakładzie piekarniczym do produkcji 

pieczywa żytniego, pszennego wyborowego i mieszanego. 

521

Grzegorz Zając, Joanna Szyszlak-Bargłowicz 


Materiał do badań otrzymano z Przedsiębiorstwa Piekarniczego Sp. z o. o. w Lublinie, 

Piekarnia nr 1 przy ul. Zemborzyckiej 96. Badaniami objęto: 

1) mąki pszenne – typ 500 i typ 850 

oraz 

2) mąki żytnie – typ 720 i typ 2000. 

Badania zawartości metali ciężkich w badanych surowcach prowadzono przy zastosowaniu 

techniki woltamperometrii inwersyjnej, na mikrokomputerowym analizatorze woltamperometrycznym. 

Oznaczanie metali ciężkich było poprzedzone czynnościami mającymi na celu odpowiednie 

przygotowanie próbek i urządzenia pomiarowego. Przygotowanie próbek polegało 

na zniszczeniu matrycy organicznej poprzez mineralizację metodą suchą i doprowadzeniu 

próbki do postaci ciekłej. Próbki (2-3 g badanego produktu) mineralizowano przez spopielenie 

w piecu muflowym. Proces spopielania był poprzedzony suszeniem w celu uzyskania 

stałej wilgotności. Suszenie odbywało się trzyetapowo w temperaturach 60, 100 i 120°C, po 

czym określano suchą masę w próbce. Tak przygotowaną próbkę umieszczano w piecu muflowym 

i prowadzono spopielanie przy zachowaniu następujących parametrów: 150°C – 2 

godz., 250°C – 2 godz., 350°C – 3 godz., 450°C – 6 godz. Temperaturę podnoszono powoli 

(50°C/godz.), aby nie dopuścić do zapalenia się próbki. 

Otrzymany popiół zalewano 1 cm 3 wody redestylowanej, a następnie 3 cm 3 ultraczystego 

stężonego kwasu azotowego (65%). Podgrzewano na płytce do całkowitego rozpuszczenia 

i przenoszono ilościowo do kolby miarowej o pojemności 10 cm 3 i uzupełniano wodą 

redestylowaną. Roztwór wykonywano przed samym pomiarem. 

Metale oznaczano metodą ASV z dwukrotnym dodawaniem standardów. Etap zatężania 

prowadzony był na błonkowej elektrodzie rtęciowej na podłożu z węgla szklistego. 

Próbka w czasie cyklu pomiarowego była odtleniana i mieszana argonem. W celu wykonania 

oznaczenia do naczynka odmierzano 2 cm 3 roztworu mineralizatu i 10 cm 3 elektrolitu. 

Przygotowany roztwór w naczynku umieszczano w stanowisku pomiarowym i włączano 

przepływ gazu. Po wprowadzeniu parametrów pomiaru uruchamiano pomiar i wykonywano 

serię pomiarową dla próbek bez standardu, z jednokrotnym dodatkiem standardów i dwukrotnym 

dodatkiem standardów. Standardy dozowano za pomocą mikropiety automatycznej, 

ilości dodanego wzorca wprowadzano do programu. Po zarejestrowaniu krzywej woltamperometrycznej 

ręcznie wyznaczano podstawę piku, po czym program podawał wynik 

zawartości badanego metalu. Pomiary prowadzono w dwudziestu powtórzeniach dla każdego 

materiału. Wyniki analizy otrzymane z komputerowego analizatora mikrośladów, podane 

w mg, zostały – po odjęciu tzw. ślepej próby – przeliczone na zawartość w produkcie 

w mg·kg -1 . 

522


3. Wyniki i ich dyskusja 

Wyniki badań zawartości ołowiu, kadmu i miedzi w badanych mąkach w postaci średnich 

i zakresu z 20 powtórzeń w mg·kg -1 produktu przedstawiono w tabeli. 

Jak można zauważyć, zawartość metali ciężkich w badanych mąkach jest dość zróżnicowana. 

W mąkach pszennych stwierdzono znacznie większe zawartości kadmu, ołowiu 

i miedzi niż w mąkach żytnich. 

Tabela. Zawartość kadmu, ołowiu i miedzi w badanych próbkach 

Table. Cadmium lead and copper content in the tested samples 

Lp. 

Produkt 

Zawartość kadmu, 

mg·kg -1 

Zakres 

wartość średnia 

Zawartość ołowiu, 

mg·kg -1 

Zakres 


Zawartość miedzi, 

mg·kg -1 

Zakres 


1 Mąka pszenna typ 500 

0,0123–0,0543 

0,0372 

0,0238–0,0781 

0,0573 

0,0851– 0,0991 

0,0894 

2 Mąka pszenna typ 850 

0,01872–0,04716 

0,0314 

0,0149–0,06495 

0,0442 

0,0589–0,9787 

0,0781 

3 Mąka żytnia typ 720 

0,0129–0,04246 

0,0198 

0,0196–0,1168 

0,0463 

0,0558–0,0805 

0,04045 

4 Mąka żytnia typ 2000 

0,0085–0,0238 

0,0123 

0,0149–0,0467 

0,0398 

0,0428–0,0509 

0,03721 

Uzyskane wartości nie przekraczają dopuszczalnych wartości podawanych przez ustawodawstwo. 

Aktualnie obowiązujące limity zawartości kadmu i ołowiu dla środków spożywczych 

są podane w Rozporządzeniu Komisji (WE) Nr 1881/2006 dnia 19 grudnia 2006 r. 

Rozporządzenie to w odniesieniu do ołowiu i kadmu nie podaje dopuszczalnych wartości 

dla mąki, a jedynie dla zbóż, ustalając limity na poziomie 0,2 mg·kg -1 Pb i 0,1 mg·kg -1 Cd. 

Należy jednak zwrócić uwagę, że otrzymane wyniki są również mniejsze od limitów obowiązujących 

przed wejściem Polski do Unii Europejskiej. 

Zgodnie z rozporządzeniem Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. dopuszczalna 

zawartość kadmu w pieczywie wynosiła 0,05 mg/kg, a ołowiu – 0,3 mg/kg. Natomiast dla 

miedzi brak jest limitów. 

Wyniki badań dotyczących zawartości Pb i Cd w polskich produktach zbożowych m.in. 

mąkach, pieczywie, makaronach, kaszach można również znaleźć w pracach innych autorów 

[Kot, Zaręba 2007, Wojciechowska-Mazurek i in. 2008b, Falandysz i in. 1987]. Średnie 

zawartości ołowiu i kadmu oznaczone w pracy są na poziomie zbliżonym do średnich ilości 

tych metali w większości produktów zbożowych. 

W mąkach pochodzących z terenu Lubelszczyzny zawartość kadmu i ołowiu w mąkach 

pszennych wynosiła średnio: 0,028 mg·kg -1 – kadmu i 0,049 mg·kg -1 – ołowiu, w mąkach żytnich|: 

0,018 mg·kg -1 – kadmu i 0,063 mg·kg -1 – ołowiu [Kot 2003]. 

523

Grzegorz Zając, Joanna Szyszlak-Bargłowicz 

Znacznie mniej jest doniesień dotyczących zawartości miedzi w mąkach, szczególnie 

mąkach żytnich. Zawartość miedzi w mąkach pszennych typu 500 była badana przez Krelowską-Kulas 

[1992] – w mące wrocławskiej wynosiła ona średnio 1,22 mg·kg -1 , a w poznańskiej 

– 1,16 mg·kg -1 . 

Podawane przez licznych autorów [Buliński i in.1990, 1992, Kot 2003, Kot, Zaręba 

2007, Fiłon, Karczewski 2010, Wojciechowska-Mazurek i in. 2008a] stężenia Cd i Pb w pieczywie 

były zbliżone do oznaczonych w mąkach żytnich i pszennych. Wyższa zawartość 

metali ciężkich w mące pszennej może przekładać się na końcową zawartość w produkcie. 

Kot [2003] zaobserwował w pieczywie żytnim razowym znacznie mniejszą zawartość 

kadmu (0,01445 mg·kg -1 ) i ołowiu (0,0672 mg·kg -1 ) niż w pieczywie z większą zawartością 

mąki pszennej – 0,04177 mg·kg -1 Cd i 0,07766 mg·kg -1 Pb dla bułek i 0,05228 mg·kg -1 Cd, 

0,0917 mg·kg -1 Pb dla chleba mieszanego. W chlebie razowym stwierdzono 0,044 mg·kg -1 

Cu w chlebie mieszanym zaś – 0,064 mg·kg -1 Cu. 

4. Wnioski 

1. Ciągły rozwój przemysłu, motoryzacji oraz zwiększająca się chemizacja w każdej dziedzinie 

gospodarki powodują wprowadzenie do otoczenia nadmiernych ilości trujących 

związków. Wśród nich znajdują się także metale ciężkie, które później są pobierane 

przez rośliny, a tym samym stanowią pierwsze główne źródło zanieczyszczeń produktów 

spożywczych, w tym mąk. 

2. Mąki pszenne charakteryzowała większa zawartość badanych pierwiastków śladowych 

w stosunku do mąk żytnich. 

3. Przeprowadzona ocena zawartości kadmu, ołowiu i miedzi w mąkach pozwala na 

stwierdzenie, że badane produkty zawierają niskie, niebudzące zaostrzeń zdrowotnych, 

stężenia oznaczanych metali. 

4. Na podstawie danych literaturowych i wyników badań własnych należy stwierdzić, że 

konieczne jest ciągłe monitorowanie poziomu metali toksycznych w produktach spożywczych. 


BULIŃSKI R., KOT A., BŁONIARZ J. 1992. Badania zawartości niektórych pierwiastków w 

produktach spożywczych krajowego pochodzenia. Cz. XII. Ocena skażeń szkodliwymi 

metalami krajowego pieczywa. Bromat. Chem. Toksykol. 25 (2): 193–196. 

BULIŃSKI R., KOT A., BŁONIARZ J.,WYSZOGRODZKA-KOMA L. 1990. Badania zawartości 

niektórych pierwiastków w produktach spożywczych krajowego pochodzenia. Cz. 

XI. Ocena skażeń szkodliwymi metalami przetworów zbożowych. Bromat. Chem. Toksykol. 

23 (3-4): 105–108. 

524


FALANDYSZ J., LORENC-BIAŁA H., CENTKOWSKA D. 1987. Zawartość metali w niektórych 

środkach spożywczych. Roczn. PZH 38(4-5): 344–346. 

FIŁON J., KARCZEWSKI J. 2010. Próba oceny zagrożenia zdrowia w oparciu o stężenia Pb 

i Cd w produktach zbożowych w rożnych regionach woj. podlaskiego. Bromat. Chem. 

Toksykol. 2: 158–162 

KOT A., ZARĘBA S. 2007. Zawartość kadmu i ołowiu w produktach zbożowych. Żyw. Człow. 

34(3/4): 889–895. 

KOT A. 2003. Produkty zbożowe źródłem kadmu i ołowiu. Żyw. Człow. 30(3/4): 1097–1103. 

KRELOWSKA-KULAS M. 1992. Studies on trace elements content in some cereal products. 

Die Nahrung 36(3): 269–272. 

NIKONOROW N. 1987. Toksykologia żywności. PZWL, Warszawa. 

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

dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych. 



się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, 

substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni żywności 

(Dz.U. z 2003 r. Nr 37, poz. 326). 

SMOCZYŃSKI S. 1988. Chemiczne skażenie żywności. WNT, Warszawa. 

SMOCZYŃSKI S., DAMICZ W., AMAROWICZ R. 1986. Chemiczne aspekty higieny żywności. 


ŚMIECHOWSKA M. 2002. Studia nad produkcją, jakością i konsumpcją żywności ekologicznej. 

Akademia Morska w Gdyni. 

WALKER C.H., HOPKIN S.P., SIBLY R.M., PEAKALL D.B. 2002 Podstawy ekotoksykologii. 


WARCHLEWSKI J. B. 1993. Kiedy żywność stanowi zagrożenie dla zdrowia i życia człowieka, 

PTTŻ, Poznań. 

WOJCIECHOWSKA-MAZUREK M., STARSKA K., BRULIŃSKA-OSTROWSKA E., PLEWA 

M., BIERNAT U., KARŁOWSKI K. 2008a. Monitoring zanieczyszczenia żywności pierwiastkami 

szkodliwymi dla zdrowia Część I. Produkty zbożowe pszenne, warzywne, cukiernicze 

oraz produkty dla niemowląt i dzieci (rok 2004). Roczniki PZH 59(3): 251–266. 

WOJCIECHOWSKA-MAZUREK M., STARSKA K., BRULIŃSKA-OSTROWSKA E. PLEWA 

M., KARŁOWSKI K. 2008b. Ocena zanieczyszczenia żywności pierwiastkami szkodliwymi 

dla zdrowia. Bromat. Chem. Toksykol., 41(3): 468–474. 

525

INDEks autorów 

A 

Affek Katarzyna 372 

B 

Baczewska Aneta H. 391 

Badora Aleksandra 439 

Bartkowiak Agata 197 

Bedla Dawid 250 

Bielecki Bartosz 362 

Bielicka-Giełdoń Aleksandra 492 

Bojanowska Monika 453 

Bojanowska Irena 492 

Bojarska Katarzyna 423 

Brągoszewska Paulina 391 

Brodziak Aneta 467 

Brytan Marek 383, 413 

Burchardt Lubomira 513 

Burzyńska Irena 432 

Bystrická Judita 259 

Bzowski Zbigniew 423 

C 

Chruściel Maciej 216 

Chrzanowska Edyta 383, 413 

Chrzanowska Nina 372 

Cichocka Joanna 15 

Czajka Radosław 334 

Czeczko Renata 462 

Czepiel-Mil Katarzyna 485 

Czułowska Iwona 86 

D 

Diadik Katarzyna 343 

Długoński Jerzy 104 

Dmuchowski Wojciech 391 

Domańska Jolanta 67, 74 

Drąg-Kozak Ewa 161 

F 

Filipek Tadeusz 67, 74 

G 

Godziuk Sylwia 343 

Gozdowski Dariusz 391 

Grosicki Andrzej 179 

Grzesiuk Anna 86 

H 

Horbowicz Marcin 86 

J 

Janyszko Paweł 353 

Jaroń Natalia 96 

Jarzynowska Ludwina 307, 403 

Jasińska Anna 112 

Jaworska Hanna 197 

Jezierski Paweł 266, 275 

Jónášová Diana 131 

Jurkiewicz-Karnkowska Ewa 316 

K 

Kalembasa Dorota 230 

Kalinowski Radosław 383, 413 

Kaszubkiewicz Jarosław 266, 276 

Kawałko Dorota 266, 276 

Kędzierska-Matysek Monika 467 

Kłódka Dariusz 210 

Kmiecik Mirosława 475 

Kokociński Mikołaj 513 

Kołodziejczyk Katarzyna 204 

Kołton Anna 40 

Kondera Elżbieta 143 

Korycińska Małgorzata 343 

Korzekwa Karol 353 

Kośla Tadeusz 184, 191 

Kowalczyk Waldemar 86 

Kowalczyk-Pecka Danuta 485 

Kozłowska-Strawska Jolanta 439 

Król Jolanta 467 

Królak Elżbieta 343 

Kubicka Helena 96 

Kubik Justyna 170 

Kwasowski Wojciech 498 

L 

Ledwożyw-Smoleń Iwona 22, 49 

Liszka-Skoczylas Marta 59 

Litwińczuk Anna 467 

527

Ludwikowska Agnieszka 151 

Lutnicka Hanna 151 

Ł 

Łebkowska Maria 372 

Ługowska Katarzyna 170 

Łuszczek-Trojnar Ewa 161 

M 

Malinowska Elżbieta 230 

Małuszyńska Ilona 233, 362 

Małuszyński Marcin J. 223, 362 

Martyn Waldemar 287 

Mijalska-Szewczak Izabela 508 

Mundała Paweł 250 

Musilová Janette 131, 259 

N 

Nawrocka Agnieszka 475 

Niedzielski Maciej 123 

Niemczuk Bożena 287 

Niewolak Stanisław 334 

O 

Ochman Daniel 266, 276 

Oktaba Lidia 498 

P 

Pakuła Krzysztof 240 

Paraszkiewicz Katarzyna 112 

Pawlica Marta 210 

Piątek Milena A. 104 

Pieprzka Roman 204 

Poláková Zuzana 131 

Poniedziałek Barbara 513 

Popek Włodzimierz 161 

R 

Radzikowski Paweł 80 

Rakoczy Roksana 59 

Rodziewicz Wiesława 334 

Rodziewicz Wojciech 334 

Rożek Agnieszka 307, 403 

Rożek Stanisław 22 

Ryłko Ewa 492 

Rzymski Piotr 513 

Siemieniuk Anna 297, 324 

Skibniewska Ewa M. 184, 191 

Skibniewski Michał 184, 191 

Słaba Mirosława 104 

Smoleń Sylwester 22, 31, 40, 49, 59 

Smolik Beata 210 

Sołtysek Rafał 423 

Szczykowska Joanna 297, 324 

Szkoda Józef 475 

Szwalec Artur 250 

Szymczak Justyna 210, 216 

Szyszlak-Bargłowicz Joanna 508, 520 

Ś 

Śnioszek Martyna 15 

T 

Telesiński Arkadiusz 15, 216 

Tomaszewska Klara 204 

U 

Urbańska-Słomka Grażyna 191 

Urminská Dana 259 

V 

Vollmannová Alena 259 

W 

Wierzbińska Joanna 31, 40, 59 

Wiktorowicz Krzysztof 513 

Wiktorowicz Andrzej 362 

Wiszniewska Alina 40 

Wolicka Dorota 307, 403 

Woliński Konrad 123 

Z 

Zając Grzegorz 520 

Zakrzewska Helena 15 

Załęska-Radziwiłł Monika 372 

Ż 

Żmudzki Jan 475 

S 

Sadowska Ewelina 80 

Sady Włodzimierz 31 

528


WSKAZÓWKI DLA AUTORÓW PRACY ZGŁOSZONEJ DO DRUKU 

W RECENZOWANYM CZASOPIŚMIE „OCHRONA ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW NATURALNYCH” 

1. Przekazywany do druku w czasopiśmie „Ochrona Środowiska i Zasobów 

Naturalnych” artykuł powinien zawierać: 

• tytuł pracy w wersji polskiej i angielskiej, 

• tekst pracy przygotowany w programie WORD, czcionką TIMES NEW 

ROMAN CE, 12 pkt i przesłać na płycie CD; objętość całej pracy nie powinna 

przekraczać 10 stron formatu A-4, z zachowaniem następującego układu 

stron: 

- tekst akapitowy, z wcięciem na 4 znaki od lewego marginesu, 

- wszystkie marginesy o szerokości 2,5 cm, 

- odstępy między wierszami – 1,5 wiersza, 

- wewnątrz artykułu należy stosować dziesiętną numerację; 

• słowa kluczowe (6–10), charakteryzujące tematykę pracy, w języku polskim 

i angielskim; 

• streszczenie w języku polskim i angielskim o objętości ½ strony formatu A-4 

(każda wersja) należy opracowane graficznie, w taki sam sposób jak tekst 

artykułu i umieszczone po słowach kluczowych; 

• przypisy złożone mniejszą czcionką (8 pkt) niż tekst artykułu numerowane 

kolejno w całej pracy i umieszczone u dołu strony, na której je powołano je 

powołano. 

2. Wzory matematyczne i fizyczne oraz symbole literowe: 

• powinny być pisane prostą, jasną czcionką; 

• po zwrocie „gdzie:” umieszczonym przy lewym marginesie należy podać 

znaczenie wszystkich symboli występujących we wzorze, a następnie 

jednostki, stosując jednolicie w obrębie artykułu jeden z następujących 

zapisów: mg/l lub mg∙l -1 , l/ha∙s lub l∙(ha∙s) -1 . 

Uwaga! Nie należy nawiasów okrągłych zastępować ukośnymi kreskami; 

przedziały wartości należy pisać w następujący sposób: 1,5–3,2. 

3. Ilustracje (rysunki, fotografie, schematy) jedynie czarno-białe: 

• należy numerować kolejno w obrębie artykułu; 

• należy objaśnić wszystkie zastosowane oznaczenia, a następnie podać ich 

jednostki miary, np.: %, cm, mg, µm; 

• pod każdym rysunkiem powinien być zamieszczony podpis w języku polskim 

i angielskim, złożony mniejszą czcionką niż tekst artykułu. 

529


4. Tabele: 

• należy numerować kolejno w obrębie artykułu, umieszczając po wyrazie 

„Tabela” numer poprzedzający tytuł tabeli; 

• tytuły tabel należy podać w języku polskim i angielskim; 

• tekst główki tabeli nie może być powtórzeniem tytułu tabeli; 

• wszystkie symbole użyte w tabelach należy objaśnić w przypisach do tabel; 

• forma tabel musi być jednolita w całej pracy; 

• w treści tabel nie mogą być pozostawione puste pola, w polach tych należy 

wpisać odpowiednie znaki np.: 

- „–” – zjawisko nie występuje, 

- „0” – zjawisko istnieje, jednakże w ilościach mniejszych od liczb, które 

mogą być podane w tabeli, jeżeli np. produkcja jest wyrażona w tysiącach 

ton, znak 0 oznacza, że w tym wypadku nie osiąga 0,5 tys. ton, 

- „∙” – zupełny brak informacji lub brak informacji wiarygodnych, 

- „x”– wypełnienie rubryki ze względu na układ tablicy jest niemożliwe lub 

niecelowe, 

- wyrażenie „w tym” – oznacza, że nie podaje się wszystkich składników 

sumy. 

5. Pod rysunkiem bądź tabelą należy wskazać ew. źródło prezentowanych 

danych mniejszą czcionką. 

6. Podsumowanie i wnioski: każdy artykuł powinien zawierać na końcu 

opracowania podsumowanie i wnioski. 

7. Piśmiennictwo: 

• piśmiennictwo w całej pracy musi być opracowane jednolicie; 

• na końcu pracy po wnioskach należy podać wykaz piśmiennictwa 

cytowanego w tekście pracy, w układzie alfabetycznym według nazwisk 

autorów, np.: 


Warszawa. 

KOZAK J., KOWALSKI C. 1997. Stan środowiska w Albanii. IOŚ, Warszawa. 

MACIEJEWSKA A., OCIEPA E. 2002. Bioakumulacja metali ciężkich w różnych gatunkach 

roślin. Inżynieria i Ochrona Środowiska 5, 1: 45–54. 



się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych, 

substancjach pomagających przetwarzaniu albo na powierzchni żywności 

(Dz.U. Nr 37, poz. 326, zał.1). 

Ustawa z dnia 25 sierpnia 2006 r. o biokomponentach i biopaliwach ciekłych (Dz.U. 

Nr 169, poz. 1199). 

www.bip.jaworzno.pl 

530


• Piśmiennictwo w tekście artykułu należy cytować w następujący sposób: 

[Wojnar, Wisz 2006], [Ustawa... 2006], [Rozporządzenie…2003]. 

Uwaga! 

• Do każdej pracy należy dołączyć oświadczenie, że praca jest oryginalna, 

nigdzie wcześniej niepublikowana. 

• Każda praca powinna być autoryzowana i podpisana do druku przez autora 

wiodącego. 

• Autor publikowanej pracy obowiązany jest przenieść swe prawa autorskie na 

wydawcę. 

• Do artykułu należy dołączyć informację zawierającą: tytuł pracy, 

imię i nazwisko, tytuł naukowy autorów oraz miejsce ich zatrudnienia 

z dokładnym adresem, telefonem i e-mailem. 

• Autorzy pokrywają uzgodnione z Działem Wydawnictw koszty 

opublikowania pracy w czasopiśmie. 

Czasopismo „Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych” jest dostępne 

pod adresem: http://www.ios.edu.pl/pol/ochrona.html 

Płyty CD z tekstem pracy i jej streszczeniem wraz z autoryzowanym przez 

Autora/Autorów wydrukiem z drukarki laserowej na papierze formatu A-4 

w 1 egz. oraz oświadczeniem, iż praca jest oryginalna i nie była wcześniej 

publikowana, należy przekazać na adres: 

Instytut Ochrony Środowiska-Państwowy Instytut Badawczy, 

Dział Wydawnictw, 

00-548 Warszawa 

ul. Krucza 5/11. 

Tel.: 0-22-625-10-05 wew. 58 

e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl 

531


WZÓR OŚWIADCZENIA 

Tytuł pracy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Autor/autorzy: 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

………………………………………………………………………………………… 

Oświadczam/oświadczamy, że złożona przeze mnie/nas praca jest oryginalna 

i dotychczas nigdzie niepublikowana. 

Prawa autorskie do wymienionej pracy przenoszę/przenosimy na wydawcę 

czasopisma ”Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych”, tj. Instytut Ochrony 

Środowiska-Państwowy Instytut Badawczy. 

Podpis/podpisy 

………………………………………….. 

…………………………………………. 

…………………………………………. 

Data 

…………………………………………. 

532

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 48 - Instytut Ochrony ...

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?

Ochrona Årodowiska i ZasobÃ³w Naturalnych nr 48 - Instytut Ochrony ...